/
Author: Мотузова Г.В. Карпова Е.А.
Tags: почвоведение почвенные исследования экология и биогеография охрана живой природы экология биосфера охрана окружающей среды загрязнение
ISBN: 978-5-211-05565-0
Year: 2013
Text
Г. В. Мотузова, Е. А. Карпова
ХИМИЧЕСКОЕ
И ЕГО ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ
ПОСЛЕДСТВИЯ
Издательство Московского
университета
Г. В. Мотузова, Е.А. Карпова
ХИМИЧЕСКОЕ
И ЕГО ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ
ПОСЛЕДСТВИЯ
G.V. Motuzova, E.A. Karpova
CHEMICAL
CONTAMINATION
of biosphere
AND ITS ECOLOGICAL
CONSEQUENCES
The book is recommended
by the Academic Association on Classical University
Education as a textbook for students
of high school that are the course of higher
professional education
020700 «Soil Science»
(Ш
iMryj
Moscow University
Press
2013
Г. В. Мотузова, Е. А. Карпова
ХИМИЧЕСКОЕ
ЕГО ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ
ПОСЛЕДСТВИЯ
Рекомендован У МО
по классическому университетскому образованию
в качестве учебника для студентов высших учебных
заведений, обучающихся по направлению высшего
профессионального образования
020700 «почвоведение»
Издательство Московского
университета
2013
УДК 631.4: 574
ББК 40.3;28.080
М 85
Серия «Библиотека факультета почвоведения МГУ»
Редакционный совет серии:
Рецензенты:
Д.б.н., проф. Д.Л. Пинский, д.б.н., проф. М.Н. Строганова
Мотузова Г.В., Карпова Е.А.
М 85 )6шическое загрязнение биосферы и его экологические по¬
следствия. Учебник. — М.: Издательство Московского универси¬
тета, 2013 — 304 с. (Библиотека факультета почвоведения МГУ).
ISBN 978-5-211-05565-0
В условиях растущей антропогенной деградации окружающей среды знания
как об общих и специфических закономерностях распространения и аккумуля¬
ции различных загрязняющих веществ в природных средах разных регионов, так
и о путях их улучшения необходимы для специалистов в области охраны био¬
сферы. В учебнике изложены теоретические и практические аспекты этого ак¬
туального направления деятельности исследователей и практиков. Он содержит
основные положения учения о рациональном природопользовании, о значении
химического загрязнения в жизни современного общества.
Большое внимание уделено подходам и методам нормирования содержания
химических веществ в природных средах и оценке эффективности их примене¬
ния. Описаны основы и методы рекультивации загрязненных почв, дана оценка
экологических последствий химического загрязнения биосферы.
Учебник предназначен для студентов, обучающихся по специальностям по¬
чвоведение, экология, биология, география, природопользование, и всех тех,
кто интересуется современным состоянием окружающей среды.
Ключевые слова: антропогенная деградация биосферы, загрязняющие ве¬
щества, токсичность химических веществ, распространение загрязняющих ве¬
ществ в биосфере, нормирование содержания химических веществ в природных
средах, газообразные поллютанты, тяжелые металлы, органические поллютан-
ты, ремедиация загрязненных почв, охрана окружающей среды от загрязнения.
In conditions of growing anthropogenic degradation of the environment a knowledge
of general and specific patterns of distribution and accumulation of various pollutants
in the environment of different regions and of ways to improve them are necessary for
professionals in the field of protection of the biosphere. In the book sets out the theoretical
and practical aspects of the activities of researchers and practitioners. The textbook contains
a summary of the study of environmental management, of the significance of chemical
contamination in modem society. Much attention is paid to valuation approaches and
methods of chemical substances in the environment and assessing of their performance.
There are described the principles and methods of remediation of the polluted soils, the
assessment of the environmental impact of chemical pollution of the biosphere.
The textbook is intended for students who are training on specialties in soil science,
ecology, biology, geography, natural resources and management and all those are
interested by a current state of environment.
Key words: anthropogenic degradation of biosphere, pollutants, toxicity of chemical
substances, distribution of pollutants in biosphere, rationing of substances content in
environment, gaseous pollutants, heavy metals, organic pollutants, remediation of
polluted soils, environmental protection from pollution.
УДК 631.4: 574
ББК 40.3;28.080
О Г.В. Мотузова, E.A. Карпова, 2013
ISBN 978-5-211-05565-0 О Издательство Московского университета, 2013
Введение
Связь почвенных и экологических наук закономерна. Согласно
классическому определению В.В. Докучаева, сформулированному
имв 1883г. (этот год считается датой рождения науки почвоведения),
«почвой следует считать дневные или наружные горизонты горных
пород, естественно измененные совместным влиянием воды, воз¬
духа и различного рода организмов, живых или мертвых». Очень
скоро В.В. Докучаеву стала очевидной естественная связь почво¬
ведения с другой новой наукой — экологией, рождение и значение
которой он гениально предвидел. Уже в 1899 г. В.В. Докучаев писал:
«В последнее время все более и более формируется и обособляется
одна из интереснейших дисциплин в области современного есте¬
ствознания, именно о тех многочисленных и многообразных соот¬
ношениях и взаимодействиях, а равно и о законах, управляющих
вековыми изменениями их, которые существуют между так назы¬
ваемой живой и мертвой природой, между: а) поверхностными гор¬
ными породами, б) пластикой земли, в) почвами, г) наземными и
грунтовыми водами, д) климатом, е) растительными, ж) животны¬
ми организмами (в том числе и даже главным образом низшими) и
человеком, гордым венцом творения». Эта наука еще очень юная,
но зато «исполненная чрезвычайного высшего научного интереса».
В.В. Докучаев предвидел, что «уже недалеко то время, когда она по
праву и великому для судеб человечества значению займет самосто¬
ятельное и вполне почетное место». Далее он писал: «Ближе всего к
упомянутому учению, составляя, может быть, главное центральное
ядро его, стоит (не обнимая, однако, это вполне)... новейшее по¬
чвоведение, понимаемое в нашем, русском смысле слова».
С осознанием значимости экологических проблем для совре¬
менного общества, естественной близости наук «почвоведение» и
«экология» в вузовские учебные планы по подготовке специали¬
стов по той и другой специальности в нашей стране был введен ряд
общих дисциплин, к числу которых относятся курсы, посвященные
антропогенным нарушениям в состоянии окружающей среды, эко¬
логическому мониторингу, а также контролю, прогнозу и регулиро¬
ванию состояния окружающей среды. Одна из важнейших в этом
ряду — проблема химического загрязнения окружающей среды,
имеет и естественнонаучное, и социальное значение. Неуклонный
рост производства неизбежно сопровождается увеличением коли¬
5
Введение
чества различных отходов, рационально управляться с которым че¬
ловечество еще не научилось.
Созданное человеком загрязнение окружающей его природной
среды растет и представляет реальную угрозу продолжения жизни
на планете Современные студенты — представители того поколе¬
ния, здоровье и сама жизнь которых непосредственно зависят от
их готовности решать важнейшие экологические проблемы, в том
числе связанные с защитой природы от загрязнения. Учебник «Хи¬
мическое загрязнение биосферы и его экологические последствия»
не охватывает все аспекты этого важнейшего вопроса, но будет по¬
лезен для студентов и аспирантов, готовящих себя к научной и про¬
изводственной деятельности в области почвоведения, агрохимии,
экологии, геоэкологии, природопользования, а также для широко¬
го круга специалистов в области естественных наук.
Глава 1
РОЛЬ АНТРОПОГЕННОЙ ДЕГРАДАЦИИ
И ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ БИОСФЕРЫ
В ЖИЗНИ СОВРЕМЕННОГО ОБЩЕСТВА
В период научно-технической революции одной из важнейших
проблем человечества стала проблема рационального природо¬
пользования. Многие века человечество беспощадно эксплуати¬
ровало природу, расширяло освоение новых территорий и при¬
родных богатств, постоянно стремилось усилить свою власть над
природой, полагая, что ее ресурсы неистощимы. Но техническая
революция, рост населения (к ноябрю 2011 г. его численность со¬
ставила 7 млрд человек) и его потребностей создали новые взаи¬
моотношения человека и природы, особенно в последние 200
лет. Концентрация людских ресурсов на ограниченных площадях
ведет к росту производства, в том числе производства продуктов
питания, к увеличению количества отходов различных произ¬
водств, как следствие — к усилению всех видов деградации эко¬
системы, особенно к ее загрязнению. Расширяется связь в систе¬
ме «население—хозяйство—природа*». Человеческое общество в
условиях социально-экономического развития все более уверенно
становится активным фактором формирования структуры и функ¬
ционирования биосферы.
Растет интенсивность эксплуатации окружающей среды в ин¬
тересах человека, все активнее используются природные богат¬
ства — атмосфера, водные пространства, новые земли. Эти акции,
обеспечивая выполнение обществом множества разнообразных
хозяйственных задач, на определенном этапе неизбежно сопро¬
вождаются негативными побочными экологическими явлениями.
К ним относятся: 1) истощение природных ресурсов; 2) изменение
природных ландшафтов; 3) загрязнение природной среды за счет
рассеяния вещества в ходе различных производств и использова¬
ния различных изделий; 4) изменение климата и нарушение тепло¬
вого баланса планеты в связи с ростом потребления энергии.
Состояние современного общества характеризуется как кризис¬
ное в разных областях жизни и деятельности: социальной, эконо¬
мической, экологической
7
Глава I
На планете происходит истощение как возобновляемых, так и
невозобновляемых природных ресурсов. Убывают запасы пресной
воды, а потребность в ней растет и, по прогнозам, в ближайшие
десятилетия вырастет на 30—50 %. Истощаются запасы ценных
металлов (алюминия, меди, свинца, никеля, олова), ископаемого
топлива. Предполагается, что при мощном росте добычи и потре¬
бления подтвержденных запасов нефти и газа хватит примерно на
полвека. Социально-политические события создают постоянную
напряженность в обществе.
Академик С.П. Капица выделял три главных аспекта современ¬
ной глобальной политики в сфере «человек и природа»: 1) технико¬
экономический, связанный с истощением природных ресурсов;
2) экологический, обусловленный загрязнением окружающей сре¬
ды и нарушением биологического равновесия в системе «человек-
природа»; 3) социально-политический, так как для решения мно¬
гих региональных проблем требуются усилия всего человечества.
При всей сложности процессов, характерных для каждой из
этих сфер, общество в состоянии если не устранить полностью, то
частично ослабить социальные и экономические причины и по¬
следствия постигшего его кризиса, возможно, ценой больших за¬
трат средств и времени. В условиях непрекращающихся на планете
войн и недостатка средств существования, постоянно лишающих
жизни тысячи людей, не меньшие людские потери в современном
и будущем обществе могут быть связаны с опасным ухудшением
состояния окружающей среды. Конец XX и начало XXI в. знамена¬
тельны тем, что деградация биосферы стала реальностью и приоб¬
рела существенные размеры. По этой причине общепланетарный
экологический кризис можно считать наиболее опасным для чело¬
вечества.
Человек и окружающая среда, так же как и любые живые орга¬
низмы и окружающая их внешняя среда, — это компоненты экоси¬
стемы. В любой экосистеме они находятся в тесной взаимосвязи.
Связь эта создается и поддерживается постоянно действующими
потоками вещества и энергии. Стабильность противоположно на¬
правленных потоков веществ и энергии в экосистеме — основа су¬
ществования живых организмов.
При огромном разнообразии форм организации и размеров
экосистем их объединяет одна общая черта — наличие прямых и
обратных связей между живыми организмами и средой обитания.
Все явления природы постоянно действуют на живые организмы
планеты, а они в свою очередь так же постоянно влияют на окру¬
жающую среду. Особенно сильны эти связи в системе человек—
8
Роль антропогенной деградации и химического загрязнения биосферы в жизни общества
природа. Так как человек — самый сильный действующий фактор
на планете, именно он вызывает самую мощную ответную реакцию
природы на любое его действие. Ответная реакция окружающей
среды может быть такой силы, что будет в состоянии поставить под
угрозу существование самого человека.
Биосфера — экосистема общепланетарных масштабов Гло¬
бальная функция биосферы — поддержание жизни на планете.
Состояние человека как элемента биосферы обеспечивается
стабильностью в биосфере потоков химических веществ Нару¬
шение потоков веществ под влиянием постоянно активизирую¬
щейся хозяйственной деятельности человека ведет к деградации
биосферы
Антропогенная деградация биосферы состоит в нарушении под
влиянием человеческой деятельности ее структуры и функцио¬
нирования, результатом чего является нарушение экологических
функций биосферы. При этом состояние окружающей среды ме¬
няется в такой мере, что это создает угрозу для живых организмов
планеты. При антропоцентристском подходе к этой проблеме ан¬
тропогенная деградация биосферы понимается как ее ухудшение
до состояния, угрожающего жизни человека. Нарушается состоя¬
ние почв — центрального звена экосистемы (табл. 1.1).
Таблица 1 1
Виды и размеры глобальной антропогенной деградации почв
(Oldeman, 1992)
Тйп деградации
Площадь деградированных земель, млн га
Водная эрозия
1094
Ветровая эрозия
549
Химическая деградация
239
— потеря элементов питания
135
— засоление
76
— загрязнение
22
— закисление
6
Физическая деградация
83
Общая площадь
1965
Велики площади земель, подверженных ветровой и особенно
водной эрозии. Растет опустынивание земель, вызванное нераци¬
ональным их использованием, особенно пастбищная дигрессия.
В перечне земель, подверженных разным видам деградации, загряз¬
ненные почвы по площади не доминируют, однако в совокупности
9
Глава 1
с другими загрязненными природными средами они представляют
наибольшую угрозу для биосферы.
Загрязнение относят к одному из наиболее опасных видов дегра¬
дации биосферы. Это обусловлено рядом причин. Многие загряз¬
няющие вещества способны к дальнему переносу от локальных ис¬
точников загрязнения и к глобальному рассеянию. Концентрация
их в различных природных средах регионов, удаленных от крупных
промышленных центров, имеет тенденцию роста. Загрязняющие
вещества способны непосредственно отрицательно влиять на жи¬
вые организмы, в том числе на человека. Последствия воздействия
многих химических веществ полностью не изучены. Особенно
опасно влияние веществ, чуждых природе (пестициды, хлорорга-
нические вещества и пр.). Распространяются они чаще всего бес¬
контрольно. Последствия воздействия химических веществ, соз¬
данных человеком, на живые организмы непрогнозируемые.
Глобальные потоки загрязняющих веществ огромны. Мировое
хозяйство ежегодно выбрасывает в атмосферу более 15 млрд угле¬
кислого газа, 200 млн т оксида углерода, более 500 млн т углеводо¬
родов, 120 млн т золы. В России объем сточных вод составляет поч¬
ти 70 млрд м3, но объем очищенных вод менее 3 млрд м3. Бедствием
стали огромные количества твердых отходов, на свалках, хранили¬
щах их скопилось почти 100 млрд т, т.е. почти 70 т на каждого жи¬
теля. Уровень накопления отходов составляет ежегодно на одного
человека 10—15 т, но степень их утилизации невелика — 10—25 %
(Буторина и др. 2002).
Знания о масштабах загрязнения окружающей среды и оценка
влияния загрязняющих веществ на человека и на биосферу в целом
необходимы для выработки в обществе навыков рационального
природопользования.
Глава 2
КЛАССИФИКАЦИЯ
ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ
Загрязнение — один из видов деградации экосистемы. Загрязне¬
ние окружающей среды — это антропогенное привнесение в экоси¬
стему агентов различной природы, воздействие которых на живые
организмы превышает природный уровень. В числе этих агентов
могут быть как свойственные экосистеме, так и чуждые ей.
В соответствии с данным определением загрязнения классифи¬
цируют по виду воздействия, способу поступления действующих
агентов в окружающую среду и по характеру воздействия на нее
Выделяют следующие виды загрязнения окружающей среды:
1) механическое — загрязнение окружающей среды агентами,
которые оказывают механическое воздействие (например, захлам¬
ление мусором разных видов);
2) химическое — загрязнение химическими веществами, ока¬
зывающими токсическое действие на живые организмы или вызы¬
вающими ухудшение химических свойств объектов окружающей
среды;
3) физическое — антропогенное воздействие, вызывающее не¬
гативные изменения физических свойств окружающей среды (те¬
пловых, световых, шумовых, электромагнитных и др.);
4) радиационное — антропогенное воздействие ионизирующе¬
го излучения радиоактивных веществ, превышающее природный
уровень радиоактивности;
5) биологическое загрязнение отличается большим разнообра¬
зием и включает: а) привнесение в экосистему чуждых ей живых
организмов (животных, растений, микроорганизмов), б) поступле¬
ние биогенных веществ; в) привнесение организмов, вызывающих
нарушение баланса популяций; г) антропогенное нарушение ис¬
ходного состояния присущих экосистеме живых организмов (на¬
пример, массовое размножение микроорганизмов или негативное
изменение их свойств).
Химическое загрязнение представляется наиболее опасным,
его негативное действие на живые организмы закрепляется на
11
Глава 2
генетическом уровне, загрязняющие вещества вызывают глобаль¬
ный эффект.
Среди химических загрязняющих веществ различают минераль¬
ные и органические. И те и другие поступают с различными бы¬
товыми и производственными отходами: с продуктами сгорания
ископаемого топлива и продуктами внутреннего сгорания транс¬
портных средств, с отходами металлургии, химических произ¬
водств, пищевой промышленности и животноводства, с шахтными
отвалами и терриконами, с продуктами нефтедобычи и нефтепере¬
работки, с пестицидами и удобрениями, аварийными сбросами в
акватории, с бытовыми стоками и мусором и прочие.
Давая определение понятия о химических загрязняющих веще¬
ствах, необходимо характеризовать как источники, так и размеры их
поступления. Химические загрязняющие вещества — это вещества,
поступающие в окружающую среду из антропогенных источников в
количествах, превышающих природный уровень. Сам факт превыше¬
ния природного уровня поступления любых химических веществ —
свидетельство нарушения свойственного экосистеме биогеохимиче-
ского цикла химических элементов, что не может не сказаться на со¬
стоянии живых организмов, так как именно они являются главными
участниками биогеохимических циклов этих элементов.
Среди загрязняющих веществ можно выделить вещества, встре¬
чающиеся в природе и чуждые ей. Химические элементы, относя¬
щиеся к обязательным составляющим всех природных сред в их
естественном состоянии, не могут быть названы токсичными толь¬
ко потому, что обнаруживаются в техногенных условиях. К опасным
для живых организмов или загрязняющим их относят только в том
случае, когда они поступают в окружающую среду в количествах,
превышающих их региональные фоновые уровни. Превышение
природного уровня содержания химических веществ в почве, воде
и воздухе может представлять опасность для живых организмов
вследствие поражения экосистемы, нарушения свойственных ей
сбалансированных потоков вещества.
Загрязняющие вещества можно классифицировать по следую¬
щим основным признакам: 1) химическая природа вещества (ор¬
ганические, минеральные, естественного или искусственного
происхождения); 2) токсичность для живых организмов; 3) техно-
фильность; 4) характер воздействия на почву; 5) источники посту¬
пления в окружающую среду; 6) режим поступления в окружающую
среду; 7) фазовое состояние; 8) дальность распространения.
Количество поступающих в экосистему химических веществ
из антропогенных источников зависит от степени вовлечения
12
Классификация загрязняющих веществ
их человеком в производственный процесс. Потребность обще-
ства в различных веществах неодинакова. Однако оценить ее на
основании абсолютных количеств использования этих веществ
трудно. Более информативными оказываются относительные
показатели.
Высоко информативным показателем потребления химиче¬
ских элементов человеком является технофильность (этот термин
предложен А.И. Перельманом). Коэффициент технофильности
химического элемента — показатель использования его челове¬
ком в хозяйственной деятельности — определяется как отношение
средней ежегодной мировой добычи элемента (в тоннах) к кларку*
этого элемента в литосфере. Чем интенсивнее элемент вовлечен
в использование человеком, тем выше уровень этого показателя.
При равных объемах потребления химических элементов коэф¬
фициент технофильности тем выше, чем ниже его содержание в
литосфере. Коэффициент технофильности непостоянен, его из¬
менение со временем связано с развитием производства, науки и
техники.
Причины высокого потребления человеческим обществом
разные для разных химических элементов. Наибольший уровень
технофильности установлен для углерода, основного компонен¬
та органических веществ. Углерод-содержащие природные орга¬
нические вещества составляют основу различных видов топлива.
Уголь, нефть, газ, будучи аккумуляторами солнечной энергии,
во все времена активно использовались как топливо. Масштабы
ежегодной добычи угля, нефти измеряются миллиардами тонн.
Высоко потребление человеком хлорида натрия, помимо произ¬
водственных целей эта соль потребляется человеком с пищей. Вы¬
сокий уровень технофильности имеет золото, являющееся мерой
стоимости людского труда. Ценность золота как международной
валюты обусловлена его высокой химической инертностью. Вы¬
сокий показатель технофильности у многих элементов, которые
содержатся в горных породах в низких количествах, но широко
применяются в различных производствах (Bi, Sb, Pb, Mo, W, Sn,
N, Cr, Cu, S, Zn, P, Ca).
В табл. 2.1 приведены уровни технофильности разных химиче¬
ских элементов, различающиеся на несколько порядков. Высокий
коэффициент технофильности имеют С, Na, Си, Zn, Cl.
* Кларк — среднее содержание элемента в литосфере. Термин был предложен
А.Е. Ферсманом в 1923 г. в честь американского ученого Ф.У. Кларка, посвятивше¬
го свою жизнь вычислению средних показателей содержания химических элемен¬
тов в литосфере и других природных средах.
13
Глава 2
Таблица 2.1
Коэффициенты техиофильиости различных химических элементов
(Перельман, 1975)
Элемент
Коэффициент
технофильности
Элемент
Коэффициент
технофильности
С (уголь, нефть)
10"
I, W, U, Ni, F, Ba,
Mn, Fe, P
108
Bi, Hg,Sb,Pb,Cu,
Cl
10'°
Pt, Na, К, B, Co, Zr
107
Са, Se, Ag, As,
Mo, Sn, Cr, Zn, S
ю9
Al, Mg, Ge, Be, Li,
V, Sr
106
Показатель технофильности химических элементов динамичен.
Анализ изменения во времени добычи (потребления) химических
элементов, проведенный А.Е. Ферсманом еще в 1934 г., свидетель¬
ствует о постоянном росте показателя технофильности. По мере
развития человеческой деятельности растет количество добывае¬
мых человеком из недр химических элементов и вовлечение их в
хозяйственное использование. В древности человек использовал
лишь 8 элементов, в XVIII в. число их увеличилось до 28, в XIX в.
достигло 62. Добыча основных металлов за XIX в. увеличилась на
два порядка. В настоящее время человеком используются не только
все 107 химических элементов периодической таблицы Д.И. Мен¬
делеева, но и радиоактивные изотопы известных элементов и не
известные природе трансурановые элементы.
Рост технофильности элементов группы железа был связан с ис¬
пользованием железных руд в черной металлургии (Fe, Mn, Mo, W,
Cr, Ni). Развитие электротехники вызвало рост технофильности А1,
Си, а химизация сельского хозяйства — широкое использование N,
Р, К в качестве удобрений.
Особое внимание с экологической точки зрения привлекают ксе¬
нобиотики — вещества, не свойственные живой природе. По своей
структуре они чужды природе и получены в результате химическо¬
го синтеза. Среди них могут быть вещества, близкие к природным,
например ароматические вещества, используемые в парфюмерии,
или перетроиды, близкие к природным инсектицидам, а также ве¬
щества, не имеющие аналогов в природе.
Особую группу составляют радиоактивные вещества. Опасность
их для живых организмов связана не с химическим действием, а с дей¬
ствием ионизирующего излучения, возникающего при их распаде.
14
Классификация загрязняющих веществ
В настоящее время в мире производится около 80 тыс. видов хи¬
мических продуктов. Каждый год на рынок поступает более тысячи
новых. В мире используется около 250 млн т органических хими¬
ческих веществ, значительная часть которых после использования
бесконтрольно попадает в окружающую среду. Колоссальные ко¬
личества веществ антропогенной природы не могут не изменять
состав природных сред на планете. Большого внимания заслужи¬
вают тяжелые металлы и металлоиды.
Химические вещества классифицированы по степени их опас¬
ности для экосистемы. Класс опасности химических веществ уста¬
навливается по ряду показателей. В нашей стране эти показатели
определены ГОСТом (табл. 2.2).
Таблица 2.2
Показатели определения класса опасности химических веществ
(ГОСТ 17.4.1.02-83)
Показатели
Норма для классов опасности
1
2
3
Токсичность (ЛД50)
200
200-1000
> 1000
Устойчивость в почве, мес.
12
6-12
>6
Устойчивость в растениях, мес.
3
1-3
< 1
ПДК в почве, мг/кг
0,2
0,2-0,5
>0,5
Влияние на пищевую ценность сель¬
скохозяйственных продуктов
сильное
умеренное
нет
Миграция
сильная
умеренная
нет
Класс опасности устанавливается при его соответствии не ме¬
нее чем трем показателям из вышеназванных шести. Важнейшим
является показатель токсичности ЛД50. Он показывает летальную
дозу препарата в мг действующего вещества на 1 кг живого веса,
вызывающую гибель 50 % подопытных животных.
В 1983 г. в СССР на основании этих показателей выделено
3 класса загрязняющих веществ (табл. 2.3).
Перечень опасных химических веществ для различных природ¬
ных сред близок в разных странах. В Программе СКОПЕ (ООН)
наиболее опасными элементами названы Cd, Pb, Hg, As. В про¬
грамме США по окружающей среде контролю в водах подлежат Sb,
As, Ва, Be, Cd, Сг, Си, Fe, Zn, Hg, Ni, Ag. В воздухе контролируется
15
Глава 2
Таблица 2.3
Классы загрязняющих веществ
(ГОСТ 17.4.1.02-83)
Класс
Степень опасности
Элементы, вещества
1
высокоопасные
As, Cd, Hg, Se, Pb, F, Zn, бенз(а)пирен
2
умеренно опасные
В, Cu, Ni, Mo, Co, Sb, Cr
3
малоопасные
Ba, Mn, V, W, Sr, ацетофенон
содержание As, Be, Cd, F, Pb, Hg, эти же вещества контролируются
в почве.
Для оценки меры экологической опасности различных хими¬
ческих воздействий (индивидуальных или комплексных) на осно¬
ве экспертных оценок их классифицирует по стресс-индексам
(табл. 2.4).
Таблица 2.4
Стресс-индексы некоторых загрязняющих веществ
Загрязняющие вещества
Стресс-индекс
Пестициды
140
Тяжелые металлы
135
Отходы АЭС
120
Твердые токсические отходы
120
Металл содержащие аэрозоли
90
Вещества сточных вод
85
Диоксид серы
72
Нефть (разливы)
72
Сопутствующие вещества удобрений
63
Органические бытовые отходы
48
Оксиды азота
42
Радиоактивные отходы (в хранилищах)
40
Городской мусор
40
Фотохимические оксиданты
18
Летучие углеводороды
18
Оксид углерода
12
Руководитель токсикологической группы Программы МАБ
Ф. Корте в число наиболее опасных химических веществ (стресс-
индикаторов) включил пестициды, тяжелые металлы, оксиды угле¬
рода и азота.
Глава 3
ДЕЙСТВИЕ ХИМИЧЕСКИХ ВЕЩЕСТВ
НА ЖИВЫЕ ОРГАНИЗМЫ. ТОКСИЧНОСТЬ
Последствия действия загрязняющих веществ на живые орга¬
низмы зависит от четырех групп факторов: 1) химических и фи¬
зических свойств соединений; 2) дозы загрязняющих веществ;
3) времени их воздействия; 4) индивидуальных особенностей ор¬
ганизма.
Химические вещества, окружающие обитателей планеты Земля,
можно разделить на две группы: вещества, свойственные природе и
чуждые ей (ксенобиотики). Природе свойственны все химические
элементы естественного происхождения периодической системы
Д.И. Менделеева. Они присутствуют во всех природных сферах,
где распределяются в соответствии с их химическими свойствами и
с особенностями той или иной среды (воздушной, водной, литоло¬
гической), в том числе и биотической. Будучи естественными со¬
ставляющими организмов животных, растений, человека, микро¬
организмов, грибов, они не могут быть названы токсичными.
Что касается ксенобиотиков (пестицидов, препаратов бытовой
химии и пр.), они призваны выполнять те функции, для которых
они были созданы (уничтожение вредителей сельскохозяйственных
растений, нежелательных для производственной и бытовой сферы
человека грызунов, насекомых и других живых организмов). Так
как они по существу являются биоцидами (от слов «био» — жизнь
и «цидо» — убивать), то их остаточные количества в природных
средах не должны попадать в живые организмы, не являющиеся
мишенями для них. Эффект их токсичного действия на живые ор¬
ганизмы (особенно возможность его закрепления на генетическом
уровне) нуждается в тщательном изучении.
Токсичность химического вещества — это присущая ему вну¬
тренняя способность в определенных концентрациях оказывать
вредное влияние на живые организмы, которое проявляется только
при взаимодействии с ними. Представляется важным в определе¬
ние понятия токсичности введение указания на концентрацию ве¬
ществ. Ведь среди веществ природного происхождения токсичных
17
Глава 3
веществ нет, есть токсичные концентрации Эти идеи высказывали
В И Вернадский, А П. Виноградов, В.В. Ковальский.
Механизмы действия на живые организмы химических веществ,
присутствующих в окружающей среде, целесообразно рассмотреть
на примере микроэлементов Микроэлементами называют хими¬
ческие элементы, имеющие распространение в природе в микро¬
количествах (10 3—106 %) Для многих микроэлементов доказано
их участие в важнейших биохимических процессах
Необходимость микроэлементов в оптимальных количествах
живым организмам обусловлена их присутствием в составе мно¬
гих ферментов, катализирующих важные биохимические реакции
Высокая биохимическая активность микроэлементов связана со
строением их атомов. Все они относятся к переходным элементам
d-семейства (Ni, V, Cr, Mn, Fe, Со, Си), в нейтральных свободных
атомах которых d-подуровни частично заполнены электронами.
Близки к ним по свойствам и элементы р-семейства (As, Se, Ga,
Ge) Стремление к полностью завершенному d-подуровню опреде¬
ляет химические свойства этих элементов. Для участия в важней¬
ших биохимических процессах важна их способность иметь разную
степень окисления (Си, Fe, Hg), высокую склонность к гидролизу
(Zn, Си), способность к комплексообразованию (Си, Zn, Pb, Hg).
Микроэлементы являются активаторами многих ферментов.
Ферменты обеспечивают реакции синтеза, распада и обмена ве¬
ществ в живых организмах. В табл. 3.1 приведен перечень биохи¬
мических реакций в живых организмах, протекающих с участием
микроэлементов.
Без требуемых количеств микроэлементов в воде, воздухе, пище
нормальное функционирование живых организмов невозможно
Главные реакции, связанные с токсичным действием избытка
элементов, следующие (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).
1) изменение проницаемости клеточных мембран- Ag, Au, Br,
Cd, Cu, F, Hg, I, Pb;
2) реакции тиольных групп с катионами: Ag, Hg, Pb,
3) конкуренция с жизненно важными метаболитами: As, Sb, Se,
Те, W, F;
4) большое сродство к фосфатным группам и активным центрам
в АДФ и АТФ Al, Be, Sc, Y, Zr, лантаноиды, тяжелые металлы;
5) замещение жизненно важных ионов (главным образом
макрокатионов) Cs, Li, Rb, Se, Sr;
6) захват в молекулах позиций, занимаемых жизненно важными
функциональными группами, такими, как фосфат и нитрат,
арсенат, фторид, борат, селенат, теллурат, вольфрамат
18
Действие химических веществ на живые организмы. Токсичность
Таблица 3.1
Участие микроэлементов в важнейших биохимических процессах
Элемент
Функция (Давыдова, Тагасов, 2002)
V
фиксация азота; окислительно-восстановительный катализ в превра¬
щениях эфиров; метаболизм железа
Сг
в животных организмах — кофактор инсулина (глюкозный фактор
толерантности)
Мп
окислительно-восстановительные реакции, фотосистема-2 в фото¬
синтезе, метаболизм жиров в диатомеях, мукополисахариды, их син¬
тез в хрящах
Fe
обратимые реакции Fe (II)/Fe (III) фундаментальные для многих
процессов, метаболизм 02 в концевых оксидазах, пероксидазах, не¬
обходимо для синтеза порфирина, в гемоглобине, миогемоглобине
Со
в составе витамина В)2, необходим для метилирования, фиксации
азота в синезеленых водорослях
Ni
содержится в уреазе, стабилизирует структуру РНК и ДНК и струк¬
туру рибосом
Си
содержится в окислительно-восстановительных системах хлоропла-
стов (пластоциан), в аскорбат- и полифенолоксидазе, участвующих
в метаболизме фенольных соединений, переносчик 02 в реакциях
сшивания коллагена и в образовании пигментов
Zn
входит в состав 70 цинксодержащих ферментов, включая карбоанги-
дразу, дегидрогеназу, щелочную фосфатазу; участвует в усвоении си¬
ликатов, метаболизме нуклеиновых кислот и клеточном делении
Мо
важен для фиксации азота, в составе нитратредуктазы, альдегидокси-
дазы; антогонист меди
В настоящее время установлена прямая связь между содержанием
в окружающей среде (в почве, в воде) микроэлементов (Мп, Си,
Zn, Мо, В и др.) и фотосинтезом, белковым обменом, ростовыми
процессами, устойчивостью растений к неблагоприятным факторам
внешней среды, таким, как недостаток влаги, повышенные или
пониженные температуры, устойчивость к болезням.
Так как микроэлементы играют важную роль в судьбе живых
организмов, последние чутко реагируют как на недостаток, так и
на избыток их в окружающей среде. Выделяется три типа геохи¬
мических (биогеохимических) ситуаций, вызывающих нарушения
19
Глава 3
функционирования живых организмов и в крайних случаях при¬
водящих к возникновению эндемических заболеваний: 1) дефи¬
цит микроэлемента (или микроэлементов) в компонентах среды;
2) повышенное содержание микроэлемента (или микроэлементов);
3) нарушение оптимального соотношения микроэлементов.
Эти геохимические ситуации оказывают специфическое влия¬
ние на живые организмы.
Специфическое действие обусловлено участием химических
элементов в определенных биохимических реакциях в живых ор¬
ганизмах. Проявляется оно, как правило, при резком дефиците
или при воздействии высоких концентраций этих элементов. Виды
специфического действия химических веществ на живые организ¬
мы разнообразны. Они оказывают:
1) канцерогенное влияние, т.е. вызывают злокачественные об¬
разования. Различают истинные канцерогены, канцероподобные,
коканцерогенные вещества. К истинным канцерогенам относятся
те, которые непосредственно ведут к злокачественной трансфор¬
мации клеток в живых организмах. Такой способностью обладают
полиароматические углеводороды, нитрозосоединения и один из
самых сильных канцерогенов — бенз(а)пирен. Проканцерогены —
вещества, метаболиты которых оказывают канцерогенное дей¬
ствие. Коканцерогены — вещества, которые оказывают влияние на
развитие злокачественного процесса (смолы, кротоновые масла,
эмульгаторы, фенолы, некоторые фракции табачного дыма и пере¬
гретых жиров);
2) тератогенное действие, с которым связаны пороки индиви¬
дуального развития, а также уродства в различных организмах. Эти
изменения могут наблюдаться на уровне индивидуума, но могут
быть закреплены и на генетическом уровне (определенного вида
клеток или генотипа организма в целом). Примером могут служить
гигантизм, карликовость растений в зоне геохимических аномалий.
Наличие морфологических изменений растений используется при
поиске металлических руд в регионе. Тератогенный эффект может
вызвать избыток, недостаток элементов в окружающей среде или
нарушение их соотношения. Он может быть спровоцирован также
ксенобиотиками, например пестицидами;
3) эмбриотропное действие (применительно к позвоночным
животным его называют бластогенным), состоящее в нарушении
развития эмбриона и вследствие этого возникновение уродств,
различных аномалий живых организмов. Под влиянием алкоголя,
свинца, ртути, недостаточно изученных лекарственных препара¬
тов возможны внутриутробные пороки плода на разных стадиях
20
Действие химических веществ на живые организмы. Токсичность
его развития и даже гибель. Примером может быть лекарственный
препарат талидомид, который был рекомендован как снотворное
средство, но вскоре был запрещен, так как вызывал заболевание
нервной системы, общую задержку роста, кожные язвы;
4) аллергическое действие состоит в нарушении реакции орга¬
низмов на повторное воздействие на них микробов, чужеродных
белков, которое ведет к снижению иммунитета. Вызывают различ¬
ные вещества природного и техногенного происхождения. Табл.
3.2. иллюстрирует примеры токсичности химических веществ.
Таблица 3.2
Эффекты избирательной токсичности для человека загрязняющих веществ
(OECD, Paris, 1991)
Элемент
Заболевание
Мышьяк
рак легких, кожные болезни, включая изъязвление, гематологиче¬
ские эффекты, включая анемию
Бериллий
дерматиты, воспаление слизистых оболочек
Кадмий
острые и хронические респираторные заболевания, почечная дис¬
функция, злокачественные образования
Хром
рак легких, злокачественные образования в желудочно-кишечном
тракте, дерматиты
Свинец
нарушения кроветворения, повреждение печени и почек, нейроло-
гические эффекты
Ртуть
воздействие на нервную систему (включая краткосрочную память),
нарушение сенсорных функций координации, почечная недоста¬
точность
Никель
респираторные заболевания, включая астму, нарушение дыхатель¬
ной защитной системы, поражение плода и уродства
Таллий
биоакккумуляция, токсичность по отношению к растениям и жи¬
вотным;
Ванадий
раздражение дыхательных путей, астма, нервные расстройства, из¬
менения формулы крови
Возможно и неспецифическое влияние химических веществ на
живые организмы, которое наблюдается при воздействии малых
концентраций этих веществ в течение длительного времени. Оно
вызывает у живых организмов обострение болезней, вызванных
причинами, не связанными с нарушением биохимических про-
21
Глава 3
элементов
Рис. 3.1. Связь между уровнем содержания химических эле¬
ментов в окружающей среде и состоянием живых организмов
(по В. В. Ковальскому, 1974)
цессов, протекающих с участием этих веществ. Они усугубляют
действие прямых источников болезни, что ведет к обострению хро¬
нических болезней, нарушению функционирования системы в ее
наиболее слабом звене или к дисгармонии системы в целом.
В.В. Ковальским была разработана теория о взаимосвязи между
химическим составом живых организмов и содержанием химиче¬
ских элементов в окружающей среде. Согласно этой теории, для
живых организмов благоприятны оптимальные концентрации хи¬
мических элементов во внешней среде, опасны для них как пони¬
женные, так и повышенные концентрации этих веществ (рис. 3.1).
Из концепции о пределах возможного нормального развития
живых организмов следует, что все химические элементы, создан¬
ные природой, необходимы для живых организмов. Еще относи¬
тельно недавно (50—60-е гг.) специалисты выясняли причины не¬
достатка в почвах таких микроэлементов, как Си, Zn, Мо, Мп, и
разрабатывали приемы его устранения. В настоящее время, напро¬
тив, в центре внимания оказались ситуации, связанные с избытком
в окружающей среде этих и других элементов, которые стали назы¬
вать тяжелыми металлами. Если на данный момент убедительные
доказательства необходимости каких-то из элементов отсутствуют,
то это может быть связано с недостатком сведений о них, обуслов¬
ленным несовершенством современных методов анализа.
Патологические процессы в живых организмах, вызванные из¬
бытком или недостатком некоторых химических элементов, были
известны за несколько тысяч лет до открытия самих элементов.
22
Действие химических веществ на живые организмы. Токсичность
Одно из первых, давно известных заболеваний — эндемический
зоб — упоминалось в китайской литературе еще 4000 лет тому на¬
зад. Для лечения этой болезни в древности рекомендовались мор¬
ские водоросли. Только в середине XIX в. было установлено, что
недостаток йода в почвах, водах, продуктах может вызывать у по¬
звоночных болезнь щитовидной железы. Поэтому и было эффек¬
тивным лечение болезни морскими водорослями, богатыми йодом,
и другими йодистыми препаратами.
Внимание к Se проявилось в 1931 г., когда было установлено,
что при отравлении селеном у животных развивается хромота.
Спустя 25 лет было выявлено, что недостаток селена ведет к мы¬
шечной дистрофии животных. В настоящее время признано, что
Se обеспечивает сопротивляемость живых организмов токсично¬
му действию химических веществ, обладает сильным антиканце¬
рогенным действием.
Что касается мышьяка, издавна считалось, что это яд. Но в 1975 г.
была признана его необходимость для обеспечения нормальных
функций живых организмов, в том числе репродуктивных. Ядови¬
тыми являются продукты биотрансформации As, такие как триме-
тиларсин, диметиларсин, которые могут образовывать плесневые
грибы в анаэробных условиях.
Влияние на здоровье человека загрязняющих веществ почв име¬
ет свои особенности. Химические вещества почвы, как правило,
поступают в организм человека не непосредственно, а по пищевым
цепочкам: почва—вода—человек, почва—вода—растения—человек,
почва—растения—животное—человек. Это обстоятельство должно
быть принято во внимание при оценке опасности химических ве¬
ществ почв для человека.
Органические поллютанты проявляют канцерогенную актив¬
ность. Особенно опасны метилзамещенные ПАУ, бенз(а)пирен,
бенз(а)флуорантен. Канцерогенный эффект их зависит от путей
поступления в организм. На примере бенз(а)пирена показано, что
при пероральном воздействии у подопытных животных опухоли
развивались в желудке, при интратекальном — в легких. Бластомо-
генный эффект, как правило, не зависел от пути поступления ток¬
сиканта.
Рассмотрим на примере кобальта связь между содержанием эле¬
мента в окружающей среде и состоянием живых организмов.
Кобальт — существенный и незаменимый компонент витамина
В12, молекула которого содержит одни атом Со. Простетическая
группа витамина В12 имеет гемоподобную структуру, причем Со
находится в ней в трехвалентном состоянии. Окончательно вопрос
23
Глава 3
о механизме действия кобальта на живые организмы не решен.
Биологическая активность Со, по-видимому, связана с его способ¬
ностью образовывать комплексы с ферментами за счет образова¬
ния связей с сульфгидрильными и N-гистидиновыми группами.
Простетическая группа в живых организмах играет важную роль
как метилирующий агент и как кофермент мутаз, катализирующих
перенос водорода. Элемент незаменим для дыхания клеток, про¬
изводства энергии и при окислительных реакциях. Недостаток Со,
например у жвачных животных, вызывает болезнь, называемую в
разных странах «береговой болезнью», «кустарниковой болезнью»,
чаще — «изнурением». Излечение или предотвращение болезни у
животных достигалось введением солей кобальта.
Повышенные дозы Со опасны для живых организмов. Токсич¬
ность Со изучалась, летальные дозы его отрабатывались на различ¬
ных подопытных животных при различных способах воздействии
на них солями элемента. Наиболее важные клинические и физи¬
ческие симптомы острого отравления кобальтом — это нарушение
дыхания, сердечной деятельности, заторможенность, внутриглаз¬
ное кровоизлияние, паралич задних конечностей. Эти симптомы
наблюдались при ингаляции Со-содержащих аэрозольных частиц
кроликам, хомячкам, крысам. Введение солей Со с кормами сви¬
ньям вызывало у них анорексию, нарушение координации, тремор
конечностей. У крыс, собак, мышей, кроликов они вызвали гипер¬
гликемию, нарушение функции поджелудочной железы, гипертро¬
фию легких, селезенки и сердца. У морских свинок, крыс, кроли¬
ков, собак, которым давали корм с повышенным содержанием Со,
отмечена кардиомиопатия. Подкожные инъекции растворов солей
Со вызывали образование раковых опухолей у подопытных мы¬
шей. В опытах с введением Со солей крысам отмечено токсическое
действие их на размножение и развитие, в опытах с бактериями и
дрожжами отмечены мутагенные эффекты.
В организме человека кобальт — обязательный элемент. В сред¬
нем в организме человека содержится около 1 мг кобальта, почти
половина — в мускулах. Близко к этой величине и среднее суточное
потребление человеком этого элемента. Главные источники вита¬
мина В12 для человека — мясо, фрукты, овощи, зерновые. При на¬
рушении оптимального уровня содержания Со в организме челове¬
ка наблюдаются патологические изменения.
Выявлено токсическое действие солей кобальта на здоровье лю¬
дей, в частности, потреблявших продукты, к которым, в соответ¬
ствии с технологией, добавляли соли кобальта. Эффект проявлялся
в патологии сердца. Получены подтверждения того, что Со — это
24
Действие химических веществ на живые организмы. Токсичность
металл с выраженным аллергическим потенциалом. Влияние воз¬
действия его солей на кожу человека вызывает вспышку дермати¬
та. Установлены последствия производственного контакта людей
с кобальтом. К таковым относятся производство вольфрама и це¬
ментированных карбидов. Выявлены многочисленные заболева¬
ния работников этих отраслей легочными болезнями, среди них и
бронхиальная астма — «кобальтовое легкое» и альвеолит, а также
одышка, потеря обоняния, желудочно-кишечная патология.
На основании представлений о механизмах формирования био¬
логической активности кобальта, которую связывают с его способ¬
ностью к образованию комплексов с ферментами, разрабатываются
противоядия для людей при отравлении их кобальтом. В частности,
получен положительный эффект от применения конкурирующего
комплексообразования. В качестве лечебных средств при заболе¬
ваниях, вызванных избытком кобальта, предложены препараты,
содержащие ЭДТА, ДТПА, N- ацетил-L- цистин, которые должны
обеспечить распад комплексных соединений кобальта, вызываю¬
щих токсический эффект (Проблемы загрязнения окружающей
среды. 1993).
Результаты теоретических и экспериментальных исследований
проблем токсикологии и влияния химических веществ на живые
организмы в конце XX — начале XXI в. только подтвердили гени¬
альную мысль, которую еще в первой половине XVI в. сформули¬
ровал великий немецкий медик и естествоиспытатель Парацельс,
сказав: «Что является и что не является ядом? Все вещества явля¬
ются ядами, и не бывает веществ без ядовитости. Только доза опре¬
деляет ядовитость».
Глава 4
ПОСТУПЛЕНИЕ И РАСПРОСТРАНЕНИЕ
ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ
В ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЕ
Понятие о загрязняющих веществах содержит указание на ан¬
тропогенный источник их поступления. Поступление загрязняю¬
щих веществ в биосферу неизбежно связано с жизнью и деятельно¬
стью человека. Стоимость отходов производства ниже стоимости
основного производимого продукта, поэтому производители часто
ими пренебрегают и избавляются, выбрасывая в окружающую сре¬
ду. Одной из классификаций загрязняющих веществ является деле¬
ние их по видам производственной деятельности (табл. 4.1).
Классификацию отходов можно проводить, опираясь на их
свойства: химический состав, фазовое состояние, формы и ре¬
жим поступления и т.д. Отходы поступают в окружающую среду
в твердом, жидком состоянии, в форме аэрозольных выбросов.
В соответствии с фазовым состоянием отходов происходит преи¬
мущественное загрязнение водной, воздушной, почвенной сред.
Почвы загрязняются как непосредственно, так и через атмосферу и
гидросферу. Загрязнение воздуха и вод неизбежно сопровождается
загрязнением почв.
Поступление отходов происходит в неорганизованном и орга¬
низованном режиме (постоянно или регулярно). Примером по¬
стоянных организованных выбросов являются шахтные сточные
воды предприятий по добыче полезных ископаемых, выбросы га¬
зообразных продуктов сгорания трубами ТЭЦ, газовые факелы,
отходы очистных сооружений, шлаконакопители, отвалы. Вне¬
сение ядохимикатов и загрязняющих веществ — примесей удо¬
брений, — сброс жидких отходов промышленных предприятий
может классифицироваться как регулярное или циклическое по¬
ступление полютантов.
Неорганизованное, или спонтанное (самопроизвольное), по¬
ступление загрязняющих веществ происходит при катастрофиче¬
ских разливах нефти, при авариях на предприятиях или при транс¬
портировке промышленной продукции (например, нефтяной или
химической).
26
Поступление и распространение загрязняющих веществ в окружающей среде
Таблица 4.1
Классификация источников загрязнения биосферы
Вид деятельности
Отходы
А. Сфера материального производства
1. Промышленность:
а) добыча твердых полезных ископаемых;
б) добыча горючих полезных ископаемых;
в) промышленное производство;
г) металлургическая промышленность;
д) химическая промышленность
твердые промышленные отходы,
промышленные сточные воды,
аэрозольные выбросы
2. Производство энергии, тепловые и атом¬
ные электростанции
отходы сжигания твердого и жид¬
кого топлива
3. Нефтедобывающие и нефтеперерабаты¬
вающие предприятия
нефть и нефтепродукты
4. Атомная промышленность
радиоактивные вещества отхо¬
дов атомной энергетики, ядерных
взрывов
5. Транспорт:
а) автомобильный;
б) водный
нефтепродукты, смазочные масла,
выхлопные газы автотранспорта,
потери химических веществ при
транспортировке
6. Сельскохозяйственная деятельность:
а) земледелие;
б) животноводство
средства химизации,
отходы, используемые как удобре¬
ния, ядохимикаты, мелиоранты,
оросительные воды, отходы сель¬
скохозяйственного производства;
отходы стойлового содержания ско¬
та, стоки и твердые отходы
Б. Сфера потребления
Коммунально-бытовая деятельность
дымовые газы, бытовые сточные во¬
ды, твердые бытовые отходы, экзо¬
генные химические вещества, ис¬
пользуемые в быту
Распространение поллютантов может быть условно разделено
на точечное, площадное, линейное. Отходы ТЭЦ, предприятий по
добыче полезных ископаемых или других заводов неизбежно фор¬
мируют точечные загрязненные зоны. Но с этими же производ¬
ствами крупного масштаба, с внесением удобрений на обширных
27
Глава 4
площадях связано формирование площадного загрязнения. Мощ¬
ные автомобильные потоки создают линейное загрязнение вдоль
полотна автомагистралей.
Локальные загрязнения происходят вследствие технологических
катастроф, число которых велико. За последние два десятилетия
несколько экологически опасных катастроф повлекли за собой за¬
грязнение поверхностных и грунтовых вод, почв, например прорыв
нефте- и трубопроводов в Республике Коми, Самарской, Саратов¬
ской, Челябинской, Тамбовской областях, разлив в районе Арзама¬
са серной кислоты, а в Иркутской области дизтоплива. К загрязне¬
нию вод привели аварийный сброс и разливы в Кемерово сточных
вод, в Тольятти — серной кислоты, в Томской области — анилина,
сброс в Куйбышевское водохранилище сульфатов. Велики размеры
загрязнения на Кавказе вод и почв нефтью и нефтепродуктами, ат¬
мосферы — продуктами их сгорания.
По масштабам распространения загрязняющих веществ загряз¬
нение классифицируют как локальное, региональное, глобальное.
Локальное (импактное) загрязнение создается в непосредствен¬
ной близости от производства, источника загрязнения. Загрязне¬
ние в этой зоне может быть точечным, площадным, линейным.
Загрязняющие вещества распространяются в радиусе от единиц до
первых десятков километров, что зависит как от технологических,
так и от природных факторов.
Региональное загрязнение формируется в крупных промыш¬
ленных центрах с высокой численностью населения. Размеры та¬
ких территорий измеряются сотнями километров, воздействие на
окружающую среду носит комплексный характер, так как в таких
региональных, административных центрах, как правило, располо¬
жено множество предприятий различных профилей, производя¬
щих отходы разного состава.
Глобальное загрязнение — это загрязнение общепланетарное,
площадное. Формируется оно за счет дальнего переноса аэрозолей
загрязняющих веществ. Опасность настоящего времени в том, что
загрязнение природных сред приняло глобальные размеры. А это
значит, что человек нигде не может избежать воздействия загряз¬
няющих веществ. Именно поэтому загрязнение названо в качестве
реальной угрозы жизни на планете.
Глобальный характер антропогенных изменений впервые оце¬
нил В.И. Вернадский. Еще в 1934 г. он писал о растущих размерах
геохимической работы человечества: «Человек воздействует на об¬
мен атомов живого вещества с косной материей, он распространил
свое влияние на все химические элементы, изменил геохимиче¬
28
Поступление и распространение загрязняющих веществ в окружающей среде
скую историю всех металлов». Равновесие в миграции элементов,
которое устанавливалось в течение геологического времени, в на¬
стоящее время нарушается. Растет обратимость геохимических ци¬
клов всех элементов, все шире вводятся новые термодинамически
неустойчивые в условиях земной коры соединения.
Для характеристики процесса изменения природы под воздей¬
ствием производственной деятельности человека введен специ¬
альный термин «техногенез». Этот термин предложил А.Е. Ферс¬
ман. Техногенез — это воздействие хозяйственной деятельности
человека на окружающую среду. В.И. Вернадский, и А.Е. Ферсман
доказали, что в результате техногенеза происходит концентриро¬
вание химических веществ в определенных зонах биосферы. Но
концентрирование веществ — это промежуточный, локальный
процесс. Экологическая опасность его в том, что конечным итогом
этого процесса является последующее безвозвратное распыление,
рассеяние веществ. В настоящее время геохимическая миграция
химических элементов, обусловленная технической деятельно¬
стью, превышает по скорости природные процессы. В результате
техногенеза в земной коре протекают реакции, которые не соот¬
ветствуют природным физико-химическим условиям планеты, что
нарушает цикл химических элементов. Человечество создает новые
соединения химических элементов, которые ранее в биосфере не
существовали, например полимеры, пестициды, пластмассы. Все
шире распространяются в окружающей среде радиоактивные изо¬
топы. Расширяются способы миграции вещества, в том числе не
свойственные природе, — экспорт, импорт.
Антропогенное рассеяние в биосфере химических веществ растет
со скоростью научно-технического прогресса и с мощностью гео¬
логического процесса. О сопоставимости природных и техногенных
потоков химических веществ говорят, в частности, данные табл. 4.2.
Таблица 4.2
Соотношение биогенных и техногенных потоков химических веществ
(Ковда, 1976)
Источник химических веществ
Размеры потоков веществ
Живое вещество планеты
1014 т/год
Биомасса
1013 т/год
Годичный сток рек
47 • 103 м3
Потребление воды
3* 103 км3
29
Глава 4
Окончание табл 4.2
Источник химических веществ
Размеры потоков веществ
Твердый сток рек
16—24 • 109 т/год
Химический сток рек
3 1О9т/год
Производство удобрений
3—5 • 109 т/год
Пыль индустриальная
0,25 • 109 т/год
Мусор, отходы, выбросы
20 • 109 т/год
Выемка рудных пород
5 • 109 т/год
Индустриальные и городские
Сбросные воды
5500 • 109 м3/год
Аэрозоли и газовые выбросы
п • 109 т/год
Расчеты показывают, что количество сбросных вод соизмеримо
с химическим стоком вод, а количество удобрений, индустриаль¬
ной пыли, мусора соизмеримо с твердым стоком рек. Имеются и
другие показатели масштабов использования химических веществ
(табл. 4.3).
Таблица 4.3
Глобальное техногенное поступление микроэлементов в почвы (тыс. т/год)
(Nnagu, Расу па, 1988)
Источники по¬
ступления
As
Cd
Сг
Си
Hg
Ni
Pb
Zn
Сельскохозяй¬
ственные от¬
бросы
3,0
1,5
47,5
20,5
0,8
25,5
14,2
81,0
Навоз
з,з
0,7
25,0
47,0
0,1
19,5
11,6
235,0
Лесозаготовки
1,6
1,1
10,1
22,0
1,1
12,5
7,4
39,0
Городские от¬
бросы
0,4
4,2
19,3
26,5
0,1
6,1
40,0
60,0
Городские стоки
1,1
0,3
6,2
12,4
0,5
13,5
5,8
38,0
Органические
отбросы, вклю¬
чая экскреции
0,1
0,5
0,2
0,3
1,7
0,8
1,0
30
Поступление и распространение загрязняющих веществ в окружающей среде
Окончание табл. 4.3
Источники по¬
ступления
As
Cd
Cr
Си
Hg
Ni
Pb
Zn
Твердые отбро¬
сы, металлолом
0,1
0,1
1,5
4,4
0,1
1,7
7,5
11,0
Угольная пыль и
шлаки
21,8
7,2
305,0
372,0
2,6
167,5
143,5
298,0
Удобрения
0,1
0,1
20,5
0,3
0,4
1,4
0,7
Торф (удобрение
и топливо)
0,3
0,6
0,1
1,1
0,1
17,6
1,5
2,0
Коррозия метал¬
лов, химикаты
38,5
1,2
457,0
559,0
0,7
19,2
2925,0
466,0
Атмосферные
выпадения
13,2
5,3
21,6
25,0
2,5
24,0
432,0
92,0
Для количественной характеристики процессов вовлечения хи¬
мических веществ в глобальные циклы на планете вводятся новые
термины (Глазовская, 1997). Например, фактор мобилизации (EF),
или фактор техногенного обогащения, который рассчитывается
как отношение техногенного потока химического элемента к при¬
родному. Данные табл. 4.4 показывают, как велик этот индекс.
Максимальные уровни техногенного обогащения характерны
для Hg (440), Pb (100), Ag (83), минимальные — для Cr, Со, Mn (< 2).
Уровень этого показателя, как и показателя технофильности, явля¬
ется отражением, с одной стороны, уровня выбросов химического
элемента в виде отходов, с другой стороны, — исходного содержа¬
ния его в литосфере.
Химический состав культурных ландшафтов резко меняется в
результате техногенеза. По М.А. Глазовской, в культурных ланд¬
шафтах по сравнению с природными идет накопление более тех-
нофильных элементов: увеличивается доля соединений железа,
расширяется соотношение между Си: Zn, Ni: Со, т.е. техногенез
меняет не только уровень содержания, но и соотношение элемен¬
тов в окружающей среде.
О размерах техногенной нагрузки свидетельствуют и другие пока¬
затели: средние модули техногенной нагрузки, время удвоения содер¬
жания элементов в верхних слоях почвы (табл. 4.5). Модуль техноген¬
ного давления показывает ежегодное поступление массы вещества на
единицу площади земной поверхности. Средний модуль педотехно-
31
Глава 4
Таблица 4.4
Сопоставление техногенных и природных потоков химических элементов
(Lantzyand Maccenzie, 1979; Galloway, 1988)
Элемент
Эмиссия, 10s т/год
EF (отношение потоков)
природная
техногенная
Ag
0,6
50
83
As
28
780
28
Cd
2,9
55
19
Сг
580
940
1,6
Си
190
2600
13
Hg
0,4
110
440
Мп
6100
3200
0,5
Со
70
50
0,7
Мо
11
510
45
Ni
280
980
3,5
Pb
40
4000
100
Sb
9,8
380
39
Sn
52
430
8,3
V
650
2100
3,2
Zn
360
8400
23
генной концентрации вещества показывает отношение массы веще¬
ства, поступившего на поверхность почвы из техногенного источника,
к исходному содержанию его в верхнем почвенном слое. Он показы¬
вает, какую долю от средних запасов в почвах составляет его ежегод¬
ное техногенное поступление. Модуль отражает не только повышение
содержания техногенного элемента, но и изменение его соотношения
по сравнению с природным уровнем содержания этого элемента.
Наибольший уровень техногенного концентрирования элемен¬
тов характерен для ртути и селена, т.е. для элементов с самым низ¬
ким фоновым содержанием. Эти показатели позволяют вычислить
ориентировочно время удвоения содержания элементов в верхних
слоях почвы. Предполагается, что в среднем на планете содержание
32
Поступление и распространение загрязняющих веществ в окружающей среде
Таблица 4.5
Средние глобальные модули техногенного давления и педотехногенной
концентрации элементов
(Глазовская, 1997)
Элемент
Среднее глобаль¬
ное поступление,
тыс. т/год
Средние глобаль¬
ные техногенные
модули давления,
(мг/м2)/год
Среднее содержа¬
ние в почве, мг/кг
Среднее содержа¬
ние в слое 0—10
см (^1,3), мг/м2
Средние модули
педотехногенной
концентрации в
поверхностном
слое (10*4)
Время удвоения
содержания в слое
0—10 см, годы
Cd
23
0,15
0,5
650
2,3
4333
Cr
892
6,22
200
26 000
2,3
4180
Си
1091
6,33
20
2600
24,3
411
Hg
8
0,06
0,01
1,3
44,6
22
Mn
1692
11,6
850
110 500
1
9528
Mo
104
0,6
2
260
23
426
Ni
347
2,26
40
5200
4,3
2301
Pb
960
5,59
10
1300
43
233
V
55
0,3
100
13 000
2,3
43 333
Zn
1323
9,52
50
6500
14,6
683
Se
54
0,27
0,06
7,8
346
29
As
84
0,58
5
650
8,9
1638
ртути и свинца в верхних 10 см почвы удвоится за катастрофически
малое время — 22—29 лет.
Распространение загрязняющих веществ и их трансформация
в различных природных средах осуществляются в ходе процессов,
среди которых имеют значение следующие: течение жидкости, диф¬
фузия, дисперсия, осаждение—растворение, ионный обмен, хими¬
ческая трансформация, микробиологическая трансформация.
Течение жидкостей. Загрязняющие вещества растворяются в
грунтовых водах до определенной степени и способны переме¬
щаться с грунтовыми водами. Жидкости неводных фаз, плотность
которых меньше плотности воды, ниже уровня грунтовых вод, как
правило, не обнаруживаются. Жидкости неводных фаз с плотно¬
33
Глава 4
стью, большей, чем плотность воды, текут ниже уровня грунтовых
вод. Поток текущей жидкости в соответствии с уравнением Дарси
зависит от гидравлической проводимости материала (она, в свою
очередь, зависит от пористости материала, вязкости жидкости), ги¬
дравлического напора. Жидкости перемещаются из зон высокого
напора в зоны низкого напора.
Диффузия — перемещение веществ из зон высокой концентра¬
ции в зоны низкой концентрации. Скорости процесса малы.
Дисперсия — процесс перемешивания веществ в водах или в воз¬
духе. Процесс расширяет зону загрязнения и снижает концентра¬
цию загрязняющих веществ в воде или в воздухе.
Сорбция — процесс концентрирования химических веществ,
растворенных в воде или в парах, на поверхности твердых частиц.
Процесс замедляет миграцию загрязняющих веществ вплоть до
полного ее прекращения.
Химические преобразования. К ним относятся процессы раство¬
рения или осаждения химических веществ. Растворение ведет к
повышению концентрации в водах загрязняющих веществ, посту¬
пивших в твердофазном состоянии. При вступлении растворенных
загрязняющих веществ в реакции с осадителем возможно их удале¬
ние из состава загрязненных вод.
Микробиологические преобразования. Процессы эти имеют значе¬
ние для загрязняющих веществ органической природы. Они могут
способствовать разложению (частичному или полному) органиче¬
ских поллютантов.
Основные факторы, которые обусловливают распространение
загрязняющих веществ в природных средах, следующие:
1) свойства вещества (влияют на формы их поступления в при¬
родную среду, механизмы трансформации, дальность переноса,
масштаб воздействия на экосистему). Загрязняющие вещества по
свойствам и соответственно по способности распространяться в
природных средах разделены на группы: а) оксиды углерода, серы,
азота; б) неорганические поллютанты — металлы и неметаллы;
в) органические поллютанты, в том числе нефть и нефтепродукты,
г) радиоактивные вещества;
2) технологические факторы (химический состав отходов, физи¬
ческое состояние отходов — сухие, мокрые аэрозоли, жидкие сто¬
ки, твердые); способ поступления отходов (аэрозоли, отстойники,
шлаконакопители), расстояние от источника загрязнения;
3) физико-географические условия (ландшафт, рельеф — пере¬
пады высот, обусловливающие гравитационный поток веществ),
климат (температура, влажность, ветер, его сила и направление),
растительность и др.;
34
Поступление и распространение загрязняющих веществ в окружающей среде
4) ландшафтно-геохимические и почвенно-химические усло¬
вия: направление миграционных потоков веществ в ландшафте;
свойства почв, обусловливающие взаимодействие поллютантов с
компонентами почв.
Поступление загрязняющих веществ в природные среды полно¬
стью зависит от вида производства, от технологических процессов,
от состава и свойств отходов, от свойств поллютантов и других тех¬
ногенных факторов. Отражением влияния этих факторов может
служить коэффициент концентрирования химических элементов в
почвах Кк, равный отношению их содержания в почвах, загрязнен¬
ных отходами важнейших источников загрязнения, к фоновому со¬
держанию этих элементов (табл. 4.6).
Таблица 4.6
Накопление химических элементов в почвах
в зоне влияния промышленных предприятий
(«Гигиеническая оценка населенных мест», 1999)
Источники
загрязнения
Tim производства
Коэффициент
концентрирования Кк
2-10
>10
Цветная металлур¬
гия
Производство цветных метал¬
лов из руд и концентратов
Pb, Zn, Си, Ag
Sn, Bi, As, Cd,
Sb, Hg, Se
Вторичная переработка цвет¬
ных металлов
Pb, Zn, Sn, Си
Hg
Производство твердых и туго¬
плавких цветных металлов
W
Mo
Производство титана
Ag, Zn, Pb, В,
Си
Pb, Cd, Cr, Zn
Черная металлур¬
гия
Производство легированной
стали
Со, Мо, Bi, W,
Zn
Pb, Cd, Cr, Zn
Железорудное производство
Pb, Ag, As
Zn, W, Co, W
Машинострои¬
тельная и металло¬
обрабатывающая
промышленность
Предприятия с термической
обработкой металлов
Си, Zn
Ni, Cr, Hg,
Sn, Cu
Производство свинцовых ак¬
кумуляторов
Pb, Ni, Cd
Sb, Pb
Производство приборов для
электронной и электротехни¬
ческой промышленности
—
Sb, Zn, Bi
35
Глава 4
Окончание табл. 4.6
Источники
загрязнения
TVin производства
Коэффициент
концентрирования Я
2-10
>10
Химическая про¬
мышленность
Производство суперфосфата
Sr, Zn, F
Cu, Cr, As
редкие земли
Производство пластмасс
-
Ag
Производство цемента
—
Hg, Sr, Zn
Производство бетонных из¬
делий
-
-
Шрифтолитейные заводы, ти¬
пографии
-
Pb, Zn, Sn
Твердые бытовые
отходы городов
Pb, Cd, Sn,
Cu, Ag, Sb, Zn
Hg
Осадки сточных
вод
Pb, Cd, V, Ni,
Sn, Cr, Cu, Zn
Hg, Ag
Последующее перераспределение и трансформация загрязняю¬
щих веществ зависят от свойств поллютантов, от свойств тех при¬
родных сред, где эти трансформации происходят. Все природные
среды связаны воедино потоками вещества, поступающими из
природных и техногенных источников.
Исследование механизмов перераспределения и превращения
веществ в каждой из сред проводится на основе анализа следую¬
щих факторов:
1) источников поступления химических веществ в природные
среды в естественных и техногенных условиях;
2) формы поступления каждого из поллютантов, их веществен¬
ного состава;
3) свойств природных сред и особенностей превращений в них
загрязняющих веществ;
4) взаимосвязи сопредельных природных сред;
5) возможности самоочищения природных сред от загрязняю¬
щих веществ.
Глава 5
ВЫЯВЛЕНИЕ ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ
ПРИРОДНЫХ СРЕД
Выявление химического загрязнения окружающей среды воз¬
можно на основе результатов анализа проб, отобранных с ис¬
пользованием стандартных методов, которые должны обеспечить
получение сравнимой адекватной информации о состоянии окру¬
жающей среды. В нашей стране вопросу стандартизации методов
отбора проб и оценки степени загрязнения природных сред уделя¬
лось внимание с первых шагов работы природоохранной службы.
Ряд методических документов был подготовлен этими службами
еще в бытность Советского Союза (в 1980 г. — по отбору проб и
оценке загрязнения водных объектов, в 1990 г. — по отбору проб за¬
грязненного атмосферного воздуха), позже — природоохранными
службами России. Долгое время широко использовались подготов¬
ленные в 1981 г. Госкомгидрометом и Московским университетом
«Методические указания по проведению полевых и лабораторных
исследований почв и растений при контроле загрязнения окружа¬
ющей среды металлами» (под ред. Н.Г. Зырина и С.Г. Малахова).
В 1995 г. Минприроды России, Роскомземом, Минсельхозпромом
России при согласовании с РАСХН были приняты «Методические
рекомендации по выявлению деградированных и загрязненных зе¬
мель», закрепленные ГОСТом.
Методы отбора проб почв стандартизуются также и междуна¬
родными организациями. В практику работ по природоохранной
тематике в последние годы все шире внедряются Международные
стандарты, в том числе стандарты ИСО — международной органи¬
зации, занимающейся стандартизацией практически во всех обла¬
стях. Членами ее являются 110 стран, в том числе Россия, активно
участвующая в работе ИСО с момента ее образования.
Во всех документах подчеркивается, что для выявления химиче¬
ского загрязнения природных сред необходимо выполнение ряда
обязательных этапов: подготовительного, полевого, лабораторно¬
го, этапа интерпретации результатов и обобщающего.
1. Подготовительный этап. Определяются цели и задачи работы,
подбираются опубликованные и фондовые материалы о районе ис-
37
Глава 5
следования (геология, геоморфология, орография, растительный и
почвенный покров, гидрология, использование территории, разме¬
щение предприятий- источников загрязнения), собираются сведе¬
ния о технологии производства, об отходах производства и путях их
поступления в окружающую среду, подбирается топографический
материал, карты геоморфологические, почвенные, геоботаниче-
ские и др. (удобны в использовании для этих целей карты масшта¬
ба 1:10 ООО и более детальные), подготавливается оборудование для
полевых работ.
2. Полевой этап. Назначение — отбор проб вод, почв, растений,
воздуха для последующего их анализа и определения в них содержа¬
ния загрязняющих веществ. В основе методологии полевых иссле¬
дований в целях выявления химического загрязнения природных
сред лежат экологический и биогеохимический подходы. На основе
экологического подхода формулируются требования к размещению
точек опробования, которые обеспечивают выявление влияния на
природные среды источника загрязнения с учетом специфики про¬
изводства, выброса его отходов, технологических факторов, рас¬
стояния от источника загрязнения и др. Это значит, что при выборе
точек пробоотбора должны быть учтены следующие факторы: а) ха¬
рактер источника загрязнения (точечный, линейный, площадной);
б) состояние выбросов (аэрозоли, твердофазные, жидкости); в) для
аэрозольных выбросов — условия их поступления в окружающую
среду (высота труб, холодные или горячие выбросы); г) расстояние
от источника загрязнения.
Биогеохимический подход реализуется в схеме размещения то¬
чек пробоотбора с учетом законов формирования потоков контро¬
лируемых веществ от источника загрязнения в ландшафте, спец¬
ифики каждой из контролируемых природных сред и влияющих
на них природных факторов. Для этого рекомендуется учитывать
направление движения доминирующих воздушных потоков, регу¬
лирующих перенос аэрозольных выбросов, а также организацию
ландшафта, определяющего перенос загрязняющих веществ от ис¬
точника загрязнения водными потоками.
2а. Отбор почвенных проб. Полевые работы, согласно «Методиче¬
ским рекомендациям по выявлению деградированных и загрязнен¬
ных земель» 1994 г., проводятся в два этапа: а) рекогносцировочное
обследование территории; б) детальное обследование территории.
Задачами рекогносцировочного этапа является выявление за¬
грязненных земель, определение перечня загрязняющих веществ,
подлежащих количественному определению на этапе детального
обследования территории. Рекогносцировочный этап включает
38
Выявление химического загрязнения природных сред
маршрутное обследование территории, отбор проб по сокращенной
схеме, анализ проб, составление предварительного варианта кар¬
тосхем содержания загрязняющих веществ в природных средах.
Маршрутное обследование включает уточнение расположения
возможных источников загрязнения, оценку хозяйственного ис¬
пользования территории, анализ организации ландшафта, визу¬
альное выявление загрязнения ландшафта (угнетение раститель¬
ности). При этом должны быть выбраны точки пробоотбора.
При рекогносцировочном обследовании территории проводит¬
ся анализ организации ландшафта исследуемой территории. Важ¬
ность этого этапа подчеркивается в «Методических рекомендаци¬
ях по проведению полевых и лабораторных исследований почв и
растений при контроле загрязнения окружающей среды металла¬
ми» от 1981 г. Выделяются следующие элементарные ландшафты:
элювиальный ландшафт (относительно повышенное и выровнен¬
ное место или выраженный водораздел, где поступление веществ
на земную поверхность происходит только из атмосферы, почвы
здесь чаще всего представлены зональными типами, промываются
они в зависимости от гидротермического режима, фунтовые воды
залегают глубоко); транзитный ландшафт (склоны с повышений и
водораздельных пространств относительно выражены, в средней и
нижней зонах склона частично осаждается поверхностный и вну-
трипочвенный твердый сток); аккумулятивный ландшафт (под¬
горная равнина, терраса, дельта, пойма, куда поступают вещества
большей части твердого и жидкого поверхностного и грунтового
стока); аквальный, или субаквальный, ландшафт (река, замкнутый
бассейн, море, перенесенные сюда вещества частично уносятся,
частично накапливаются в осадках). Точки пробоотбора и анализ
образцов, отобранных в них, должны позволить учесть влияние
ландшафтно-геохимических потоков загрязняющих веществ от ис¬
точника их выбросов.
Если источник загрязнения точечный (промышленное предпри¬
ятие, автозаправочная станция) и путь распространения загрязня¬
ющих веществ от него воздушный, то необходимо размещать точки
пробоотбора по 4 (С, Ю,3, В) или 8 (дополнительно С—3, С—В,
Ю—3, Ю—В) направлениям (румбам), что позволит вывить влия¬
ние «розы ветров» на перенос поллютантов. Рекомендуется разме¬
щать эти точки по каждому направлению через 0,5; 1; 2; 4; 8; 16 км
от источника загрязнения, обеспечивая при этом включение точек,
характеризующих важнейшие элементы рельефа.
Если источник загрязнения линейный (автомобильная дорога,
газо- или нефтепровод) и путь распространения загрязняющих ве¬
39
Глава 5
ществ воздушный, то размещать точки необходимо вдоль источни¬
ка по линиям, также уменьшая их количество с ростом расстояния
от источника: 0,1; 0,2; 0,5 км.
Если загрязняющее вещество — жидкость (нефть), точки про¬
боотбора размещают по геоморфологическим профилям, число
профилей должно быть не менее трех. Одновременно закладывает¬
ся серия разведочных скважин, которые должны располагаться по
профилям, идущим от источника загрязнения, и характеризовать
загрязнение грунтовых вод.
Если на обследуемой территории нет ярко выраженных источ¬
ников загрязнения или имеется много источников, влияние кото¬
рых перекрывается, а также при площадном источнике загрязнения
(свалки, полигоны бытовых и промышленных отходов), необходи¬
мо использовать отбор проб по равномерной разреженной сетке
(размер ячеек которой от 1 * 1 км до 5 * 5 км). Число таких площа¬
док пробоотбора составляет 25—30.
Глубина отбора проб, согласно «Методическим рекомендаци¬
ям...» 1995 г., составляет:
— пашня, сад 0—20 см;
— сенокос, степь 0—15 см;
— лес 0—10 см;
— территория промышленных предприятий 0—10 см;
— газон, парк, детские площадки 0—10 см;
— при загрязнении нефтепродуктами — до глубины нижнего
фронта движения нефтяного потока в почве или по генетическим
горизонтам на всю глубину почвенного профиля.
Стандартом ИСО 10381-1 рекомендуется отбор проб почв из
пахотного горизонта с глубин 0—5 см и 5—20 см. В «Методических
рекомендациях» 1981 г. для контроля современного интенсивно¬
го загрязнения на ключевых площадках (приуроченных к зонам
с различным уровнем загрязнения) и в 10% других площадок ре¬
комендуется брать смешанные образцы по слоям 0—2,5; 2,5—5,0;
5—10; 10—20 см. Кроме того, в этом же документе рекомендует¬
ся на ключевых площадках наряду со смешанными образцами
отобрать, а потом и проанализировать индивидуальные образцы
(20—30 образцов) для характеристики варьирования содержания
контролируемых химических элементов в почвах. Показатели ва¬
рьирования содержания загрязняющих веществ в почвах разных
ключевых участков могут быть полезны для расчета количества
индивидуальных проб для получения смешанного образца. Табл.
5.1 иллюстрирует уровень варьирования содержания металлов в
загрязненных почвах.
40
Выявление химического загрязнения природных сред
Таблица 5.1
Варьирование содержания металлов на ключевых участках территории,
загрязненной выбросами предприятия цветной металлургии
Зона (расстояние от завода, км)
ni
Коэффициент варьирования, %
ni
Си
Zn
Pb
Cd
Hg
Охранная зона (0,3 км)
15
73
50
59
56
35
148
I зона (1 км)
15
38
37
43
53
24
86
II зона (3 км)
15
10
32
30
26
19
30
III (7 км)
15
12
24
26
—
30
25
Переход к фону (20 км)
15
26
27
29
—
28
25
Примечание: я, — число анализированных образцов, п2 — число индивидуаль¬
ных образцов, необходимых для получения репрезентативного смешанного образ¬
ца при вероятном отклонении от среднего содержания 10% при Р— 0,95.
С каждой площадки берется одна смешанная проба. Она гото¬
вится из пяти точечных проб, взятых по «методу конверта». Масса
точечной пробы составляет около 200 г, масса усредненного сме¬
шанного образца — около 500 г.
Пробы, отобранные на рекогносцировочном этапе, должны
быть проанализированы в аккредитованной лаборатории в сжатые
сроки. Этап завершается списком загрязняющих веществ, анали¬
зируемых при детальном обследовании территории, и картосхемой
загрязнения с ориентировочно выделенными контурами и уровня¬
ми загрязнения.
Детальный этап полевых работ по отбору почвенных проб включа¬
ет: выбор картографической основы на обследуемый загрязненный
участок территории (чаще всего масштаб 1:10 000); проведение от¬
бора почвенных проб на этом участке, анализ проб на приоритет¬
ные для данного участка загрязняющие вещества, составление кар¬
тограмм содержания загрязняющих веществ, написание отчета.
Пробоотбор проводят по равномерно-упорядоченной сетке. Ре¬
комендуемый размер ячейки на данном этапе работ от 0,1 х 0,1 км
до 0,5 х 0,5 км. Внутри каждой ячейки выбирается площадка пробо¬
отбора. Относительная свобода в размещении пробной площадки
в пределах сетки дает возможность располагать ее в местах с наи¬
более характерными условиями местности. Рекомендуемая форма
пробной площадки на детальном этапе пробоотбора — квадрат с
размерами 10 * 10 м. Методика отбора смешанных проб на пробной
площадке на этапе детального обследования, включая расположе¬
ние точечных проб на площадке, глубину взятия проб, такая же,
как и на этапе рекогносцировочного обследования.
41
Глава 5
26. Отбор проб растений. Проводится описание фитоценоза
исследуемого участка. Определяется степень покрытия, видовой
состав и частота встречаемости отдельных видов, состояние рас¬
тений. Для определения загрязнения растений рекомендовано от¬
бирать усредненный образец из не менее 8—10 индивидуальных
проб («Методические рекомендации...», 1981). Размер площадок
может быть 0,25 х 0,25 м, или 0,5 х 0,5 м, или 1 х 1 м в зависимости
от густоты травостоя, но таким, чтобы масса сухой пробы была не
менее 100—200 г.
У травянистого растения срезают надземную часть так, чтобы
не захватить почвенные частицы. В лесных насаждениях выбирают
пробную площадку и отдельно отбирают пробы травянистого (или
мохового) покрова, листья, ветви, кору. Лесную подстилку разде¬
ляют на слои, и пробы берут из каждого слоя отдельно. С посевов
сельскохозяйственных культур укосы следует брать по диагонали
или по ломаной кривой. В 8—10 повторностях берут укос либо всей
надземной части, либо берут раздельно пробы листьев, плодов, зер¬
на, корнеплодов. Из культур берут те, которые являются ведущими в
хозяйствах региона и представлены на многих ключевых участках.
Надземная часть растений, листва и ветви деревьев в местах ин¬
тенсивного загрязнения имеют на поверхности механически задер¬
жанные аэрозольные частицы, осевшие из воздуха и содержащие за¬
грязняющие вещества. Чтобы определить их содержание в листьях
и на их поверхности, одну часть проб промывают водой и сразу же
просушивают, другую часть сушат, не промывая. Более сложен от¬
бор корней растений. Последовательно снимая слои почвы, отбор
корней растений проводят вручную. После тщательного отмывания
водой от почвенных частиц корни тщательно просушивают.
2в. Отбор проб воды. Отбирают пробы вод рек, непроточных во¬
доемов, родников, грунтовых и оросительных вод в количестве не
менее 1 л в чистую подготовленную посуду, заполняя ее максималь¬
но, не оставляя воздушного пузыря. Для предотвращения брожения
в воду добавляют толуол. Улетучивания ртути можно избежать, до¬
бавив в воду азотную кислоту. Проводится отбор наилков. Их берут
в пойме рек, на берегу водоемов, по бортам и дну ирригационных
каналов. Сухой вес пробы наилков должен быть не менее 10 г. Для
оценки загрязнения водоемов отбирают пробы донных отложений.
Для мониторинговых наблюдений пробы (масса не менее 300 г)
отбирают из верхних 0—20 или 0—30 см слоев донных отложений
пластиковыми совками. Для установления геохимической ано¬
малии берут образец более мощного слоя отложений с помощью
стандартного пробоотборника длиной 50—60 см.
42
Выявление химического загрязнения природных сред
2г. Отбор проб атмосферных выпадений. Проводится отдельно
сбор мокрых выпадений, поступающих с атмосферными осадками,
и сухих выпадений, поступающих на подстилающую поверхность с
оседающей пылью. Точки пробоотбора размещают на разном рас¬
стоянии от источника аэрозольных выбросов. В пробах осадков
разделяют растворимые и нерастворимые составляющие фильтро¬
ванием. В фильтрат, в котором предстоит определять содержание
тяжелых металлов, для консервирования добавляют соляную кис¬
лоту (1 мл на 100 мл фильтрата).
3. Лабораторный этап работ. После подготовки всех проб они
передаются в аналитическую лабораторию, где анализ проводится
с использованием рекомендованных для каждого объекта методов.
В отобранных пробах проводят определение следующих по¬
казателей: 1) общее содержание загрязняющих веществ в пробе
(воде, воздухе, почве, растениях). Результаты выражают в массо¬
вых долях вещества или их концентрации (мг/л, мг/м3, мг/кг, %),
в количествах молей вещества в единице массы или объема анали¬
зируемой пробы.
2) фракционный состав загрязняющих веществ в природных
средах.
В пробах воздуха определяют содержания поллютантов в пыле¬
ватой и в газовой фракциях. В пробах вод определяют содержания
загрязняющих веществ во взвеси, в коллоидной и истинно раство¬
римой фракциях.
Растения могут быть охарактеризованы показателями содержа¬
ния загрязняющих веществ в различных органах растения (в репро¬
дуктивных и вегетативных, в надземных и поземных и проч.).
В пробах загрязненных почв определяют содержание имеющих
большое экологическое значение подвижных (непрочно связан¬
ных) соединений тяжелых металлов с использованием различных
экстрагентов. Чаще всего выделяют соединения тяжелых метал¬
лов, условно называемые подвижными, которые извлекают из
почв экстракцией буферным раствором 1н. CH3COONH4, а также
кислоторастворимые соединения тяжелых металлов, экстраги¬
руемые растворами 1н. НС1 или 1н. HN03. В исследовательских
целях проводится более дробное фракционирование соединений
тяжелых металлов почвы с использованием серии экстрагентов,
которое позволяет определить в составе прочно и непрочно свя¬
занных соединений металлов содержание составляющих их ком¬
понентов (см. гл. 8).
4. Интерпретация результатов. Для оценки содержания химиче¬
ских элементов в природных средах используют показатели абсо-
43
Глава 5
лютного, частичного (парциального) распространения, относи¬
тельного их распространения.
Показатели абсолютного распространения характеризуют общее
(валовое) содержание вещества (элемента) в анализируемом объекте.
Ими служат: а) массовые доли, показывающие содержание вещества
(элемента) в долях от единицы массы пробы анализируемого объек¬
та (мг/кг, мкг/г, весовые % и т.п.; б) объемные доли, показывающие
содержание вещества (элемента) в долях от единицы объема пробы
анализируемого объекта (мг/л, мг/мЗ, объемные % и т.п.).
Показатели частичного (парциального) распространения характе¬
ризуют часть содержания в исследуемом объекте отдельных соедине¬
ний вещества (элемента), например выделенную из анализируемой
пробы каким-либо методом, в частности экстрагируемых специаль¬
ными реагентами, гравиметрическим или другим методом. Напри¬
мер, если общее содержание цинка в загрязненной почве составляет
150 мг/кг, а содержание подвижных соединений металла составляет
30 мг/кг, то частичное (парциальное) содержание подвижных соеди¬
нений металла составляет 20 % от общего его содержания в почве.
Показателями относительного распространения служат различ¬
ные коэффициенты, которые представляют собой отношение ана¬
лизируемого показателя содержания химического элемента в при¬
родном объекте с некоторыми стандартными показателями.
1. Коэффициенты концентрирования химических элементов.
В качестве такого применяют: а) кларк концентраций (предложен
В.И. Вернадским) — отношение содержания химического элемен¬
та в природном объекте (почве, донных отложений или др.) к клар-
ку (среднему содержанию) этого элемента соответственно в почве,
донных отложений или др. (Кк). Кларки химических элементов для
земной коры, осадочных пород, почв, взвеси рек мира приведены
в табл. 5.5; б) коэффициент накопления (коэффициент аномаль¬
ности) (А'.) находят как отношение содержания химического в
природном объекте (почве, донных отложений или др.) к фоно¬
вому содержанию этого элемента в природном объекте. Значимое
загрязнение регистрируется при превышении фонового уровня не
меньше, чем в два раза. Эти коэффициенты рассчитывают преиму¬
щественно для общего содержания химических элементов, но они
применимы и для оценки содержания различных соединений хи¬
мических элементов в природных средах.
2. Нормированный показатель относительного концентрирова¬
ния химического элемента (Кок). Он показывает обогащение при¬
родных сред химическим элементом по сравнению с каким-либо
нормирующим элементом, содержание которого в почвах предпо-
44
Выявление химического загрязнения природных сред
Таблица 5.5
Среднее содержание химических элементов в земной коре, осадочных породах,
почвах, взвеси рек мира (мг/кг)
Элемент
Земная кора (Вино¬
градов, 1962)
Осадочные породы
(Виноградов, 1962)
Почвы (Bowen,
1979)
Взвесь рек (Химия
океана, 1979)
Элемент
Земная кора (Вино¬
градов, 1962)
Осадочные породы
(Виноградов, 1962)
Почвы (Bowen,
1979)
Взвесь рек (Химия
океана, 1979)
Li
32
60
25
50
Y
29
30
40
Be
3,8
3
0,3
—
Zr
170
200
400
200
В
12
100
20
—
Nb
20
20
10
—
F
660
500
200
—
Мо
1,1
2
0,2
5,8
Р
930
770
800
600
Ag
0,07
0,1
0,05
0,13
Sc
10
10
7
20
Cd
0,13
0,3
0,35
0,7
Ti
4500
4500
5000
4000
In
0,25
0,05
1
—
V
90
130
90
126
Sn
2,5
10
4
—
Cr
83
100
70
130
Sb
0,5
2
1500
2
Мп
1000
670
1000
1100
Cs
3,7
12
—
5,2
Со
18
20
8
—
Ba
650
800
500
380
Ni
58
95
50
84
La
49
40
40
39
Cu
47
57
30
80
Yb
3,3
3
3
2,8
Zn
83
80
90
310
Hf
1
6
6
2,9
Ga
19
30
20
18
W
1,3
2
1,5
—
Ge
1,4
2
1
—
Hg
0,083
0,4
0,06
—
As
1,7
6,6
6
—
TI
1
1
0,2
—
Se
0,05
0,6
0,4
—
Pb
16
20
35
147
Sr
340
450
250
270
Bi
0,009
0,01
0,2
—
ложительно мало подвержено техногенному воздействию, напри¬
мер Fe, Al, Са, Sr, Zr, Ti.
С /С
элемента в исследуемой почве' нормирующего элемента в исследуемой почве
Кок~ Г /Г
элемента в фоновой почве ' нормирующего элемента в фоновой почве
Этот коэффициент можно применять как для характеристики
загрязнения почв, так и загрязнения аэрозольных выбросах:
С /С
исследуемого элемента в аэрозоле' нормирующего элемента в аэрозоле
*°к- с /С
исследуемого элемента в почве (литосфере)' нормирующего элемента в почве (литосфере)
3. Суммарный показатель загрязнения исследуемого объекта не
одним, а несколькими химическими элементами, загрязняющими
45
Глава 5
исследуемый объект (при допущении аддитивности их суммарного
действия), определяют так (Сает, 1980):
Z = сумма Кс — (п-1), где п — число элементов с К > 1.
В практике экологических экспертных оценок считается, что
почвы находятся в удовлетворительном состоянии при Z. < 16 и от¬
носятся к сильно загрязненным при Z > 64.
4. Показатель экологически безопасного содержания хими¬
ческих элементов в природных средах определяется путем со¬
поставления реального содержания загрязняющих веществ с
нормативными уровнями. В качестве нормативов служат ПДК
(предельно допустимое количество), ОДК (ориентировочно до¬
пустимое количество), МДУ (максимально допустимый уровень)
количества.
Например, А'пдк = С/ПДК (С — концентрация вещества/ПДК
этого вещества).
На следующем этапе на основе полученных показателей прово¬
дится оценка загрязнения природных сред, характеристика геохи¬
мической ситуации.
5. Обобщающий этап. Для определения структуры геохимиче¬
ской ассоциации используют показатели Кс. В нее включают эле¬
менты, Кс которых более 1,5. Формула геохимической ассоциации
может иметь, например, такой вид:
Pbl00Zn86Cu15Co7Ni5Mnl у Для наглядного представления резуль¬
татов элементы, входящие в ассоциацию, группируют по уровням
Кс, например 1,5—3,0; 3—10; 10—30; 30—100 и т.д.
По результатам анализа проб, характеризующих исследуемые
природные среды, составляются картограммы содержания в них
поллютантов, на которых выделяются зоны с одинаковым уровнем
загрязнения, близкими уровнями коэффициента концентрирова¬
ния загрязняющих веществ. Техногенную зону представляют, как
правило, серии изолиний неправильной формы, эпицентр кото¬
рых характеризует промышленную зону (возможно, техногенную
пустыню), где концентрирование металлов достигает нескольких
порядков. Перечень элементов в техногенной ассоциации соответ¬
ствует составу выбросов предприятия. К периферии и перечень, и
концентрации загрязняющих элементов снижаются. До половины
химических элементов выбросов уносится за пределы локальной
зоны загрязнения. На основе полученных результатов в соответ¬
ствии с конкретной задачей составляется отчет об экологическом
состоянии обследуемого региона.
46
Глава 6
НОРМИРОВАНИЕ СОДЕРЖАНИЯ ХИМИЧЕСКИХ
ВЕЩЕСТВ В ПРИРОДНЫХ СРЕДАХ
6.1. Общие положения о нормировании содержания
химических веществ в природных средах
Нормирование качества окружающей среды — это установление
уровней показателей предельно допустимого антропогенного воз¬
действия на экосистему, обеспечивающего состояние окружающей
среды, безопасное для живых организмов настоящего и будущих
поколений. Практическое применение находят два вида норма¬
тивов: показатели содержания химических веществ (элементов)
в объектах окружающей среды (вода, воздух, почва, растения) и
показатели содержания этих веществ в выбросах, поступающих в
окружающую среду.
Нормирование антропогенного воздействия на окружающую
среду — ключевая проблема в обеспечении экологической безопас¬
ности, это условие выполнения задач экологического мониторин¬
га, экологической экспертизы, прогнозирования экологического
состояния и его влияния на здоровье людей. Без нормативов функ¬
ционирование систем экологической безопасности невозможно.
Известен ряд методов нормирования содержания химических
веществ в природных средах. Идеологическая основа их едина:
анализ взаимосвязи между содержанием химических элементов в
окружающей среде и реакций живых организмов. Биогеохимиче-
ское нормирование основано на результатах наблюдений этой вза¬
имосвязи в природных условиях. При санитарно-гигиеническом
нормировании во главу угла поставлено влияние опасных концен¬
траций химических веществ в окружающей среде на здоровье че¬
ловека, при экологическом нормировании — обеспечение защиты
от них любого живого организма. Статистическое нормирование
основано на обобщении информации об уровнях содержания хи¬
мических элементов в природных средах, которые наиболее часто
встречаются в реальных условиях, что позволяет считать эти со¬
держания соответствующими «норме». Все методы нормирования
47
Глава 6
содержания химических веществ в природных средах являются
экологическими, хотя словесно это условно закреплено только за
одним из них.
6.2. Биогеохимические основы нормирования содержания
химических веществ в природных средах
Биогеохимическая структура природных ландшафтов представ¬
ляет собой результат коэволюции геосферы и биосферы. В этих
условиях каждому элементарному геохимическому таксону соот¬
ветствует четко детерминированная организованность биогеохи-
мических пищевых цепей, адаптированных к специфическим для
данного таксона факторам, которые обусловливают миграцию и
аккумуляцию различных химических элементов. Центральное ме¬
сто в биосфере занимает живое вещество. Способность организмов
ассимилировать энергию Солнца с образованием органических ве¬
ществ и разлагать последние до минеральных (в том числе газоо¬
бразных) соединений лежит в основе биогеохимических циклов
химических элементов.
Растущая активность антропогенного воздействия на природ¬
ные ландшафты, связанная прежде всего с использованием земных
недр, сопровождается перестройкой практически всех трофиче¬
ских цепей и как следствие ведет к изменениям биогеохимической
структуры обширных территорий, к нарушениям биогеохимиче¬
ских циклов химических элементов.
6.2.1. Природные биогеохимические циклы химических элементов
и их техногенное нарушение. Биогеохимические циклы химических
элементов — сопряженно протекающие на земной поверхности
под влиянием солнечной энергии циклические процессы биоти¬
ческой и абиотической трансформации соединений химических
элементов, составляющие единый круговорот этих элементов.
Химическое загрязнение биосферы какими-либо веществами на¬
рушает сбалансированные потоки этих веществ в экосистеме, что
вызывает негативную реакцию живых организмов, которые в свою
очередь утрачивают способность выполнять свою функцию по обе¬
спечению биогеохимического круговорота этих веществ.
Углерод, азот, сера входят в состав и минеральных, и органических
соединений биосферы. Это важнейшие биогенные элементы, опре¬
деляющие состояние живых организмов, обеспечивающие жизнь
на планете. С другой стороны, они доминируют в составе поллю¬
тантов, поступающих из различных техногенных источников во все
возрастающих количествах. Антропогенное поступление соедине¬
48
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
ний этих элементов в биосферу нарушает биогеохимические циклы
этих элементов, и это опасно для биосферы.
Биогеохиминеский цикл углерода и его антропогенное нарушение.
Углерод — элемент наиболее активно участвующий и в геологи¬
ческом, и в биологическом круговороте, трансформация его сое¬
динений тесно связана с жизнедеятельностью организмов. Цикл
углерода составляют два главнейших процесса: фиксация С02 из
атмосферы и выделением С02 в атмосферу. Биологическое погло¬
щение С02 из атмосферы осуществляется за счет солнечной энер¬
гии преимущественно высшими растениями в ходе фотосинтеза.
Затрачивается С02 на создание первичной органической продук¬
ции, и его значительная часть оказывается в составе растений и
животных. Пополняется запас С02 в атмосфере при дыхании рас¬
тений, животных, при жизнедеятельности редуцентов органиче¬
ского вещества в почве, а также за счет разложения органических
остатков микроорганизмами после отмирания живых организмов.
Образовавшийся С02 вновь вовлекается в биогенный круговорот.
Основная часть углерода в органической форме закрепляется в по¬
чве в форме гумуса, в отложениях торфа, нефти, газа, угля, нахо¬
дящихся в ископаемом состоянии. Аккумуляция углерода проис¬
ходит также в форме карбонатов.
Процессы поглощения и выделения С02 осуществляются жи¬
выми организмами и проходят с участием кислорода: продуктом
фотосинтеза является кислород, поступающий в атмосферу; из
атмосферы кислород потребляется микроорганизмами, осущест¬
вляющими минерализацию органических веществ. Процессы эти
имеют глобальное биосферное значение.
Для существования живых организмов важен газовый баланс
углерода в атмосфере. Нарушение цикла углерода опасно для жи¬
вых организмов. Но это нарушение уже происходит. Количество
сжигаемого топлива растет, увеличивается и количество С02 в ат¬
мосфере, которое полностью зеленые растения усвоить не в состо¬
янии, особенно на фоне глобальной деградации лесов.
Биогеохиминеский цикл азота и его антропогенное нарушение.
Азот присутствует во всех природных средах в форме органических
и минеральных соединений. В воздухе атмосферы он преоблада¬
ет (80%). Органические соединения азота (белки, аминокислоты)
присутствуют в телах животных и растениях, минеральные соеди¬
нения (нитрат, нитрит, аммонийные ионы) — в воде. В форме и
органических и минеральных соединений азот находится в почве.
Круговорот азота, как и углерода, совершается и по большому и по
малому циклам (в геологическом и биологическом круговороте).
49
Глава 6
Азотфиксация молекулярного азота атмосферы почвенными
микроорганизмами — важнейший процесс, сопоставимый по зна¬
чению и масштабу с фотосинтезом. Усвоенный в ходе этого про¬
цесса азот переходит в состав органических соединений, преиму¬
щественно белков. После отмирания и распада микробных клеток
он используется растениями.
Азотсодержащие органические соединения под влиянием ми¬
кроорганизмов подвергаются аммонификации (минерализации), в
ходе которой образуется аммиак. Он подвергается различным пре¬
вращениям: адсорбируется почвенными частицами, потребляется
почвенными микроорганизмами, выделяется в атмосферу. Чрезвы¬
чайно важен процесс нитрификации — окисление аммиака микро¬
организмами до нитратов. Последние усваиваются высшими расте¬
ниями, закрепляются микроорганизмами, частично вымываются.
Часть нитратов микроорганизмами почвы подвергается денитри¬
фикации, т.е. восстановлению до нитритов и далее до молекуляр¬
ного азота. Молекулярный азот возвращается в атмосферу. Про¬
цесс денитрификации по масштабам сопоставим с азотфиксацией.
Ежегодное поступление в атмосферу 270—330 млн т N2 обеспечи¬
вает баланс азота в атмосфере. Огромные количества техногенного
азота в нитратной форме поступают в атмосферу преимущественно
с отходами энергетики и автотранспорта. Они нарушают сбаланси¬
рованные потоки азота в биосфере.
Биогеохимический цикл серы и его антропогенное нарушение. Основ¬
ная часть серы на земной поверхности находится в форме мине¬
ральных соединений (в окисленной, восстановленной форме, реже
в свободной). Растения и микроорганизмы усваивают сульфаты из
почвы, переводят ее в восстановленное состояние, в котором она
оказывается в составе органических соединений (белки, амино¬
кислоты) живых организмов. После отмирания живых организмов
происходит микробная минерализация серусодержащих органиче¬
ских веществ. Состав образующихся при этом продуктов зависит
от обстановки. В аэробных условиях идут окислительные процессы
с образованием окисленных соединений серы и сульфатов, в анаэ¬
робных — восстановление с образованием сероводорода и соеди¬
нений типа меркаптанов. Окисление сероводорода и других про¬
дуктов осуществляют тоже микроорганизмы, специфические для
аэробных и анаэробных условий.
Нарушение цикла серы происходит за счет техногенного посту¬
пления ее преимущественно в форме диоксида — газа, образующе¬
гося при различных производственных процессах, главным обра¬
зом при сжигании топлива.
50
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Биогеохимические циклы микроэлементов (тяжелых металлов и
металлоидов) и их антропогенное нарушение. Металлы в земной коре
присутствуют преимущественно в составе различных минералов в
соответствии со свойствами металлов и условиями формирования
содержащих их минералов и пород. Собственные минералы ми¬
кроэлементов в почвах или отсутствуют, или присутствуют в ми¬
кроколичествах. В почве они образуют систему соединений, взаи¬
мосвязанных с соединениями типоморфных элементов. Среди них
есть соединения, прочносвязанные с минеральной частью почвы
(это первичные и вторичные алюмосиликаты, несиликатные сое¬
динения железа, алюминия, марганца, труднорастворимые соли, в
том числе карбонаты), с органическими компонентами (органиче¬
ские остатки и продукты их трансформации, гумусовые вещества),
с органоминеральными соединениями. Подвижные соединения
микроэлементов присутствуют в почвенном растворе, в почвенном
воздухе. Важны потенциально подвижные соединения, присут¬
ствующие в составе твердых фаз, но находящиеся в динамическом
равновесии с почвенным раствором, среди которых велика роль
органо-минеральных соединений. Важное значение имеют соеди¬
нения микроэлементов, аккумулированные микроорганизмами.
Все соединения микроэлементов находятся в состоянии дина¬
мического равновесия. Находящиеся в растворе металлы могут
вымываться, усваиваться растениями (частично удаляться с уро¬
жаем), потребляться микроорганизмами, закрепляться минера¬
лами и органическими веществами. Запас их может пополняться
за счет разрушения носителей более прочно удерживаемых форм.
Микроэлементы, удерживаемые растениями, микроорганизмами,
органическими веществами могут освобождаться за счет их мине¬
рализации и менять форму своего присутствия в почве.
Поступившие из техногенных источников загрязняющие почву
металлы и металлоиды пополняют в основном запас менее проч¬
но удерживаемых почвенными компонентами соединений. Это
приводит к нарушению биогеохимического цикла этих элементов.
Формы проявления последствий этого явления различны. Рост в
разы или в десятки раз количества подвижных соединений метал¬
лов ведет к увеличению их водной и биогенной миграции. Эти же
соединения в загрязненных почвах оказывают токсическое дей¬
ствие на почвенную биоту, прежде всего на микроорганизмы, ко¬
торые активны в минерализации металлсодержащих органических
веществ. Свойства самих органических веществ почвы вследствие
их взаимодействия с металлами меняются, в результате чего меня¬
ется их способность удерживать микроэлементы.
51
Глава 6
6.2.2. Пороговость в реакции живых организмов на изменение со¬
стояния окружающей среды — основа биогеохимического нормирова¬
ния содержания химических элементов в природных средах. Четкие
закономерности в изменении химического состава почв, природ¬
ных вод и сопутствующих изменений состояния живых организмов
как свидетельства биогеохимической гетерогенности экосистемы
легли в основу биогеохимического нормирования. Районирование
биогеохимических эндемий, проведенное В.В. Ковальским (1971)
на основе принципов почвенно-географического и биогеохимиче¬
ского районирования, находится в полном соответствии с принци¬
пами выделения почвенных зон В.В. Докучаевым (1980—1900), по¬
чвенных провинций Л.И. Прасоловым (1939), климатических зон
Л.С. Бергом (1958), геохимических провинций А.Е. Ферсманом
(1931), биогеохимических провинций А.П. Виноградовым (1938).
На территории нашей страны В.В. Ковальским (1971) выделены
крупные регионы биосферы, именуемые таксонами, а именно три
равнинных региона (таежно-лесной нечерноземный; лесостепной
и степной черноземный; сухостепной, полупустынный и пустын¬
ный); четвертую группу составили все горные территории. В пре¬
делах этих таксонов обособлены (Ковальский, 1982) субрегионы
биосферы как таксоны 2-го порядка. Биогеохимические провин¬
ции (таксоны 3-го порядка) выделены на основе обеспеченности
живых организмов макро- и микроэлементами, присутствующими
во всех средах их обитания.
В выделенных биогеохимических провинциях самой природой
созданы условия избытка или недостатка отдельных химических
элементов естественного происхождения. Результаты наблюдений
в этих провинциях за состоянием живых организмов, в том числе
и за здоровьем людей, позволили установить связь их с содержа¬
нием элементов в природных средах. Каждому биогеохимическо-
му таксону (ландшафту, экотопу) соответствует четкая взаимосвязь
и взаимообусловленность пищевых цепей, которая складывалась
длительное время. Она адаптирована к природным специфиче¬
ским условиям, с которыми связаны процессы миграции и акку¬
муляции любых химических веществ. Подавляющая часть живых
организмов реализовала все природные механизмы сопротивления
внешнему воздействию, их состояние соответствует химическому
составу окружающей среды. Тем не менее в эндемических районах
часть людей или животных (5—20 % от общей численности) ока¬
зываются пораженными, и доля их тем больше, чем больше откло¬
няется от оптимального содержание химических элементов в при¬
родных средах.
52
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Выявлена зависимость состояния живых организмов от недо¬
статка или избытка ряда элементов в природных средах. Например,
связь хлороза многих видов растений и количества Cu, Zn, Mn, В
в почве; суховершинности деревьев и содержания Си в почве; рас¬
пространения флюороза и других костных заболеваний людей и со¬
держания F в почве и водах; эндемических энтеритов и количества
В в природных средах; заболеваний эндемическим зобом и йодом;
особыми формами рахита — и Sr, распространением кожных забо¬
леваний и Ni.
Состояние живых организмов в зоне биогеохимических про¬
винций служит индикатором содержания химических элементов
в окружающей среде. Качественная характеристика концентраций
химических элементов в природных средах была проведена по про¬
явлению эндемических заболеваний животных, растений, челове¬
ка. Определены те концентрации химических элементов в почвах,
водах, растениях, выше и ниже которых нарушаются обменные
процессы в живых организмах.
На основе биогеохимического районирования В.В. Ковальским
установлены пороговые концентрации ряда химических элементов
в почвах (табл. 6.1).
Таблица 6.1
Пороговые концентрации некоторых химических элементов в почвах, мг/кг
(Ковальский, 1974)
Элемент
Нормальное
содержание
Нижняя граница
пороговой концентрации
Верхняя граница
пороговой концентрации
Со
7-30
2-7
>30
Си
15-60
6-15
>60
Мп
400-3000
<400
>3000
Zn
30-70
<30
>70
В
6-30
6-30
>30
Мо
1,5-4
>1,5
>4
Sr
600
?
600-1000
J
5-40
2-5
>40
Предложенные пороговые концентрации В.В. Ковальского были
первым опытом биогеохимического нормирования содержания
химических элементов в почвах, которое активно использовалось
для выявления дефицита химических элементов и исправление его.
В условиях роста техногенной нагрузки на экосистему, которая
привела к опасному загрязнению окружающей среды, эти данные
послужили основанием для выявления нарушенных экосистем.
53
Глава 6
Пороговые концентрации химических элементов в кормах,
предложенные В.В. Ковальским (1991) на основе биогеохимиче¬
ских исследований, находятся в полном соответствии с временны¬
ми МДУ (максимальными допустимыми уровнями содержания)
этих элементов в кормах для сельскохозяйственных животных
(табл. 6.2).
Таблица 6.2
Пороговые концентрации химических элементов и МДУ этих элементов в кормах
для сельскохозяйственных животных, мг/кг воздушно-сухой пробы
(Биогеохимические основы нормирования..., 1993)
Элемент
Среднее
содержание
в растениях
Недостаток
(нижняя граница
пороговой
концентрации)
Нормальное
содержание
Избыток
(верхняя граница
пороговой
концентрации)
МДУ
Fe
190
<25
25-50
>300
100-200
Мп
73
<20
20-60
>500
—
Zn
21
<30
20-60
>500
50-100
Си
6
< 5
3-12
>20
30-80
Мо
1,3
<2,5
2,5-1,0
>3
2-3
Со
0,3
<0,3
0,3-1,0
> 1
1-3
Se
0,2
<0,1
0,1-1,0
> 1,2
0,5-1,0
J
0,2
<0,1
0,1-1,2
>0,8
2-6
В
—
<0,1
27-65
>65 ,
—
6.3. Санитарно-гигиеническое нормирование содержания
химических веществ в природных средах
В практической природоохранной деятельности используются
два вида нормативов: санитарно-гигиенические и экологические.
Санитарно- гигиенические нормативы разрабатывались Государ¬
ственной санитарно-эпидемиологической службой Минздрава
СССР и РФ. Санитарно-гигиеническое нормирование — опреде¬
ление в лабораторных условиях безопасных для человека предель¬
но допустимых концентраций (ПДК) химических веществ (эле¬
ментов) в объектах окружающей среды. При воздействии малых
концентраций химических веществ происходит стимулирование
жизнедеятельности организма, при высоких — подавление этой
деятельности. В области средних уровней концентраций веществ
во внешней среде организмы обладают способностью регулировать
свои взаимодействия со средой, проявляя устойчивость к их воз¬
действию. ПДК — это количество загрязняющего вещества в окру¬
54
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
жающей среде, которое при постоянном контакте или при воз¬
действии в течение определенного промежутка времени не влияет
негативно на здоровье человека и не вызывает неблагоприятных
изменений у его потомства. Вода, воздух, почва, корма, сельско¬
хозяйственные продукты, отвечающие санитарно-гигиеническим
нормам, не ухудшают здоровье человека как одного из видов живых
организмов. В настоящее время в нашей стране установлены ПДК
для более чем 1000 химических веществ в воде, для более чем 250
веществ в атмосферном воздухе, более чем 30 — в почве.
Определение ПДК химических веществ в различных природных
средах проводится в лабораторных условиях по принципу «доза-
эффект». При смене дозы различных химических веществ и изме¬
нении их содержания в воде, воздухе, пище ведутся наблюдения
за состоянием подопытных животных, потребляющих эту воду и
пищу, вдыхающих загрязненный воздух. Так определяют полуле-
тальную дозу вещества LD 50, т.е. то количество вещества, кото¬
рое вызывает гибель 50 % подопытных животных. Этот показатель
токсичности химических веществ для живых организмов является
основным общесанитарным показателем содержания химических
веществ в природных средах. Измеряется показатель в г/кг массы
подопытного животного.
Наряду с этим обязательным токсикологическим показателем
при разработке ПДК используют и другие. Например, при установ¬
лении ПДК химических веществ для воды и воздуха используются
органолептические показатели (цвет, запах, вкус и пр.).
Пользуются распространением и нормативы, производные от
ПДК, которые позволяют сравнивать состояние природных сред,
охарактеризованное по разным показателям. Таким нормативом
служит безразмерный показатель К , который показывает, во
сколько раз содержание любого химического вещества в той или
иной природной среде превышает уровень ПДК этого вещества в
соответствующей среде. Находится он как отношение С/ПДК, где
С — концентрация вещества i в определенном компоненте окру¬
жающей среды; ПДК — соответствующий норматив ПДК этого ве¬
щества для воздуха, воды, почвы.
С использованием ПДК производится и учет комбинирован¬
ного действия химических веществ, что целесообразно в реаль¬
ных условиях совместного действия на организм человека различ¬
ных химических веществ. Химические вещества могут вызывать
разный эффект при совместном действии на человека: действо¬
вать независимо, вызывать суммарный эффект, антагонизм, си¬
нергизм, изменение характера действия (например, появление
55
Глава 6
мутагенных свойств). В настоящее время в реальности при нор¬
мировании учитывается суммарный эффект совместного дей¬
ствия химических веществ. Для этого рассчитывается показатель
Z — - («—1), где п — число веществ, оценивается эффект со¬
вместного действия (табл. 6.3).
Таблица 6.3
Оценка опасности загрязнения природных сред по показателю
суммарного загрязнения
Категория загрязнения
Z
Категория загрязнения
Z
Допустимая
Умеренно опасная
< 16
16-32
Опасная
Чрезвычайно опасная
32-128
> 128
Санитарно-гигиенические нормативы в нашей стране актив¬
но разрабатывались в 1980-е гг. Опыт их использования позволил
выявить ряд недостатков. Основные из них состоят в том, что в
санитарно-гигиенических нормативах не учтены следующие фак¬
торы: а) соотношение порогов чувствительности человека и по¬
допытных животных, перечень которых ограничен (чаще это низ¬
шие животные); б) эффекты кумуляции (в трофической цепи) и
миграции веществ (прежде всего тяжелые металлы и пестициды);
в) генетические последствия воздействия веществ на человека;
г) время воздействия поллютанта на живые организмы (известно,
что чем более долгим был контакт вещества с организмом, тем
ниже будет отклик организма, а эксперимент по определению
ПДК длится, как правило, не более года); д) эффект совместно¬
го действия нескольких факторов на последствия влияния хи¬
мических веществ на живые организмы; е) формы нахождения
химических веществ в окружающей среде, обладающих разным
токсическим действием, и их трансформация; ж) региональные
особенности, влияющие на поведение загрязняющих веществ в
экосистеме. Санитарно-гигиеническое нормирование — яркий
пример антропоцентристского подхода к оценке качества окру¬
жающей среды.
6.3.1. Санитарно-гигиеническое нормирование содержания хими¬
ческих веществ в атмосферном воздухе. Вещества, загрязняющие
воздух, классифицируются по степени их опасности для человека.
Чрезвычайно опасные вещества: озон, ртуть, бенз(а)пирен, сви¬
нец; высоко опасные: диоксид азота N02, хлор, сероводород, HF;
умеренно опасные: оксид серы S02, монооксид азота N0; мало
опасные: оксид углерода СО, углеводороды нефти, аммиак.
56
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Оценку качества воздуха определяют по специальным нормати¬
вам для рабочей зоны помещений (эти показатели начали устанав¬
ливать одними из первых в 1925 г.) и для атмосферного воздуха на¬
селенных пунктов (работы начаты в 1949 г.). При этом нормируется
максимальная разовая концентрация и среднесуточная концентрация
химических веществ. Первая группа нормативов применяется для
предупреждения при кратковременном воздействии химических
веществ негативной рефлекторной реакции человека (органолеп¬
тической реакции, например, запаха). Вторая группа нормативов
разработана для предупреждения токсического эффекта, этот эф¬
фект может быть канцерогенным, мутагенным и др.
ПДК р.з. — предельная допустимая концентрация вещества в
воздухе рабочей зоны, т.е. концентрация, которая при ежедневной
работе в течение полного рабочего дня на протяжении трудового
стажа человека не может вызывать заболеваний или отклонений в
состоянии здоровья работающего человека ни в настоящем, ни в
будущем. Измеряется показатель в мг/м3.
Для атмосферного воздуха населенных пунктов устанавлива¬
ются две категории ПДК: максимальные разовые концентрации
ПДКмр для оценки краткосрочных эффектов и среднесуточные
ПДКсс — для оценки долговременных эффектов. Долгосрочный эф¬
фект оценивают и по ряду дополнительных показателей: ПДКсм —
по среднемесячной концентрации (среднее арифметическое из
среднесуточных концентраций за месяц), ПДКсг — среднегодовой
концентрации (среднее арифметическое из среднемесячных в те¬
чение года). В отличие от ПДКмр и ПДКсс эти показатели определя¬
ются не экспериментально, а по рекомендованным ориентировоч¬
ным отношениям: ПДКмр: ПДКсс: ПДКсм: ПДКг= 10:4:1,5:1.
В настоящее время установлены ПДК для более чем 130 веществ
рабочей зоны, для 500 веществ атмосферного воздуха. Некоторые
из них приведены в табл. 6.4.
Таблица 6.4
Предельно допустимые среднесуточные концентрации элементов
в атмосферном воздухе, мг/м3
Элемент
ПДК
Элемент
ПДК
Элемент
ПДК
Элемент
ПДК
Hg
0,0003
As
0,03
Zn
0,05
Ni
0,001
Pb
0,0003
Cd
0,001
V
0,001
Mn
0,0004
Se
0,000-5
F
0,005
в
0,04
W
0,002
Со
0,001
Cr
0,0005
Cu
0,002
Вг
0,004
57
Глава 6
Таблица 6.5
Уровни ПДК химических веществ (ср. суточные, мг/м3)
для пылеватых частиц воздуха
Ъш пыли
ПДК
Неорганические вещества
Пыль фосфоцементная
0,5
NaCL
0,15
Угольная пыль
0,02
Сажа
0,05
Свинец и его соединения
0,0003
Органические вещества и препараты бьгговой химии
Текстолит
0,04
Пеморлекс
0,02
Биогенные вещества
Хлопок 0,0003
0,05
Пыль меховая
0,03
Хитин
0,0005
Неидентифицированные вещества
Взвешенное вещество
0,15
Атмосферный воздух неоднороден, наряду с паро-газовой фа¬
зой, он содержит и пылеватые частицы. Количество химических
веществ в твердых атмосферных выпадениях также подлежит нор¬
мированию (табл. 6.5).
Для оценки качества воздуха используют также суммарные по¬
казатели загрязнения. В качестве таковых служат ИЗА — индекс за¬
грязнения и Р — комплексный показатель загрязнения.
ИЗА определяют, как правило, для пяти веществ с максималь¬
ным содержанием в воздухе:
H3A = fecpi ^ПДКСС,
/=1
Qcf> — среднее содержание вещества в воздухе, мг/м3, ПДКсс — ПДК
среднесуточная, К— коэффициент изоэффективности (для норми¬
рования по веществу 3-го класса опасности). Уровни А'для веществ
разных классов опасности приведены ниже:
Класс опасности: 1-й 2-й 3-й 4-й
К 1,7 1,3 1,0 0,85.
58
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Для определения комплексного показателя загрязнения воздуха
Р сначала проводят нормирование концентрации вещества в воз¬
духе по уровню его ПДКсс
R= С/ПДКг/Г,
где ПДКг — ПДК среднегодовая. Здесь также используется коэф¬
фициент изоэффективности К, который зависит от степени загряз¬
нения воздуха и различен для веществ разных классов опасности:
Класс опасности:
1-й
2-й
3-й
4-й
2,3
1,3
1,0
0,87
3,2
1,6
1,0
0,70
Расчет комплексного показателя загрязнения воздуха Р ведется
по формуле
л=5
P^R, Z
i = \
Таблица 6.6
Критерии качества воздуха на основе суммарных показателей загрязнения
Критерий качества воздуха
Степень загрязненности воздуха
низкая
повышенная
высокая
очень
высокая
Наибольшая повторяемость
превышения среднесуточно¬
го значения ПДК
0-10
10-20
20-50
50-100
Стандартный индекс (СИ)
0-1
1-5
5-10
10-50
Индекс загрязнения атмо¬
сферы (ИЗА)
0-5
5-7
7-14
14-21
6.3.2. Санитарно-гигиеническое нормирование содержания хими¬
ческих веществ в поверхностных водах. Для оценки качества поверх¬
ностных вод используют показатели их следующих свойств:
1) Органолептические показатели (цветность, запах, вкус, мут¬
ность, прозрачность, пенистость). Определение этих показателей
обязательно при любом исследовании воды.
2) Гидрохимические показатели (pH, содержание растворенного
кислорода, химическое потребление кислорода (ХПК), биохими¬
ческое потребление кислорода (ВПК), минерализация (анионы —
карбонаты, гидрокарбонаты, сульфаты, хлориды; катионы — каль¬
59
Глава 6
ций, магний, натрий, калий), сухой остаток, общая жесткость, со¬
держание биогенных элементов (нитраты, фосфаты, аммоний, ни¬
триты), фториды, железо.
3) Концентрацию поллютантов с максимальными уровнями со¬
держания. В числе таковых чаще всего называют пестициды, хлор¬
содержащие органические вещества, фенолы, формальдегид, тяже¬
лые металлы, ПАВ, нефтепродукты.
4) Микробиологические показатели (общее содержание в 100 мл
воды колиформных бактерий, общее микробное число (в 1 мл), ко¬
личество мест лямблий (в 50 мл).
Химические вещества в водах делятся на классы по токсиколо¬
гической опасности: вещества 1-го класса опасности (чрезвычайно
опасные): Be, Hg, Ga, бенз(а)пирен, линдан, 3-, 4-, 7-, 8-диоксин,
дихлорэтилен, диэлртуть, тетраэтил-свинец, тетраэтил олово, трих-
лорбифенил; вещества 2-го класса опасности (высокоопасные): А1,
Ва, В, Cd, Мо, As, Pb, Se, Sr, N02, цианиды; вещества 3-го и 4-го
классов опасности (опасные и умеренно опасные вещества): Ni, Cr,
Cu, Мп, Zn, NH4+, N03, P043, фенолы, нефтепродукты.
Вещества 1-го и 2-го классов опасности относятся к основным
контролируемым, вещества 3-го и 4-го классов опасности — к до¬
полнительным показателям.
Для оценки экологического состояния водоемов важно соотно¬
шение соединений азота. Азотные соединения — косвенные сви¬
детельства эпидемиологической опасности воды. Соли аммония —
показатели свежего органического загрязнения вод. Соли азотной
и азотистой кислот- показатели заканчивающегося самоочищения
воды. Присутствие всей триады- показатели постоянного загрязне¬
ния водоема.
В качестве критериев качества поверхностных вод используются:
ПДК — предельно допустимые количества веществ в водах,
ОДУ — ориентировочно допустимые уровни содержания ве¬
ществ в водах,
ПДС — предельно допустимые сбросы в воду, которые обеспе¬
чивают недопустимость превышения ПДК.
Такие нормативы разработаны для вод разного назначения: пи¬
тьевые, рыбохозяйственные, рекреационные, промышленные.
ПДК и ОДУ разработаны для 1345 веществ для вод питьевого
назначения. Примеры приведены в табл. 6.8.
ЛПВ — лимитирующий признак вредности — признак с наи¬
меньшей пороговой концентрацией.
Рассчитывают также производные показатели: С./ПДК, С/ОДУ.
Для этих показателей разработаны критерии (см. табл. 6.8).
60
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Таблица 6.7
ПДК химических веществ в воде водных объектов
хозяйственно-питьевого и культурно-бытового назначения
Вещество
лпв
пдк
Fe
органолептический
0,3
Си
-//-
1,0
Сг
-//-
0,05
Zn
-//-
5,0
ПАВ
-//-
0,05
Фенол
-//-
0,001
Нефтепродукты
-//-
0,1
Ni
санитарно-токсикологический
0,1
Pb
-//-
0,03
Со
-//-
0,1
Азот N03
-//-
10,0
Азот NH4
-//-
2,0
Фомальдегид
-//-
0,05
Таблица 6.8
Критерии оценки уровня загрязнения поверхностных вод
химическими элементами разных классов опасности
Хозяйственно-бытовые воды
Питьевые воды
Уровень
к.
К
ПДК
загрязнения
Класс опасности
Класс опасности
1,2
3
1
2
3
Минимальный
< 1
< 1
< 1
< 1
< 1
Низкий
1-2,5
1-25
1-1,5
1-2,5
1-5
Средний
2,5-5,0
25-50
1,5-2
2,5-5
5-10
Высокий
5-10
50-100
2-3
5-10
10-15
Очень высокий
> 10
> 1000
>3
> 10
> 15
Так же как и для воздуха, для вод проводится комплексная оцен¬
ка их качества по концентрации в водах ряда компонентов (чаще
всего это ионы N03', N02', NH4+, а также тяжелые металлы, фено¬
лы, пестициды нефтепродукты, СПАВ). Суммарный показатель за¬
грязнения рассчитывается так:
z = £c,/пдк„
61
Глава 6
1с(/пдк,
изв=^ .
6
Ниже приведены критерии качества вод по ИЗВ (табл. 6.9).
Таблица 6.9
Оценка качества вод по ИЗВ
ИЗВ
Класс качества
Характеристика
<0,2
I
очень чистые
0,2-1
II
чистые
1-2
III
умеренно загрязненные
2-4
IV
загрязненные
4-6
V
грязные
6-10
VI
очень грязные
> 10
VII
чрезвычайно грязные
6.3.3. Санитарно-гигиеническое нормирование содержания хи¬
мических веществ в почве. Методика нормирования содержания
химических веществ в почве отличается от методик для других
сред тем, что контакт человека с почвой чаще всего не прямой, а
опосредованный. Он происходит по цепочкам: почва—растение-
человек; почва—растение—животное—человек; почва—воздух-
человек; почва—вода—человек. ПДК химических веществ в почвах
понимается как их предельно допустимая концентрация в почвах,
при которой безопасны для живых организмов вода и воздух, кон¬
тактирующие с этой почвой, и живые организмы, связанные с нею
трофическими цепями (прежде всего растения).
На этом основании предельно допустимые концентрации хими¬
ческих веществ для почв устанавливаются по четырем обязатель¬
ным показателям: общесанитарному показателю (как это принято
для других природных сред), миграционному водному, миграцион¬
ному воздушному, транслокационному. Показатели водной и воз¬
душной миграции характеризуют способность почв обеспечивать
безопасный уровень содержания этих веществ соответственно в
воде и в воздухе. Транслокационный показатель показывает спо¬
собность почв обеспечивать безопасное содержание химических
веществ в растениях (редис, салат, горох, фасоль, капуста и др.).
По наименьшему уровню названных показателей устанавливается
ПДК для почв (табл. 6.10).
62
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Таблица 6.10
Предельно допустимые концентрации химических элементов в почвах, мг/кг
Элемент
Кларк почв (Вино¬
градов, 1962)
ПДК
Показатель вредности
общеса¬
нитарный
транслокаци¬
онный
миграционный
водный
миграционный
воздушный
Общее содержание
Мп
800
1500
1500
3500
1500
V
100
120
150
170
350
РЬ
10
32
30
35
260
Hg
0,01
2,1
5,0
2,1
33
2,5
Подвижные соединения (экстракция в ацетатно-аммонийном буфере, F в воде)
F
200
2
2
Си
20
3
3
3,5
72
Ni
40
4
4
4
14
Zn
50
23
37
93
200
Со
8
5
5
25
1000
Cr
200
6
6
По такому же принципу разработаны ПДК и для других веществ,
органических и неорганических (табл. 6.11).
Уровни ПДК, установленные по разным показателям, отража¬
ют как токсичность химических веществ, так и доминирующий
механизм их распространения в природных средах. Например,
для бенз(а)пирена и ртути лимитирующим показателем является
общесанитарный, для мышьяка — транслокационный, для хлори¬
стого калия — водный, для сероводорода — воздушный показате¬
ли (табл. 6.12).
Наиболее опасны для организмов ксенобиотики — вещества ис¬
кусственной природы. Отдаленные последствия их воздействия на
живые организмы неизвестны. Характер влияния искусственных
токсикантов на живые организмы отличается от действия веществ,
являющихся естественными составляющими почв, тем, что при из-
63
Глава 6
Таблица 6.1 1
Предельно допустимые концентрации некоторых химических веществ в почвах
Показатели вредности
Вещество
ПДК,
мг/кг
общесани¬
тарный
транслока¬
ционный
миграционный
Класс
водный
воздуш¬
ный
опасности
Нитраты
130
225
180
130
—
3
Бен(а)пирен
0,02
0,02
0,2
0,5
—
1
Бензол
0,3
50
3,0
10
0,3
2
Толуол
0,3
50
0,3
100
0,3
2
Стирол
0,1
1,0
0,3
100
0,1
2
Ксилол
0,3
1,0
0,3
100
0,4
2
Сернистые
соединения:
сероводород
0,4
140
160
140
0,4
3
элементарная
160
160
180
380
—
3
сера
серная кислота
160
160
180
380
—
1
Таблица 6.12
ПДК химических веществ в почвах (мг/кг) и их лимитирующие показатели
Вещество
ПДК (общее содержание)
Лимитирующий показатель
Бенз(а)пирен
0,02
Общесанитарный
Ксилол
0,3
Транслокационный
Ртуть
2,1
Транслокационный
Свинец
32
Общесанитарный
Сероводород
0,4
Воздушный миграционный
Формальдегид
7,0
Воздушный миграционный
Стирол
0,1
Воздушный миграционный
менении концентрации таких веществ во внешней среде в состоя¬
нии живых организмов не обнаруживается области стимулирова¬
ния. Любые концентрации этих веществ в окружающей среде ведут
к патологии. Скорость синтеза и выпуска многих из таких веществ,
например пестицидов, выше скорости их нормирования. Пестици¬
дов используется в настоящее время выше 1000 наименований, не
для всех из них есть ПДК.
64
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
6.4. Экологическое (экосистемное) нормирование содержания
химических веществ в природных средах
Экологическое (экосистемное) нормирование содержания хи¬
мических веществ в природных средах проводится природохран-
ными службами. Современная концепция экологического нор¬
мирования опирается на экосистемный подход. Экосистемное
нормирование призвано обеспечить сохранение биогеохимических
циклов химических элементов и целостности экосистемы. В осно¬
ве его методологии лежат представления не о пороговости в изме¬
нении состояния живых организмов, а об устойчивости к внешним
воздействиям экосистемы в целом и о ее роли в функционирова¬
нии каждого компонента. При поражении более чувствительных
компонентов и ослаблении их деятельности повышается актив¬
ность более устойчивых, что ведет к сглаживанию эффекта внеш¬
него воздействия, к снятию порогов.
Экосистемные нормативы должны обеспечить сохранение при¬
роды в целостности и возможность существования всех живые
организмов. Такой подход обеспечит сохранение и человека (по¬
пуляция, индивидуум) как компонента экосистемы. Человек отли¬
чается от других организмов, в частности тем, что является конеч¬
ным консументом в большинстве трофических цепей. Воздействие
на человека любого потребляемого им вещества зависит от того,
находится ли уровень содержания этого вещества в пределах его
природного содержания или выходит за его пределы.
Несколько принципов лежит в основе экосистемного нормиро¬
вания. Принцип «слабого звена» означает, что нагрузки, допусти¬
мые для самого уязвимого компонента системы, принимаются за
допустимые для экосистемы в целом. Принцип дифференцирован-
ности предполагает разработку допустимых нагрузок на экосистему,
дифференцированных на основе формирования региональных (зо¬
нальных, бассейновых) потоков химических веществ в ландшаф¬
те, на основе вида использования контролируемых объектов (воды
разного назначения, земли разного вида использования). Принцип
дифференцированности реализуется и путем учета устойчивости
экосистемы к данному виду внешнего воздействия. Методической
основой является обязательное сочетание натурных полевых на¬
блюдений и лабораторных экспериментов.
Цель экосистемного нормирования — защита биоразнообразия
и ограничение антропогенного воздействия на уровне, приемлемом
для сохранения природной среды. Для определения допустимых
нагрузок применимы биологический (биоценотический) и ланд¬
65
Глава 6
шафтный (геоэкологический) подходы. Например, предлагается
в качестве критериев экологического состояния экосистемы ис¬
пользовать показатели сохранности вертикальной и горизонталь¬
ной структур фитоценоза, показатели завершенности круговорота
веществ (конечным результатом чего является плодородие почв).
Для лесных экосистем в качестве контролируемых биологических
параметров предлагают использовать фитомассу, жизненное состо¬
яние древостоя, проективное покрытие, массу подстилки, видовое
разнообразие почвенной мезофауны, микроорганизмов, биомассу,
баланс гумуса в почве и др. Ландшафтный подход ориентирован на
обеспечение сохранения всех компонентов биотопа.
Задача экосистемного нормирования сводится к установлению
допустимой антропогенной нагрузки на экосистему того вида не¬
гативного воздействия, который лимитирует развитие экосистемы.
Загрязнение окружающей среды очень часто выступает как лими¬
тирующий экологический фактор.
В оценке состояния экосистемы все шире применяются крите¬
рии экологической нормы, экологического риска, экологического
кризиса, экологического бедствия. Зона экологической нормы —
состояние среды удовлетворительное, значения прямых критериев
значимо не отличаются от ПДК, ОДК или фоновых уровней. Зона
экологического риска — состояние среды неблагополучное, значе¬
ния прямых критериев слабо превышают ПДК, ОДК или фоновые
уровни (деградация экосистемы 5—20 % площади). Зона экологи¬
ческого кризиса — состояние среды весьма неблагоприятное, зна¬
чения прямых критериев значительно превышают ПДК, ОДК или
фоновые уровни (деградация экосистемы 20—50 %). Зона экологи¬
ческого бедствия — состояние среды катастрофическое, значения
прямых критериев значительно превышают ПДК, ОДК или фоно¬
вые уровни (деградация экосистемы > 50 %).
Выделяются зоны экологической напряженности на основе из¬
менения различных показателей функционирования экосистемы.
Например, привлекается для экологического нормирования отно¬
шение C:N органических веществ различных природных объектов.
Это отношение характеризует активность процесса трансформации
органических веществ. Уменьшение показателя ниже оптимально¬
го свидетельствует о деградации почвенного органического веще¬
ства, об усилении накопления органического азота в почвах, водах,
в сельскохозяйственной продукции. Нарушение сбалансирован¬
ности потоков вещества в ходе белкового и углеводного питания
отражается в увеличении отношения C:N в пищевых продуктах. На
изменение соотношения этих элементов в почвах чутко реагирует
66
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
почвенная микрофлора. Вследствие высокой информативности
этого показателя, он может быть использован для выявления зон
различной экологической напряженности (табл. 6.13).
Таблица 6.1 3
Выделение зон экологической напряженности по изменению соотношения C:N
в различных звеньях биологической пищевой цепи
(Биогеохимические основы нормирования1993)
Отношение C:N
Звенья биогеохимической цепи, зоны экологической напряженности
почвы
поверхностные
воды
растения
рационы
циклы
в целом
>4
5
4
5
4
5
4-8
3
4
4
1
4
8-12
1
1
1
1-2
3
12-16
1
2-3
2
3-4
2
16-20
1
4
2
4-5
4
О нарушении цикла углерода в почве свидетельствует фермен¬
тативная активность почв, тесно связанная с процессами гумифи¬
кации. На этом основании этот показатель также привлекается для
выявления зон экологического напряжения (табл. 6.14).
Таблица 6.14
Выделение зон экологического напряжения по степени уменьшения активности
инвертазы в почве по сравнению с фоном
(Биогеохимические основы нормирования1993)
Степень уменьшения показателя
ферментативной активности почв
Площадь проявления уменьшения показателя,
(% от общей площади), зона экологической
напряженности
<5
5-20
20-50
>50
<1,2
1
3
1
1
1,2-1,5
1
2
2
3
1,5-2,0
2
3
4
4
2,0-5,0
3
4
4
5
>5
3
4
5
5
О нарушении циклов кальция и фосфора, кальция и стронция
свидетельствует изменение соотношении их концентраций в при¬
родных средах, в звеньях пищевых цепочек. При нарушении отно¬
шения Са:Р в растениях, в растительных кормах в организме по¬
67
Глава 6
звоночных животных возникают признаки остеопороза, остеолиза,
при нарушении соотношения Ca:Sr — признаки рахита.
Соотношение этих элементов в растениях является дополни¬
тельным основанием для выделения зон экологической напряжен¬
ности (табл. 6.15).
Таблица 6 1 5
Выделение зон экологического напряжения по изменению соотношения
содержаний элементов С, Р, Sr в растениях
(Биогеохимические основы нормирования . , 1993)
Показатель соотношения
содержания элементов
в растениях
Площадь проявления изменения уровня показателя
(% от общей площади), зона экологической напря¬
женности
Са:Р
Ca:Sr
<5
5-20
20-50
>50
1 2
> 100
1
1
1
1
< 1-0,8, >2-3
100-50
1
1
1
2
< 0,8-0,4; > 3-5
>50-10
2
3
3
3
< 0,4-0,1; > 5-1
< 10-1
3
3
3
4
<0,1; > 10
< 1
3
4
4
5
Методика экологического нормирования постоянно совершен¬
ствуется.
6.5. Статистическое нормирование содержания химических
элементов в природных средах
Статистический прием определения уровней допустимых кон¬
центраций химических веществ в почвах состоит в определении
усредненных (наиболее распространенных) уровней содержания
химических элементов в природных средах в естественных усло¬
виях. Теоретическая основа такого подхода: среднее содержание
химических элементов в природных средах в естественных усло¬
виях соответствует условиям нормального состояния живых орга¬
низмов.
На этой основе рассчитаны предельные уровни содержания раз¬
личных химических элементов в почвах разных стран (табл. 6.16).
Не представляются надежными нормативы, единые для всех
почв, не учитывающие их устойчивость к загрязнению. Более на¬
дежными являются природные региональные фоновые содержа¬
ния химических элементов в почвах. Их можно использовать для
нахождения предельно допустимого уровня содержания химиче-
68
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Таблица 6.16
ПДК химических элементов в почвах (мг/кг) по данным исследователей
разных стран
Элемент
El Bassam, Tietjen,
1977
Linzon,
1978
Kabata-Pfendias,
1979
Kloke,
1979
Kitagishi,
Yamane, 1981
As
50
25
30
20
15
В
100
100
25
Be
10
10
10
Cd
5
8
5
3
Со
50
25
40
50
50
Cr
100
75
100
100
Cu
100
100
100
100
125
F
500
1000
200
Hg
5
0,3
5
2
Mo
10
2
10
5
Ni
100
100
100
100
100
Pb
100
200
100
100
400
Se
10
5
10
10
V
60
100
50
Zn
300
400
300
300
250
ского элемента в почве, в качестве которого можно взять верхнюю
границу интервала возможных фоновых значений этого показа¬
теля. Для того чтобы обеспечить охват 99 % возможных значений
признака, верхняя граница доверительного интервала должна от¬
стоять от среднего фонового показателя на три стандартных откло¬
нения. Фоновые уровни содержания многих элементов могут быть
рассчитаны на основе обобщения литературных данных, часть их
приведена в табл. 6.17.
Эти данные наглядно показывают, с одной стороны, что единые
абсолютно для всех почв нормативы несовершенны и очень прибли¬
зительны, с другой стороны, что разработать нормативы для каждого
типа почв, для каждой почвенной разности тоже невозможно. Це¬
лесообразна разработка нормативов химических веществ почвенно-
69
Глава 6
Таблица 6.17
Среднее общее фоновое содержание тяжелых металлов и мышьяка в почвах
средней полосы России
Почвы
Zn
Cd
Pb
Hg
Cu
Co
Ni
As
Дерново-подзолистые
песчаные и супесчаные
28
0,05
6
0,05
8
3
6
1,5
Дерново-подзолистые су¬
глинистые и глинистые
45
0,12
15
0,10
15
10
30
2,2
Серые лесные
60
0,20
16
0,15
18
12
35
2,6
Черноземы
68
0,24
20
0,20
25
25
45
5.6
Каштановые
54
0,16
16
0,15
12
12
35
5,2
Сероземы
58
0,25
18
0,12
12
12
40
4,5
геохимических ассоциаций, объединенных общностью основных
физико-химических свойств, определяющих их устойчивость к хи¬
мическому загрязнению.
В России разработан документ, названный ОДК (ориентиро¬
вочно допустимые концентрации), ряда химических элементов
в почвах. В основу группировки почв по устойчивости к тяже¬
лым металлам в первую очередь положены кислотно-щелочные и
окислительно-восстановительные условия, господствующие в тех
или иных почвах. Для группировки почв было принято во внима¬
ние распространение основных геохимических ассоциаций почв
на территории России. Наибольшую площадь распространения
имеют геохимические ассоциации почв с кислой и нейтральной
реакцией среды с подразделением на группы:
— почвы с очень кислой и кислой реакцией (pH водной вытяж¬
ки < 5);
— почвы со слабокислой и нейтральной средой (pH 5—7).
В эти две ассоциации, занимающие 60—70 % площади России,
войдут практически все подзолистые, дерново-подзолистые, серые
лесные и часть черноземов, включая их окультуренные варианты.
Целесообразно первую группу почв разбить на две подгруппы по
гранулометрическому составу:
а) песчаные и супесчаные почвы, обладающие наименьшей
устойчивостью к загрязнению;
б) суглинистые и глинистые почвы, относительно устойчивые к
загрязнению химическими веществами.
70
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Таблица 6.18
Ориентировочно допустимые концентрации (ОДК) тяжелых металлов
и мышьяка в почвах (общее содержание, мг/кг) (1994)
Группы почв
Ni
Си
Zn
As
Cd
Pb
а) песчаные и супесчаные
20
33
55
2
0,5
32
б) кислые суглинистые и глинистые,
pH KC1 < 5,5
40
66
110
5
1,0
65
в) близкие к нейтральным, нейтральные
(суглинистые и глинистые), pH KC1 > 5,5
80
120
220
10
2,0
130
По этому принципу в нашей стране определены ориентиро¬
вочно допустимые количества химических элементов в почвах
(табл. 6.18). Отличие их от зарубежных в том, что они рассчита¬
ны с учетом фонового содержания и дифференцированы в зави¬
симости от реакции и гранулометрического состава почв.
Уровни ОДК для одного и того же элемента, но для почв с раз¬
ными свойствами различаются в 4—5 раз.
В Германии имеется опыт разработки ориентировочных допу¬
стимых концентраций тяжелых металлов в почвах с учетом вида
использования почв (табл. 6.19).
В этих нормативах приведены два показателя: допустимый уро¬
вень содержания химических элементов в почвах и токсичный уро¬
вень. Токсичный уровень в 2—5 раз превышает допустимый уровень
содержания тяжелых металлов. В данном случае за допустимые
уровни принимаются относительно высокие содержания тяжелых
металлов в почвах, что, возможно, соответствует реальному состоя¬
нию почв названных видов использования в Германии.
В Голландии используемые показатели содержания химиче¬
ских элементов в почвах содержат информацию не только об их
безопасных уровнях, но и рекомендации по использованию за¬
грязненных почв (табл. 6.20). Почвы, соответствующие уровню
А, относятся к благополучным, решение об использовании почв
уровня В должно приниматься после специального их обследова¬
ния, почвы уровня С должны быть исключены из использования
в сельском хозяйстве.
Нередки ситуации, когда при отсутствии официально утверж¬
денных нормативов (ПДК, ОДК) загрязнение почв выявляют по
пятикратному превышению фонового содержания химического
элемента в почвах (Ильин, Сысо, 2001).
71
К)
Таблица 6.19
Ориентировочные критерии уровней содержания тяжелых металлов в почвах различного вида использования
(KlokeA1980; Eikmann Th., Kloke A., 1991) (1 — толерантный уровень содержания, 2 — токсинный)
Назначение территории
Оценка уровня
содержания
металлов
As
Be
Cd
Cr
Cu
Hg
Ni
Pb
Se
TI
Zn
Детские игровые площадки
1
20
1
2
50
50
0,5
40
20
5
0,5
300
2
50
5
10
250
250
10
200
100
20
10
2000
Приусадебные участки
1
40
2
2
100
50
2
80
30
5
2
300
2
80
5
5
350
200
20
200
100
10
20
600
Спортивные площадки
1
35
1
2
150
100
0,5
100
20
5
2
300
2
90
2,5
5
350
300
10
250
100
20
20
2000
Места отдыха с
1
40
5
4
150
200
5
100
50
10
5
1000
незадернованной почвой
2
80
15
15
600
600
15
250
200
50
30
3000
Индустриальные зоны с
1
50
5
10
200
300
10
200
100
15
10
1000
незапечатанными почвами
2
150
20
20
800
1000
20
500
200
70
30
3000
Индустриальные зоны с запе¬
1
50
10
10
200
500
10
200
100
15
10
1000
чатанными почвами
2
200
20
20
800
2000
50
500
200
70
30
3000
Земли сельскохозяйственного
1
40
10
2
200
50
10
100
50
5
2
300
назначения
2
50
20
5
500
200
50
200
100
10
20
600
несельскохозяйственные
1
40
10
5
200
50
10
100
100
5
2
300
земли
2
60
20
10
500
200
50
200
200
10
20
600
Глава 6
Нормирование содержания химических веществ в природных средах
Таблица 6.20
Показатели уровня загрязнения почв химическими веществами (Голландия)
Элемент, вещество
Общее содержание (мг/кг) вещества, соответствующее
уровням
А
В
С
Cd
1
5
20
Pb
85
250
500
Hg
0.3
2
10
Cr
100
250
800
As
15
30
40
Zn
140
300
500
Cu
50
100
500
Co
20
50
300
Ni
35
100
500
Mo
10
40
200
Sn
20
50
300
Хлорфеноды
0,01
1
10
Фенолы
0,02
1
10
ПХБ
0,05
1
10
Пиридины
0,1
2
20
Нефть и нефтепродукты
100
1000
5000
Глава 7
ЗАГРЯЗНЕНИЕ БИОСФЕРЫ ГАЗООБРАЗНЫМИ
ЗАГРЯЗНЯЮЩИМИ ВЕЩЕСТВАМИ
(ОКСИДАМИ УГЛЕРОДА, СЕРЫ, АЗОТА)
7.1. Общие сведения о поступлении оксидов углерода, азота,
серы в атмосферу
В общем перечне загрязняющих веществ, признанных наиболее
опасными для экосистемы, называют диоксид серы, оксиды азота,
монооксид углерода, углеводороды.
Углерод, азот, сера — обязательные составляющие органиче¬
ских веществ, и техногенное поступление их в окружающую среду
преимущественно связано с сжиганием топлива (угля, нефти, газа).
Газообразные продукты сгорания топлива поступают в атмосферу в
составе аэрозольных выбросов.
Атмосфера не гомогенна. Химические вещества в атмосфере на¬
ходятся в форме твердых частиц различного состава и размера, в па¬
рогазовой форме, в составе водорастворимых веществ (табл. 7.1).
Таблица 7.1
Формы нахождения загрязняющих веществ в аэрозолях
Фазовое состояние
Размеры частиц
Элементы
твердые частицы:
крупнодисперсные
субмикронные
водораствори м ые
пар, газы
0,05—2,00 мкм и более
< 0,05 мкм
истинный раствор
молекулы
Fe, Mn, Zn, Cr, Cu,
Cd, Pb, Sb, As, Hg
S,N,C
S,N,C
Соотношение веществ аэрозолей в различных фазовых состоя¬
ниях зависит от химических особенностей этих веществ. В твердых
частицах загрязняющие вещества могут составлять их основу или
находиться в адсорбированном состоянии на поверхности. В состав
этих фракций входят металлы, углеводороды, в парогазовой фазе на¬
ходятся оксиды углерода, серы, азота, которые при взаимодействии
с водными осадками могут переходить в растворенное состояние.
74
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
Загрязнение атмосферы имеет специфические особенности:
атмосфера-основная среда, через которую загрязняющие вещества
поступают от источника загрязнения в экосистему, в воду и почву;
в пределах атмосферы загрязняющие вещества распределяются
в разных направлениях; изменение состава воздуха быстрее, чем
других сред, свидетельствует о загрязнении окружающей среды; за¬
грязняющие вещества в составе атмосферы обеспечивают основ¬
ную форму их трансграничного переноса.
Газовая фаза атмосферы, т.е. чистый воздух без пылеватых ча¬
стиц, на 99,9 по объему состоит из азота, кислорода, аргона. Все дру¬
гие элементы и их соединения составляют по объему лишь 30 млн 1
частей (табл. 7.2).
Таблица 7.2
Химический состав чистого сухого воздуха (Корте, 1996)
Вещество
Концентрация в чистом
сухом воздухе на уровне моря
Общее количество
в атмосфере, 109т
Азот (N2)
78,1 %
3 900 000
Кислород (02)
20,9%
1 200 000
Аргон (Аг)
0,9%
67 000
Водяной пар (Н20)
не определено
14 000
Диоксид углерода (С02)
346 млн*1
2600
Неон (Ne)
18,2 млн'1
65
Криптон (Кг)
1,1 млн 1
17
Метан (СН4)
2,0 млн 1
4
Гелий (Не)
5,2 млн'1
4
Озон (03)
0,02-0,07 млн*1
2-3
Ксенон (Хе)
0,09 млн 1
2
Оксид азота (N20)
0,5 млн'1
2
Монооксид углерода (СО)
следы
0,6
Водород (Н2)
0,5 млн 1
0,2
Аммиак (NH3)
следы
0,02
Оксиды азота (N02)
< 0,02 млн*1
0,01
(NO)
следы
0,005
Диоксид серы (S02)
< 1 МЛН'1
0,002
Сероводород (H2S)
следы
0,001
Современная атмосфера в значительной степени — продукт жи¬
вого вещества биосферы. В естественных условиях главными аген¬
тами круговорота азота выступают микроорганизмы. Молекуляр¬
ный азот атмосферы — продукт взаимосвязанных процессов ни¬
трификации и денитрификации, азотфиксации и аммонификации,
трансформации, ассимиляции, иммобилизации и трансформации
75
Глава 7
окисленных и восстановленных соединений азота живыми орга¬
низмами. Свободный кислород создается и поддерживается в ре¬
зультате фотосинтеза. Диоксид углерода в естественных условиях —
продукт дыхания живых организмов и разложения органических
остатков. Монооксид углерода продуцируется водорослями, угле¬
водороды — растительностью и микроорганизмами, метан образу¬
ется при анаэробном разложении органических веществ, при жиз¬
недеятельности жвачных животных.
Техногенные источники вносят существенный вклад в форми¬
рование современного состава атмосферы. Таблица 7.3 показывает
соотношение природных и техногенных составляющих в газовой
фазе атмосферы.
Таблица 7.3
Глобальное поступление химических веществ в атмосферу из природных
и техногенных источников
(Корте, 1996)
Вещество
Эмиссия
% от общей
эмиссии
природная
антропогенная
млн т/год
СО¬
600 ООО
22 000
3,5
СО
3800
550
13
Аэрозоли
3700
246
6
Углеводороды
2600
90
3
сн4
1600
110
6
NH3
1200
7
0,6
no2, no
770
53
6,5
Соединения серы
304
150
33
из них
so2
20
150
88
n2o
145
4
3
Особенно значим вклад техногенных источников в формиро¬
вание запаса оксидов углерода, серы, азота, углеводородов. Наи¬
большее влияние техногенные источники оказывают на содер¬
жание соединений серы (33 % антропогенного происхождения),
среди которых преобладает (88 % от всех соединений серы) диок¬
сид серы.
76
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
7.2. Загрязнение биосферы техногенными оксидами углерода
Диоксид углерода не обладает токсичным действием на живые ор¬
ганизмы. До недавнего времени полагали, что техногенный диоксид
углерода может полностью усваиваться растениями в процессе фото¬
синтеза. Однако становится все более очевидным, что постоянный
рост антропогенного поступления С02 способен ухудшить состояние
биосферы. Основные техногенные источники поступления С02 в ат¬
мосферу — сжигание ископаемого топлива, высокотемпературное
разложение карбонатных пород, добавляемых при выплавке руд.
За счет этих источников содержание С02 в атмосфере повыша¬
ется. Локальных экологических последствий это событие не име¬
ет. Но все более значимым становится влияние его на глобальном
уровне. Из-за увеличения объема сжигаемого топлива только за
последние четверть века среднее содержание С02 в атмосфере про¬
мышленных регионов повысилось по сравнению с фоновым почти
на 10 %. Предполагается, что ежегодно поступление С02 увеличи¬
вается на 0,3 %. Увеличение концентрации С02 в атмосфере — одна
из причин парникового эффекта.
Монооксид углерода СО, или угарный газ, бесцветный, безвкус¬
ный, обладает токсичным действием. Токсичное влияние СО на
живые организмы человека и животных заключается в том, что он
взаимодействует с гемоглобином крови и лишает его возможности
выполнять важнейшую физиологическую функцию переноса кис¬
лорода. Альтернативная реакция связывания гемоглобина с избы¬
точным количеством СО приводит к нарушению прежде всего тка¬
невого дыхания. Таким образом, происходит конкуренция 02 и СО
за одно и то же количество гемоглобина, но сродство гемоглобина с
СО примерно в 300 раз больше, чем с 02, поэтому СО способен вы¬
теснять кислород из оксигемоглобина. Обратный процесс диссо¬
циации карбоксигемоглобина протекает в 3600 раз медленнее, чем
оксигемоглобина. В целом эти процессы приводят к нарушению
обмена кислорода в организме, кислородному голоданию тканей,
особенно клеток центральной нервной системы. В этом состоит
суть процесса отравления угарным газом. Полагают также, что дей¬
ствие избытка СО является фактором риска в развитии атероскле¬
роза и болезней сердца.
Первые признаки отравления СО (головная боль, усталость) по¬
являются при 20—30 % превращения гемоглобина в карбоксиге-
моглобин. Когда эти превращения достигают 40—50 %, наступает
обморок, а при 80 % — летальный исход. Длительное вдыхание СО
в концентрации 0,1 % опасно для организмов, а концентрация 1 %
77
Глава 7
действует смертельно при воздействии в течение нескольких ми-
нут. При концентрации 1000 млн 1 человек теряет сознание через
1 ч, через 4 ч наступает летальный исход.
Основные техногенные источники поступления СО в атмосфе¬
ру — это транспорт и предприятия энергетики. СО образуется так¬
же при сжигании любых видов топлива (нефти, угля, древесины)
как промежуточный продукт окисления органических веществ.
Монооксид углерода — основной компонент выхлопных газов ав¬
томобилей. В атмосфере может сохраняться до трех лет. В связи с
экологической опасностью монооксида углерода в городах на до¬
рогах введен контроль содержания его в выбросах автотранспорта.
В промышленно развитых странах выхлопные газы автомобилей
являются основным источником загрязнения воздуха моноокси¬
дом углерода (табл. 7.4).
Таблица 7.4
Источники загрязнения воздуха
Загрязняющие вещества
Источники загрязнения воздуха
выброс, млн т/год
автомобили
электростанции, заводы
СО
60
5
Углеводороды и другие органические
11
6
вещества
Оксиды азота
6
7
Серусодержащие соединения
1
22
Макрочастицы
1
10
7.3. Загрязнение биосферы оксидами серы
Техногенные источники поступления оксидов серы в атмосфе¬
ру — топливная энергетика (55 %), металлургическая промышлен¬
ность (25 %), очистка и переработка нефти и угля (10 %), химиче¬
ская промышленность, транспорт и другие виды хозяйственной
деятельности человека (10 %).
Преимущественно загрязнение атмосферы оксидами серы про¬
исходит при сжигании топлива (нефти, угля, природного газа, дре¬
весины). В составе топлива сера не является главной составной
частью. Количество серусодержащих соединений в нефти и угле
может меняться от долей до 5—6 % и зависит и от типа его и от
места добычи. Продуктом сгорания топлива является сернистый
ангидрит, или диоксид серы, SOr
78
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
Другим важным источником диоксида серы являются металлур¬
гическая промышленность, переработка полиметаллических руд.
Металлы в рудах находятся преимущественно в форме сульфидов
(пирит, галенит, сфалерит, цинковая обманка), значительно мень¬
ше их находится в форме сульфатов Fe, Mg, Са. Сернистый анги¬
дрид S02 преобладает среди других газообразных соединений серы
техногенного происхождения, по разным источникам, это превы¬
шение колеблется от 1,5—2 раз до 7—8 раз. Отходы некоторых за¬
водов содержат 4—10 % S02.
Общепланетарное техногенное поступление диоксида серы в
атмосферу, по разным источникам, составляет в среднем 140—290
млн т в год. Основная часть его депонируется в почве и в био¬
те, около 1/3 выносится в океаны. Предполагается, что в XXI в.
выброс диоксида серы увеличится в 3—5 раз. 94 % выбросов S02
приходится на северное полушарие, где сконцентрирована преи¬
мущественно мировая промышленность. В Европе главными его
источниками являются промышленные комплексы Рурского бас¬
сейна Германии и Великобритания.
Антропогенная эмиссия оксидов азота и серы превышает при¬
родную эмиссию. Об этом свидетельствуют многочисленные ори¬
ентировочные оценки, полученные разными авторами. Абсолют¬
ные показатели в них не всегда совпадают, но отражают одну и ту
же закономерность. Один из примеров расчетных данных о гло¬
бальной эмиссии соединений серы и азота приведен в табл. 7.5.
Техногенные выбросы диоксида серы влияют не только на окру¬
жающую среду с высокоразвитой промышленностью, но и на со¬
седние с ними страны за счет трансграничного переноса. Даль¬
ность распространения газов в атмосфере составляет в среднем
300—400 км, может достигать 1—2 тыс. км. На территории многих
стран Европы до половины и более от общего количества серни¬
стых соединений поступает из соседних стран. Например, выпа¬
дение диоксидов серы в Люксембурге, Нидерландах, Швейцарии
за счет трансграничного переноса достигает 71—78 % от их общего
выпадения. В Скандинавских странах их поступление за счет пере¬
носа составляет 54—63 %. Поступление серы в атмосферу России
из соседних западных стран составляет не менее 40 % от общего
объема антропогенной нагрузки.
Поступление из атмосферы на земную поверхность загряз¬
няющих веществ, в том числе веществ кислотной природы, про¬
исходит в результате процессов мокрого и сухого их осаждения.
Мокрое выпадение кислотных осадков — основной путь осаж¬
дения из атмосферы антропогенных кислотных продуктов. При
79
Глава 7
Таблица 7.5
Глобальная эмиссия серы (SOz), окисленного (NOx) и восстановленного
(NHj) азота
(Robhe et al., 1995)
Сера,
млн т S/год
Азот, млн т/год
Источники
Окисленный
Восстанов¬
ленный
Антропогенные
Сжигание ископаемого топлива,
70-80
20
сжигание древесины
0,8-2,5
6
2
Минеральные удобрения почв,
—
—
6
домашние животные
—
—
22
ВСЕГО
71-83
26
30
Природные
Почвы и растения
0,2-4
4
5
Вулканическая деятельность
7-10
—
—
Молнии
—
5
—
Океаны
10-50
—
7
Дикие животные
—
—
2,5
ВСЕГО
17-64
9
15
итого
88-147
35
45
дефиците осадков доминирует выпадение твердых и газообраз¬
ных осадков в форме сухого аэрозольного осаждения. Соотно¬
шение вклада влияния мокрого и сухого выпадения кислотных
продуктов может быть различным. Например, в высокогорных
европейских регионах поступление веществ кислотной природы
на 80—90 % обусловлено мокрыми выпадениями сульфат ионов.
Экспериментальные и расчетные данные о распространении сое¬
динений техногенной серы — продуктов деятельности комбината
Североникель — показывают, что по мере приближения к источ¬
нику загрязнения доля сухих выпадений серы увеличивается от 20
до 80 %. При этом 80 % серы осаждается в пределах 30—100 км
от комбината, 20 % ее распространяется на большие расстояния
(Моисеенко, 2003).
Выпадения техногенной серы в индустриально развитых странах
велики. На большей части европейской территории РФ ежегодные
выпадения серы составляют 0,5—1,0 г/м2, в восточной части РФ
они не выше 0,3—0,5 г/м2, а в индустриальных центрах превышают
2 г/м2 (Моисеенко, 2003). Например, на водосборных территориях
Кольского полуострова, где действуют такие мощные источники
80
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
серы, как металлургические комбинаты «Североникель» и «Печен-
ганикель», ежегодные выпадения серы достигают 6 г/м2.
Фоновые уровни содержания сернистого ангидрида в атмосфе¬
ре составляют 5—10 мкг/м3. ПДК разового поступления S02 в воз¬
духе составляет 500 мкг/м3, среднесуточный уровень ПДК равен
50 мкг/м3. Лишь на высоте 3—4 км в атмосфере нивелируется кон¬
центрация сернистого ангидрида. Во всех крупных городах за счет
локальных источников загрязнения этот уровень содержания S02
в атмосфере превышен.
Диоксид серы на организм человека и животных действует как
местный раздражитель слизистой оболочки верхних дыхательных
путей. Вдыхание воздуха, загрязненного S02, вызывает у людей по¬
явление бронхоспазма.
Превращения сернистого ангццрида в атмосфере. Экологическая
опасность сернистого ангидрида в том, что при его окислении об¬
разуется серный ангидрид, растворение которого в осадках ведет к
образованию серной кислоты. Трансформация диоксида серы S02,
основного кислотообразующего агента, происходит как в ходе га¬
зообразных реакций в сухие периоды, так и в ходе гетерогенных ре¬
акций в мокром состоянии. Окисление S02 в газовой фазе — основ¬
ной источник появления серной кислоты в сухих атмосферных
условиях. Более значимым является окисление S02 в жидкой фазе.
Диоксид серы растворяется в каплях атмосферной влаги с образова¬
нием бисульфит-ионов. Окисление его кислородом атмосферного
воздуха протекает медленно, но может быть ускорено каталитиче¬
ским действием ионов марганца и железа. Скорость процесса зави¬
сит от pH. Быстрее процесс окисления бисульфита происходит при
участии озона и (или) перекиси водорода. Продуктом окисления
бисульфит-ионов являются сульфат ионы серной кислоты. Время
от выброса S02 в атмосферу до образования в ней серной кислоты
измеряется 1—2 неделями.
Выделяется несколько механизмов окисления сернистого анги¬
дрида до серного в атмосфере.
1. Фотохимическое окисление под влиянием солнечной энер¬
гии.
2. Окисление молекулярным кислородом воздуха (автоокисле¬
ние).
3. Окисление атомарным кислородом (атомарный кислород об¬
разуется в атмосфере под влиянием солнечного излучения или при
фотодиссоциации диоксида азота).
4. Окисление озоном в атмосфере (озон в нижних слоях атмос¬
феры может образовываться при грозовых разрядах).
81
Глава 7
5. Окисление сернистого ангидрида при взаимодействии с угле¬
водородами.
Реакции окисления сернистого ангидрида катализируются раз¬
ными веществами: ферментами, аммиаком, оксидами и ионами
металлов, перекисью водорода, природными и техногенными ор¬
ганическими веществами, например гумусом, пестицидами.
Дальнейшее распространение растворенных оксидов серы зави¬
сит от метеорологических (температура, количество и форма вы¬
падения осадков) и геоморфологических условий.
7.4. Загрязнение биосферы оксидами азота
Азот образует семь оксидов, из них только монооксид и диок¬
сид, N0 и N02, относятся к опасным загрязняющим веществам,
причем диоксид более опасен, чем монооксид.
В естественных условиях в атмосфере количество оксидов азота
измеряется долями процентов. Азота на планете ежегодно мобили¬
зуется около 140 млн т. Загрязнение оксидами азота происходит и
на локальном, и на глобальном уровне.
Техногенные источники поступления оксидов азота в атмосфе¬
ру: а) энергетика, сжигание топлива; б) автотранспорт; в) промыш¬
ленность (цветная металлургия, коксохимическая и нефтехимиче¬
ская отрасли).
Основным источником образования техногенных оксидов азо¬
та (до 80 % от всего объема) является азот топлива. При сгорании
топлива в любых двигателях прежде всего появляется монооксид
азота. Образуется он преимущественно при высоких температурах,
присущих пламени, как следствие взаимодействия атмосферного
азота с кислородом. Это так называемый термический N0. В зоне
горения могут возникать относительно высокие концентрации
N02 с последующим превращением обратно в N0 в послепламен-
ной зоне. Окисление N0 до N02, так же как и сернистого анги¬
дрида до серного, происходит в тропосфере под действием тех же
факторов: фотохимическое окисление, окисление молекулярным,
атомарным кислородом, озоном.
2 NO + 02 —> 2NOr
Оказываясь в стратосфере под действием солнечных лучей (при X
430 нм), диоксид азота подвергается фотодиссоциации (фотолизу):
N20 + Av N2 +0,
N20 + 0 — 2 NO
82
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
Так попавший в тропосферу с эмиссией газов N20 становится
основным источником N0 в стратосфере.
Особенность цикла азота в том, что образующийся атомарный
кислород способен в свою очередь окислять монооксид азота до
диоксида.
Дополнительно N0 быстро взаимодействует с озоном:
NO + 03 —> N02, + 02,
N02 быстро подвергается фотолизу:
N02 + Av —► NO + О.
Молекулярный кислород взаимодействует с атомарным кисло¬
родом с образованием озона:
О + 02 —► 03.
Озон в свою очередь тоже подвергается фотолизу
Есть сведения (Фельдман, 1975), что озоном, составляющим
основную часть атмосферных оксидантов, может быть обусловлен
фотохимический туман в атмосфере, который вызывает токсиче¬
ский эффект. Пороговой (по запаху) концентрацией озона в воз¬
духе чаще всего принимают концентрацию 0,02 мг/м3. Негативное
влияние озона на живые организмы предположительно связано с
возникновением свободных радикалов, вызывающих в организмах
клеточные повреждения. У людей следствием этого может быть на¬
рушение респираторной функции.
Таким образом, в атмосферном воздухе осуществляется конвер¬
сия N0 и N02, которая вовлекает во взаимодействие загрязняющие
органические вещества с образованием более токсичных соедине¬
ний, например нитрозосоединений, нитроПАУ и др.
В атмосфере происходит рассеяние газов и их разбавление ат¬
мосферным воздухом. Токсичность N02 выше, чем N0. В связи с
этим предельно допустимый уровень содержания оксида азота в
воздухе составляет 0,6 мг/м3, а диоксида азота — почти на порядок
ниже — 0,085 мг/м3.
Преобразование оксидов азота в атмосфере может сопрово¬
ждаться образованием более токсичных веществ. Например, об¬
разовавшиеся при фотодиссоциации диоксида азота атомарный
кислород и озон окисляют углеводороды с образованием формаль¬
дегида, ПАН и других опасных токсичных продуктов. Взаимодей¬
ствие N0 с толуолом ведет к образованию нитрофенолов — высо¬
котоксичных веществ.
83
Глава 7
Есть сведения, что оксид азота действует на центральную нерв¬
ную систему, при больших концентрациях переводит оксигемогло-
бин крови в метгемоглобин. Диоксид азота способствует развитию
эмфиземы легких, астмы, нарушению легочной функции.
7.5. Закисление биосферы
Влияние кислых осадков на атмосферу. Оксиды серы и азота тех¬
ногенного происхождения в результате взаимодействия с атмос¬
ферными осадками вызывают их подкисление. Кислотным вы¬
падениям и закислению биосферы уделено в литературе большое
внимание. В книгах Ю.А. Израэля и др. (1989), Т.И. Моисеенко
(2003) и многих других дан анализ накопленных почти за четверть
века данных о поступлении, трансформации кислотообразующих
газов и их влиянии на природные среды.
Уровень pH осадков в естественных условиях близок к 5,0 бла¬
годаря присутствию в атмосфере углекислого газа и угольной кис¬
лоты. Дожди с меньшими значениями pH называют кислыми.
Из всего количества кислот, выпавших с дождями над террито¬
рией Центральной Европы, в среднем 2/3 приходится на серную
кислоту, 1/3 — на азотную. Локально это соотношение может ме¬
няться. Оксиды могут значительно снижать pH осадков при еже¬
годных техногенных выпадениях соединений серы, которые до¬
стигают 2 т/км2, и азота — до 1 т/км2.
Оксиды техногенного происхождения способны к дальнему
переносу, длительному сохранению в атмосфере. Таким образом,
загрязнение оксидами серы и азота из локального превращается в
региональное и постепенно становится глобальным. За счет даль¬
него переноса оксидов серы и азота только за период 1979—1989 гг.
в индустриальных странах Западной Европы pH осадков в среднем
достиг 4,3—4,1, в ряде случаев 4,0.
Но влияние выпадений серы на кислотность атмосферных осад¬
ков, почв и вод промышленных регионов имеет региональные осо¬
бенности. Например, отмечено, что на Кольском п-ове выбросы
металлургических комбинатов обогащены пылеватыми частицами,
которые нейтрализуют кислотообразующие вещества этих выбросов,
что ограничивает понижение уровня pH загрязненных атмосфер¬
ных осадков. Техногенные пылеватые частицы распространяются в
пределах 10—30 км от металлургических комбинатов. В этой зоне и
локализуются выпадения основной части техногенной серы.
В последнее десятилетие обращено внимание на возможность
участия аммиака в формировании кислотно-основных свойств ат¬
84
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
мосферных осадков. Это обусловлено его способностью к взаимо¬
действию с серной и азотной кислотами. Образование сульфатов
и нитратов аммония ведет к снижению кислотности аэрозольных
выпадений. Предполагается, что обратимость этих реакций мо¬
жет способствовать частичному освобождению протонов (Мои-
сеенко, 2003).
Рассматривается целый ряд реакций с участием техногенно¬
го аммиака атмосферных выпадений, которые могут оказывать
пролонгированное (отсроченное) влияние на кислотность почв
(Galloway, 1995): а) ионный обмен в ненасыщенных основаниями
почвах, когда ионы NH4+ обмениваются на протон; б) поглоще¬
ние ионов NH4+ растениями, что сопровождается высвобожде¬
нием протонов; в) нитрификация (превращение NH4+ в N03~) и
последующее поглощение N03 растениями, сопровождающееся
высвобождением протонов почвы. Предполагается, что поглоще¬
ние почвами и растениями техногенных соединений азота из ат¬
мосферы со временем может привести к повышению кислотности
подземных и поверхностных вод. В соответствии с этой концеп¬
цией обращается внимание на экологические последствия интен¬
сивного применения удобрений в районах развитого земледелия.
Масштабная эмиссия аммиака из почв этих районов может обе¬
спечивать кратковременный эффект нейтрализации кислотных
выпадений, но в долгосрочной перспективе она может вести к за-
кислению почв и вод.
Атмосфера способна к самоочищению от оксидов за счет их вы¬
падения с осадками, адсорбции газами, гравитационного осажде¬
ния аэрозолями, поглощения растениями. Скорость самоочище¬
ния довольно велика. В обычных условиях оксиды серы, например,
существуют в атмосфере от 2 до 10—15 сут., в дождливую погоду
они сохраняются не более 1 ч, N02 живет в атмосфере около 3 сут.
Влияние кислых осадков на растения. Загрязняющие вещества
атмосферы оказывают на растительный покров как прямое, так и
косвенное действие — через почву, воду В полной мере эти меха¬
низмы действуют и в отношении кислотных выпадений.
Под влиянием кислых осадков происходят нарушения роста и
развития как культурных, так и природных растений. Первые сим¬
птомы поражения лесной растительности проявляются в пожел¬
тении хвои, листьев, могут страдать и стволы деревьев. Например,
S02 в количестве до 50 мкг/м3 вызывает частичное повреждение
хвои, а при 100 мкг/м3 может происходить потеря 75 % прироста.
При среднегодовом содержании сульфатов в атмосфере 250 мкг/м3
наступает гибель деревьев.
85
Глава 7
Проблему усыхания и гибели леса под влиянием загрязнения
нельзя считать совершенно новой. Подобное отмечалось в Англии
еще в XVI в. вокруг заводов, работающих на каменном угле. Болез¬
ни и гибель лесов были зарегистрированы в Германии (Рур) в 1841 г.
В 1871 г. немецкий лесовод А. Штекгард установил, что поврежде¬
ние леса вызывает серная кислота, которая образуется из сернисто¬
го ангидрида газовых выбросов заводов. Термин «кислые дожди»
впервые применил английский химик Р. Смит, который изучал
токсичные выбросы оксидов серы в окрестностях Манчестера.
Более 1 млн га лесов в Европе несут потери от кислых дождей.
Поступление кислот в лесные экосистемы в Европе превысило
естественный уровень более, чем в 100 раз. За последние годы в
странах Центральной и Западной Европы (Германия, Австрия, Че¬
хия, Польша) значительно ухудшилось состояние лесов на общей
площади более 6 млн га. В ФРГ ухудшение леса в 1986 г. наблюда¬
лось на 52 % их площадей. В Польше за 1980—1985 гг. площадь по¬
врежденных лесов возросла почти в 1,5 раза. В Австрии поврежден
31 % лесов. В силу того что растения меняют свое состояние под
влиянием поллютантов довольно быстро, это явление можно ис¬
пользовать для индикации состояния воздуха по состоянию расте¬
ний. В этом состоит суть одного из видов биоиндикации.
Биоиндикация загрязнения атмосферы оксидами серы. Растения
чутко реагируют на состояния окружающей среды, в том числе ат¬
мосферы, так как они осуществляют газообмен в десятки раз более
интенсивно, чем человек и животные, обладают большей чувстви¬
тельностью и стабильностью реакции на внешние факторы.
Для биоиндикации состояния окружающей среды предложено
использовать чувствительные к загрязнению виды растений. Это
плевел многоцветковый, ель обыкновенная, тополь пирамидаль¬
ный, некоторые травяные культуры.
Нередко в качестве биоиндикаторов используют листья высших
растений. Реже анализируют кору хвойных и лиственных деревьев,
в которых измеряют электропроводность, уровень pH, содержание
серы, тяжелых металлов, фтора. Проводят визуальную индикацию
изменения состояния ассимилирующих органов, выявляя хлороз,
некроз, устанавливая продолжительность жизни хвои, листьев,
размеры ассимилирующих органов, их массу, образование побегов.
Контролируют также изменение активности некоторых фермен¬
тов (например, пероксидазы или нитратредуктазы) как показателя
адаптации растений к воздействию токсикантов. Эти индикаторы
ценны тем, что проявляются в то время, когда визуальных призна¬
ков повреждения у растений еще нет.
86
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
Осложняет использование метода биоиндикации высокая вари¬
абельность результатов, что требует большого числа повторностей.
Состав растений зависит от сезона, степени повреждения расте¬
ний, от погодных условий.
Чувствительность к загрязнению зависит от видовой принад¬
лежности растений. Наиболее чувствительны низшие формы рас¬
тений, лишайники. На основе этого развивается специальное на¬
правление биоиндикации — лихеноиндикация.
Несмотря на то что на высокую чувствительность лишайников к
загрязнению впервые обратил внимание ученый из Великобрита¬
нии JI. Гриндон еще в 1859 г., широкое их использование как инди¬
каторов состояния окружающей среды началось только в 1960-х гг.
Метод лихеноиндикационного картирования загрязнения ат¬
мосферы воздуха был разработан в Эстонии в начале 1960-х гг.
Одновременно этот метод разрабатывался и стал использоваться
в Канаде.
Оксиды серы проникают из атмосферы и аккумулируются в
клетках слоевища лишайников в форме сульфатов. Лишайники
проявляют зависимость от загрязнения атмосферы, они позволя¬
ют регистрировать различные техногенные аномалии. Выявлена
корреляция между составом лишайниковых популяций и составом
аэрозольных выбросов.
При лихеноиндикации о загрязнении атмосферы судят по изме¬
нению видового разнообразия лишайников, по степени покрытия
ими стволов деревьев, по содержанию поллютантов в массе слоеви¬
ща лишайников. Часто используется способ искусственной транс¬
плантации здоровых слоевищ лишайников в зонах загрязнения.
По степени повреждения их за определенное время и в зависимо¬
сти от расстояния можно рассчитывать степень загрязнения атмос¬
феры. Особая ценность метода в том, что он позволяет установить
очень низкий уровень загрязнения. Содержание поллютантов в те¬
чение года меняется. Оно максимально в зимне-весенний период,
в 4—10 раз ниже летом.
С помощью лихеноиндикации осуществляется оценка загрязне¬
ния воздуха не только оксидами серы, но и другими веществами (их
более 20), в том числе металлами, радионуклидами. Разработаны
шкалы для таких оценок. Чаще всего используются эпифитные ли¬
шайники Hypogymnia physodes и Parmelia sulcata.
Фоновый уровень содержания серы в лишайниках составляет
0,05—0,097 % сухого вещества, летальные уровни содержания серы
в лишайниках 0,20—0,30 %. За ПДК сернистого ангидрида в воз¬
духе принимается 50 мкг/м3.
87
Глава 7
Результаты обследования состояния лишайников обычно на¬
носят на карту. Установлено, что на сильно загрязненных участ¬
ках формируются лишайниковые пустоши. По мере удаления от
источника наблюдается увеличение разнообразия лишайников за
счет появления более чувствительных видов.
Метод позволяет по содержанию серы в лишайниках расчетным
путем определить объем выпадений серы (табл. 7.5).
Таблица 7.5
Расчетный уровень содержания серы в атмосферном воздухе по содержанию
серы в лишайниках Беларуси
(Бусько и др., 1995)
Уровни нако¬
пления серы
в лишайниках
Уровни
загрязнения
Концентрация серы
в лишайниках, %
Расчетный уровень
содержания соединений серы
в воздухе, мкм/м3
1
минимальный
<0,1-2
<2
2
слабый
0,13-0,15
5-15
3
средний
0,16-0,20
20-35
4
повышенный
0,21-0,25
40-55
максимальный
>0,26
>60
Влияние кислых осадков на гидросферу. Вода гидросферы со¬
ставляет 0,03 % массы всего земного шара и 8 % массы земной
коры. Подавляющая часть воды планеты находится в океанах.
Океаны занимают 71 % всей поверхности земного шара. Гидрос¬
феру характеризуют также поверхностные воды рек, озер, а так¬
же грунтовые воды. Водный поток в отличие от воздушного чаще
всего однонаправлен. Водный поток переносит вещества в рас¬
творенном и взвешенном состоянии (твердый и жидкий сток).
Показатели состава и свойств вод — pH, минерализация, ионный
состав, состав взвешенных веществ, электроповодность. Для ха¬
рактеристики свойств вод используют методы биотестирования.
Загрязнение оксидами серы и азота проявляется чаще всего в зам¬
кнутых водоемах.
Показатели, используемые для выявления и оценки техногенного
закисления поверхностных и грунтовых вод.
1) Уровень кислотности вод. В природных условиях низкие
уровни pH поверхностных вод могут быть обусловлены органиче¬
скими кислотами, преимущественно гумусовой природы, которые
обеспечивают бурую окраску вод. Если воды относительно про¬
зрачны и содержание в них гумусовых кислот невелико (цветность
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
вод менее 10° Сг—Со шкалы), то при pH поверхностных вод < 5 есть
основания предполагать, что кислотность их вызвана аэрозольным
техногенным поступлением кислотообразующих агентов.
2) Буферная емкость вод по отношению к кислотному воздей¬
ствию, которую обеспечивает щелочность вод, создаваемая бикар¬
бонат-ионами. Высок риск закисления поверхностных вод при их
при щелочности менее 0,05 ммоль/л (Nenonen, 1991).
3) Соотношение молярной концентрации анионов HC03 /S042*
отражает как увеличение кислотной нагрузки, так и снижение бу¬
ферной емкости почв по отношению к кислоте. Отношение, пре¬
вышающее 1, является признаком переходного к закислению со¬
стояния поверхностных вод (Nenonen, 1991).
4) Соотношения концентраций в водах ионов S042 /Са2++ Mg2+
и НС03 / Са2+ + Mg2+. В природных водах первое отношение очень
низкое, величина второго близка к единице. Увеличение первого
отношения и снижение второго отношения по сравнению с во¬
дами фоновых ландшафтов служит индикатором техногенного за¬
кисления вод.
5) Концентрация техногенных сульфатов в водах. Она находится
по разности между концентрацией сульфатов в водах техногенных
и фоновых ландшафтов.
6) Показатель кислотонейтрализующей способности вод (ANC)
находят как разницу между суммой катионов (с коррекцией на
морскую соль) и суммой оснований сильных кислот. Эта величи¬
на отражает обеспеченность вод гидрокарбонатами (и гумусовыми
веществами, если воды богаты ими), т.е. буферную способность
вод. Рассчитывают этот показатель на основе учета влияния как
нейтрализующей способности анионов органических кислот, так
и присутствия в них в водах кислотных компонентов (протонов
и ионов алюминия). Содержание водорастворимых органических
веществ (ТОС) находят по перманганатной окисляемости вод
(ТОС = 0,764 ХПКМп + 1,55), которое пересчитывают на концен¬
трацию анионов органических веществ, выраженную в мкэкв/мг,
с использованием показателя CD, который служит эмпирическим
показателем заряда этих анионов:
CD = 4,7 - 6,87 х exp (-0,332 ТОС).
Формулы для расчета ANC для вод двумя способами имеют вид:
ANC, = Са2+ + Mg2+ + Na+ + К2+ - S042 - N03,
ANC2 = HC03 + An - H+ - Aln+.
За критические значения ANC принимают 20—50 мкэкв/л.
89
Глава 7
Влияние кислотных выпадений на поверхностные воды.
а) Явление «pH-шока» поверхностных вод. «pH-шоком» называ¬
ют резкое, кратковременное (от 1 дня при ливневых выпадениях
до нескольких недель при половодье) снижение уровня pH поверх¬
ностных вод (на 2—3 единицы). Этому явлению исследователи ста¬
ли уделять внимание с середины 1970-х гг., когда накопились сви¬
детельства его повсеместного распространения. Резкое повышение
кислотности отмечено в ручьях и озерах США, Англии, Норвегии,
Швеции, Финляндии, Чехословакии и других стран. На Кольском
полуострове кратковременное закисление вод приурочено к поло¬
водью и продолжается, как правило, 5—7 дней.
Причины эпизодического закисления поверхностных вод сле¬
дующие:
1) разбавление исходных вод более кислыми атмосферными
осадками в период снеготаяния или весеннего половодья. Эффект
зависит от кислотности тающего загрязненного снегового покрова
и от соотношения поверхностного и меженного стока;
2) поступление в состав поверхностных вод атмосферных осадков,
обогащенных техногенной серной кислотой, которые вызывают из¬
менение соотношения в водах ионов гидрокарбонатов и сульфатов;
3) поступление в состав поверхностных вод атмосферных осад¬
ков, обогащенных техногенной азотной кислотой, или поверхност¬
ных водных потоков, обогащенных почвенными нитратами, еще
не вовлеченными в период весеннего половодья в поглощение рас¬
тениями;
4) сезонное поступление в состав поверхностных водоемов водо¬
растворимых органических кислот, образованных в почвах лесных и
болотных биогеоценозов при разложении органических остатков.
5) региональное влияние на состав поверхностных вод прибреж¬
ной зоны морских аэрозолей, обогащенных хлоридами натрия.
Ионный обмен в ненасыщенных основаниями почвах с участием
ионов натрия сопровождается освобождением протонов, перено¬
симых далее почвенными водами и вызывающих эпизодическое
повышение кислотности вод рек и ручьев.
б) Долговременные изменения кислотности поверхностных вод.
О динамике кислотности поверхностных вод свидетельствуют ре¬
зультаты мониторинга вод в течение последних 25—30 лет и про¬
гнозного моделирования состава вод, проводимых в разных стра¬
нах. Например, уровень pH вод озер южной и северной частей
Швеции в начале XX в. составлял 6,6—5,8, в настоящее время по¬
лучило распространение снижение pH вод ниже 6,0 и даже ниже
5,5. Снижение щелочности поверхностных вод отмечено в реках
90
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
Финляндии. На большей части территории Кольского полуострова
до 1960 г. в составе поверхностных вод преобладали гидрокарбонат¬
ные ионы. В 1991—2001 гг. в паводковых водах ряда рек стало отме¬
чаться существенное снижение концентрации гидрокарбонатных и
увеличение концентрации сульфатных ионов.
Влияние кислотных выпадений на грунтовые воды. Наиболее пол¬
ные наблюдения закисления грунтовых вод проведены в Сканди¬
навии, где велики размеры аэрозольных кислотных выпадений.
Геолого-гидрологические условия региона характеризуются рас¬
пространением четвертичных песчано-глинистых отложений
незначительной мощности, которые подстилаются коренными
кристаллическими породами. В зависимости от условий в них фор¬
мируются грунтовые воды двух типов: а) с pH 4,0—5,5 и концен¬
трацией гидрокарбонатных ионов 10—60 мг/л; б) с pH 5,8—6,6 и
концентрацией гидрокарбонатов 65—120 мг/л. На водосборных
территориях в период снеготаяния в водах даже с высокой буфер-
ностью уровень pH снижается до 6,41—5,30 и к летней межени по¬
вышается до 6,40.
Формирование состава грунтовых вод тесно связано с процесса¬
ми, обусловливающими их уровень. В годовом цикле установления
уровня грунтовых вод выделяют четыре важных периода: зимняя
межень, период весеннего половодья, летняя межень, осеннее по¬
ловодье. Во время половодья и дождевых паводков при избыточном
увлажнении создаются условия подпора грунтовых вод и временного
питания их за счет поверхностных вод. В этот период и прослежива¬
ется влияние атмосферных осадков на состав грунтовых вод.
Например, наблюдения за составом подземных вод на водосбо¬
рах Валдайского Поозерья и реки Медведенки свидетельствуют о
характере влияния кислотных выпадений на грунтовые воды. Водо¬
вмещающие породы здесь представлены мощными толщами четвер¬
тичных песчаных и супесчано-суглинистых отложений. Следствием
закисления грунтовых вод в супесчано-суглинистой толще явился
рост концентрации сульфат-ионов от 20—30 до 40 мг/л, в отдель¬
ные годы превышала 80 мг/л и длительной стабилизации на уров¬
не около 60 мг/л, в то время как концентрация гидрокарбонатных
ионов от 90—80 мг/л в отдельные годы снижалась до 50—60 мг/л.
В области инфильтрации атмосферных осадков наблюдалось почти
полное исчезновение ионов HCOj и необратимое изменение со¬
става грунтовых вод от гидрокарбонатно-кальциевых до сульфатно¬
натриевых (Злобина, 2002).
Сопровождаются эти процессы трансформацией твердых фаз
Имитационное моделирование воздействия кислотных осадков
91
Глава 7
показало, что они вызывают растворение карбонатов, гиббсита, ча¬
стичное растворение алюмосиликатов. Понижение уровня pH вод
сопровождается уменьшением емкости катионного обмена твер¬
дых фаз, повышением в водах концентрации алюминия при преоб¬
ладании в составе его соединений форм Al3+, А1(ОН)2+, A1S04+.
Изменение водных сообществ под влиянием кислотных выпадений.
Закисление вод оказывает на водные организмы прямое и косвен¬
ное негативное воздействие. Прямое влияние на живые организ¬
мы обусловлено следующими изменениями состояния вод: повы¬
шением их кислотности, увеличением концентрации соединений
азота (нитратов, аммония), концентрации металлов, повышением
в составе их соединений доли свободных форм, не связанных в
комплексы (прежде всего ионов А13+).
Косвенное влияние обусловлено изменением свойств вод, со¬
путствующих закислению и имеющих значение для водных обита¬
телей: прозрачности вод, их температуры, химического состава, об¬
разующегося в нарушенных условиях протекания продукционных
процессов и формирования трофических цепей.
Оценка влияния этих факторов на водные сообщества прово¬
дится на основе натурных наблюдений, а также модельных имита¬
ционных лабораторных опытов. Отмечена общая закономерность
для разных видов организмов: закисление вод ведет к снижению
видового разнообразия обитателей водоемов и смене в их составе
доминирующих видов.
Отмечена реакция микроорганизмов на повышение кислотно¬
сти водоемов: происходит снижение численности бактерий. Угне¬
тение микрофлоры приводит к изменению характера разложения
детрита, в частности к накоплению грубого детрита. Но при этом
повышается численность грибов, видовой состав их меняется в
сторону развития водных гифомицетов.
Вследствие закисления вод меняется видовое разнообразие аль-
гофлоры: увеличивается доля ацидобионтных и ацидофильных ви¬
дов. Наблюдается развитие устойчивых к кислой среде видов мак-
рофитов — водных мхов, чему благоприятствует повышение про¬
зрачности вод водоемов.
При закислении вод изменяются важнейшие показатели струк¬
туры зоопланкотона. В нарушенных озерах Канады отмечено ис¬
чезновение ряда видов ракообразных. В кислых озерах Дарвинского
заповедника почти полностью исчезают коловратки, но получают
распространение кладоцероны.
Закисление вод меняет популяции моллюсков (особенно брю¬
хоногих) и ракообразных, многочисленных водных насекомых. Их
92
Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веществами
чувствительность к кислой реакции позволяет использовать в каче¬
стве индикаторов состояния водной среды.
Рыбные сообщества реагируют на закисление вод изменением
видового состава и структуры сообщества, снижением его числен¬
ности. Особенно чувствительны сообщества пресноводных рыб.
Установлены факты резкого снижения видового разнообразия и
численности рыб параллельно снижению pH. После падения уров¬
ня pH ниже 6,0 отмечено исчезновение даже таких устойчивых ви¬
дов рыб, как, например, гольян.
Наблюдения показали, что из кислых прудов исчезают некото¬
рые виды амфибий. Например, в загрязненных прудах Швеции ис¬
чезли некоторые виды лягушек, камышовая жаба. Уменьшение за¬
пасов пищи для рыб в водоемах при их закислении сопровождается
снижением численности птиц, обитающих у водоемов.
Влияние кислых осадков на почву. Кислые осадки могут вызывать
снижение pH почвенного раствора. Они обусловливают изменение
структуры кислотности в верхних горизонтах почв, а именно по¬
вышение вклада минеральных источников кислотности по срав¬
нению с органическими. Кислые осадки снижают насыщенность
почв основаниями, способствуют выносу ионов Са2+ и Mg2+ из по¬
чвенного поглощающего комплекса.
Подкисление сопровождается повышением растворимости со¬
единений металлов, в результате содержание их в растворе может
возрасти до токсичных уровней.
Кислые осадки ведут к повышению подвижности ионов железа
и алюминия. Эти условия способствуют трансформации окристал-
лизованных форм оксидов железа в аморфные. Процесс закисле¬
ния почв сопровождается снижением окислительно-восстанови¬
тельного потенциала.
В почвенном растворе при его подкислении изменяется соотно¬
шение ионов. В частности, в растворе кислых почв не только по¬
вышается общее содержание алюминия, но и увеличивается доля
свободных ионов, более токсичных, чем связанные.
Изменение кислотно-основных условий влияет на состояние
коллоидов амфолитоидной природы, к которым относятся протеи¬
ны, гидроксиды железа и алюминия. В силу изменения заряда по¬
глотительная способность этих компонентов почвы в отношении
катионов и анионов меняется. При подкислении почв поглощение
загрязняющих веществ в катионной форме снижается, а в анион¬
ной форме увеличивается.
Закисление ведет к угнетению биоты. Наблюдается снижение
общей численности микроорганизмов, снижение интенсивности
93
Глава 7
дыхания, нарушение цикла азота. Прежде всего страдают нитри¬
фицирующие и аммонифицирующие микроорганизмы. Грибы бо¬
лее устойчивы, поэтому их доля в микробоценозе возрастает.
Под влиянием кислых осадков происходит снижение скорости
деструкции растительных остатков, скорости минерализации гуму¬
са, повышение количества фульвокислот и агрегации гуминовых
кислот, уменьшение содержания водорастворимых органических
веществ, изменение элементного состава гумусовых кислот.
В почвах действуют механизмы сопротивления воздействию
кислых осадков. Явление кислотно-основной буферности почв
открыто давно. Ранние работы в этой области были посвящены
преимущественно исследованию механизмов буферности почв в
связи с расчетами доз извести, необходимой для нейтрализации
избыточной кислотности. В последние десятилетия интерес к этой
проблеме возрос в связи с воздействием кислых осадков на почвы
и экосистемы в целом стран северного полушария.
Кислотно-основная буферность определяется как способность
почвы противостоять изменению pH при добавлении кислоты или
основания. В зависимости от свойств почв и диапазона значений
pH буферные реакции почвы обусловливают различные почвенные
компоненты. Разработан ряд классификаций механизмов буфер¬
ное™ почв.
При увеличении кислотной нагрузки происходит смена реак¬
ций, протекающих с участием протона кислотных выпадений. При
наличии карбонатов кислотные выпадения растворяют их, при
этом карбонаты переходят в бикарбонаты, в раствор поступает до¬
полнительное количества ионов Са2+.
При отсутствии карбонатов протон вступает во взаимодей¬
ствие с глинистыми минералами, при этом идет высвобождение
из структур минералов катионов I и II групп. Эта область носит
название силикатной области, она соответствует диапазону pH
5,0-6,2.
При более кислой реакции (pH 4,2—5,0) протон включается
предположительно в реакции катионного обмена. В результате
внедрения протона в ППК в почвенный раствор поступают обмен¬
ные основания.
При pH 3,0—4,2 действует так называемая алюминиевая область
буферности, при этом происходит растворение алюмосодержащих
минералов, освобождение мономеров А13+. Это так называемая
алюминиевая область буферности почв. При pH ниже 3,0 (3,0—2,5)
происходит растворение свободных несиликатных форм железа и
переход в раствор ионов Fe3+.
94
Глава 8
ЗАГРЯЗНЕНИЕ БИОСФЕРЫ ТЯЖЕЛЫМИ
МЕТАЛЛАМИ
8.1. Понятие о тяжелых металлах и их экологическом значении
Понятия «тяжелые металлы» и «микроэлементы» близки. Ми¬
кроэлементы могут иметь природное и техногенное происхождение
(глава 3), но для экзогенных элементов термин микроэлементы не
применяется. В таких случаях их называют тяжелыми металлами.
В химии четко определено понятие металлы, к ним отнесена
большая часть известных элементов (82 из 107), описаны их специ¬
фические химические и физические свойства. Однако критерии
отнесения химических элементов к тяжелым металлам используют
разные. В одних определениях к тяжелым металлам относят более
40 химических элементов периодической таблицы Д.И. Менделее¬
ва, масса атомов которых выше 50 атомных единиц, иные называют
тяжелыми металлами все металлы, за исключением щелочных (Na,
К) и щелочно-земельных (Са, Mg). Согласно другим определениям,
к тяжелым металлам относят химические элементы с плотностью
более 4,5 г/см3, согласно третьим, — с плотностью более 8 г/см3.
Таким образом, в число тяжелых металлов попадают элементы V,
Cr, Mn, Fe, Со, Ni, Cu, Zn, As, Se, Rb, Sr, Mo, Ag, Cd, Sn, Sb, Те, W,
Hg, Pb, Bi, включающие наряду с металлами и металлоиды As, Se,
Mo, Sb, Bi, Те, V. Так термин «тяжелые металлы» стал собиратель¬
ным, утилитарным и утратил свою точность и строгость для широ¬
кого употребления.
В силу важности биохимических процессов, протекающих
с участием микроэлементов (см. гл. 3), живые организмы чутко
реагируют на уровень содержания этих элементов в природных
средах. При недостатке микроэлементов во внешней среде живые
организм страдают из-за нарушения биохимических процессов в
них. Избыточное их содержание, вызванное загрязнением, ока¬
зывает на живые организмы токсическое действие, вплоть до ле¬
тального исхода. Наименьшие концентрации во внешней среде,
оказывающие токсичное действие на живые организмы, отмече-
95
Глава 8
ны для Cd, As, Hg, Pb, Se, Zn, на основании этого и ряда других
критериев эти элементы отнесены к числу наиболее опасных, что
закреплено в соответствующем ГОСТе. Ко второй группе (уме¬
ренно опасных элементов) отнесены В, Со, Cu, Мо, Ni, Sb, Cr, к
малоопасным — Ва, V, W, Мп, Sr (см. гл. 2). Установлены предель¬
ные допустимые уровни содержания этих элементов в различных
природных средах, которые являются еще безопасными для жи¬
вых организмов (см. гл. 6). Превышение допустимых уровней со¬
держания этих элементов может быть обусловлено практически
всеми видами деятельности человека.
8.2. Природные источники тяжелых металлов
и формы их нахождения в компонентах экосистемы
Источником поступления микроэлементов во все компоненты
природных ландшафтов (почва, вода, воздух, растения, живые ор¬
ганизмы) являются первичные минералы исходных пород, преи¬
мущественно рудные минералы тяжелых фракций, в меньшей мере
породообразующие минералы легких фракций. За длительную
историю существования планеты эти породы претерпели суще¬
ственные изменения, по-разному проявившиеся в зависимости от
их исходного состояния и условий выветривания пород. Они дали
основу образовавшимся почвам.
В составе почв микроэлементы частично остались в составе
устойчивых в конкретных условиях первичных минералов. Микро¬
элементы, покинувшие структуру неустойчивых минералов, рас¬
пределились между основными почвенными компонентами. Для
почв характерно присутствие наряду с остаточными первичными
минералами продуктов их трансформации — вторичных силика¬
тов и несиликатных (свободных) соединений железа, алюминия,
марганца, представленных преимущественно их оксидами, ги¬
дроксидами. Возможно присутствие карбонатов в условиях, спо¬
собствующих их образованию. Также обязательны для почв орга¬
нические, в том числе гумусовые вещества. Все эти минеральные
и органические вещества удерживают ионы микроэлементов с
различной прочностью связи. С экологической точки зрения важ¬
но, как прочно удерживаются микроэлементы. Прочная связь их
с силикатными и несиликатными минералами, с органическими
веществами (в структуре названных компонентов) способствует
ограничению как водной, так и биогенной миграции микроэле¬
ментов. Непрочная связь с этими же компонентами (в обменной,
сорбированной, комплексной форме), напротив, обеспечивает их
96
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
переход в миграционно-способное состояние. Непрочно связан¬
ные с почвенными компонентами соединения тяжелых металлов
по этой причине называют «подвижными соединениями».
Как и другие химические элементы, микроэлементы присут¬
ствуют в почвенном растворе. Находятся они в растворе в форме
свободных ионов, аквакомплексов, комплексов с минеральными и
органическими лигандами. В составе почвенного воздуха присут¬
ствуют соединения ряда микроэлементов (ртуть, мышьяк, селен),
образующиеся под влиянием микроорганизмов.
Все группы соединений микроэлементов почвы находятся в по¬
стоянном взаимодействии. Выявлены основные географические
закономерности формирования системы соединений микроэле¬
ментов почвы (Зырин, 1981; Добровольский, 1983).
Микроэлементы — обязательные составляющие всех компонен¬
тов природных вод, донных отложений. Формы их нахождения в во¬
дах разнообразны: истинно растворимая, коллоидная, взвешенная.
К истинно растворимым формам относят фракции < 0, 001 мкм,
к коллоидам — фракции 0,001—1 мкм, взвешенные формы пред¬
ставлены фракцией > 1 мкм. Не меньшее разнообразие свойствен¬
но истинно растворимым соединениям. Тяжелые металлы и ме¬
таллоиды присутствуют в водах в форме свободных ионов, ионных
пар, аквакомплексов, комплексов с минеральными и органически¬
ми лигандами.
Микроэлементы присутствуют в воздухе атмосферы. В его со¬
ставе они находятся в парогазовой форме, в составе аэрозолей.
Аэрозоли представляют собой дисперсные системы, состоящие из
мелких частиц, взвешенных в воздухе (пыли, дымы, туманы). Пыль
состоит из твердых частиц размером 10—100 мкм, диспергирован¬
ных в газообразной среде.
Биологическая деятельность микроорганизмов существенно
влияет на состояние соединений микроэлементов. Микроорга¬
низмы почвы ассимилируют микроэлементы и активно трансфор¬
мируют их соединения. Они переводят неорганические элементы
питания в органический протоплазматический комплекс микроб¬
ной клетки, осуществляют реакции окисления и восстановления.
Они обеспечивают выделение органических хелатообразующих
или комплексообразующих соединений, которые растворяют от¬
носительно нерастворимые неорганические вещества или удержи¬
вают катионы в растворе. Микроэлементы не только оказываются
включенными в состав клеток микроорганизмов, но и находятся в
виде труднорастворимых соединений на их поверхности. Так про¬
исходит, например, с соединениями железа и марганца.
97
Глава 8
Биотические и абиотические взаимодействия веществ и пото¬
ков энергии в экосистемах, как подчеркивал Ю. Одум (1975), соз¬
дают саморегулирующийся гомеостаз, для поддержания которого
не требуется управления. Эти процессы имеют большое значение
для самоочищения загрязненных природных сред.
При поступлении микроэлементов (тяжелых металлов) в окру¬
жающую человека среду не из природных, а из антропогенных
источников, они распределяются между теми же компонентами
почв, вод, воздуха, как это происходит в природных ландшафтах,
но исходное соотношение их соединений во всех природных сре¬
дах при этом существенно изменяется. Избыточные количества
загрязняющих веществ вызывают нарушения жизненно важного
баланса в природе, что ведет к ограничению (в крайних случа¬
ях — к утрате) самоочищающей способности экосистемы в от¬
ношении этих веществ, и это представляет реальную опасность
для человека.
8.3. Техногенное поступление тяжелых металлов
в окружающую среду
с отходами различных видов человеческой деятельности
Тяжелые металлы поступают в окружающую среду с отходами
практически всех видов человеческой деятельности. Основными
источниками тяжелых металлов являются преимущественно отхо¬
ды промышленности, энергетики, транспорта. Промышленность
представлена следующими основными отраслями: черная и цвет¬
ная металлургия, химическая, целлюлозно-бумажная, строитель¬
ная, машиностроительная, легкая и пищевая, энергетическая, не¬
фтехимическая и нефтеперерабатывающая. Предприятия каждой
отрасли производят отходы, для которых характерен специфиче¬
ский набор загрязняющих веществ.
Отходы поступают в форме твердых (терриконы, отвалы), жид¬
ких (отстойники), газообразных (аэрозоли) выбросов. Аэрозольное
загрязнение наиболее мощное. С аэрозольным переносом химиче¬
ских веществ связано формирование потоков этих веществ и со¬
ответственно уровни загрязнения окружающей среды: локальный,
региональный, глобальный. Загрязняющие вещества в атмосфере
под влиянием антропогенных факторов перемещаются более ак¬
тивно, чем под влиянием естественных условий (табл. 8.1).
Вклад антропогенных источников поступления тяжелых ме¬
таллов становится сопоставимыми с природными источниками
(табл. 8.2).
98
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
Таблица 8.1
Скорости переноса ТМ между компонентами биосферы (106 кг/год)
(Спозито, 1993)
Металл
Суша-
атмосфера
Океан-
атмосфера
Суша—реки
Реки—океан
Разработка
месторождений
Мп
622
5
3,8* 103
300
2,5*104
Fe
1,6-104
50
1,6 105
1,9-104
6,8-105
Zn
380
5
300
550
4103
Cd
5
0,5
0,4
3,7
7,7
Pb
408
5
56
110
3,3-ю4
Таблица 8.2
Потоки ТМ в атмосферу (тыс. т/год)
(Остромогильский и др., 1987)
Источники
Свинец
Кадмий
Ветровая эрозия
Извержение вулканов
Испарение с поверхности почв и растений
Все природные наземные источники
Поступление с поверхности океана
Антропогенные источники
0,2-16
4.2-6,4
1,6
4.2-25
0,2-20
360-440
0,1-0,25
0,07-0,05
0,2
0,2-2
0,1-7
7-11
Вещественный состав пылеватой фракции аэрозолей неодно¬
родный. Это обусловлено разнообразием источников формиро¬
вания пылеватой фракции аэрозолей в природных и техногенных
условиях. Источники формирования состава пылеватой фракции
атмосферы: а) пылеватые частицы почвы, поднятые с ее поверхно¬
сти воздушными потоками, состав их близок к составу почв региона;
б) аэрозольные выбросы отходов промышленной и коммунально¬
бытовой деятельности локального и регионального уровней, состав
их определяется видом и технологией производства; в) продукты
глобального переноса веществ.
В пылеватых фракциях природных ландшафтов преобладают
литофильные элементы. В промышленных центрах запыленность
воздуха возрастает в 5—10 раз и более. Техногенная пыль содер¬
жит Hg, Zn, Sn, Cd, As в количествах, на порядки превышающих
природный уровень. Загрязнение меняет природное соотношение
элементов в атмосфере. Возможно формирование потока пыли с
преобладанием техногенных элементов над литофильными на по¬
рядок и более.
99
Глава 8
Время нахождения в атмосфере пылеватых частиц непосред¬
ственно связано с их размером. Частицы > 10 мкм быстро оседа¬
ют вблизи источника загрязнения, частицы 5—0,1 мкм образуют
устойчивые суспензии, частицы < 0,1 мкм ведут себя подобно га¬
зам. Значительная часть пыли аэрозольных выбросов оседает во¬
круг источника загрязнения.
Содержание загрязняющих веществ в отходах (в том числе в пы¬
леватых фракциях аэрозолей) характеризуют абсолютными кон¬
центрациями химических веществ и относительными. Широко
применяется в качестве относительных показателей коэффициент
концентрирования Ак.
Техногенное поступление тяжелых металлов с промышленными от¬
ходами. Наблюдения в загрязненных регионах свидетельствуют, что
предприятия по выплавке цветных металлов (алюминиевые, медно¬
цинковые, свинцово-плавильные, никелевые, титано-магниевые,
ртутные и др. заводы) являются самыми мощными поставщики
отходов, обогащенных металлами, нередко и неметаллами. Загряз¬
нены ими также отходы предприятий по переработке цветных ме¬
таллов: радиотехнические, электротехнические, приборостроитель¬
ные, гальванические и пр. (табл. 8.3).
Таблица 8.3
Коэффициенты концентрирования химических элементов в отходах
гальванического производства
Элемент
Осадки на
фильтрах
Абразивная
пыль
Элемент
Осадки на
фильтрах
Абразивная
пыль
Сг
265
318
Cd
85700
2
Си
340
31
Sn
3200
4
Zn
217
5
Pb
374
2
V
90
669
Bi
3300
2
Ag
1000
29
W
2
3322
В пыли металлургических производств, заводов по переработке
руд концентрация Pb, Zn, Bi, Sn может быть повышена по сравне¬
нию с литосферой на несколько порядков (до 1012), концентрация
Cd, V, Sb — в десятки тысяч раз, Cd, Мо, Pb, Sn, Zn, Bi, Ag — в сот¬
ни раз. Отходы предприятий цветной металлургии, заводов лако¬
красочной промышленности и железобетонных конструкций обо¬
гащены ртутью. В пыли машиностроительных заводов повышена
100
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
концентрация W, Cd, Pb. Так формируются техногенные ассоциа¬
ции химических элементов (табл. 8.4).
Таблица 8.4
Техногенные ассоциации химических элементов в отходах различных
отраслей промышленности
Цветная металлургия
Pb, Zn, Cu, Hg, Mn
Черная металлургия
Ni, Mn, Pb, Си, Zn
Энергетика
B, As, Sb, Se
Нефтяная
Pb, Cu, Ni, Zn, Mn
Рассмотрим в качестве примера обстановку в окрестностях
дальневосточного свинцово-цинкового комбината. Техногенное
поступление потоков загрязняющих веществ в окружающую среду
происходит в форме газов (сернистый газ, возгонка Pb, As), в жид¬
ком виде (технологические сточные воды) и в форме твердофазных
отходов. В составе техногенной пыли Pb, Zn, Cd, Си присутствуют
в форме оксидов, а также в элементной форме. Основной источ¬
ник поступления металлов в окружающую среду — атмосферные
осадки. Концентрации металлов в осадках вблизи завода на 2—3
порядка превышают среднюю. Основная часть металлов поступает
в растворенном состоянии (табл. 8.5).
Таблица 8.5
Содержание металлов (мкг/л) в составе атмосферных осадков окрестностей
свинцово-цинкового комбината
(Глазовская, Горюнова, 1983)
Место сбора осадков
pH
РЬ
Zn
Cd
Cu
Фон
5,2
0,02
0,02
-
0,0005
2 км от комбината
3,9
0,95
0,20
0,007
0,029
Поступают металлы на поверхность почвы преимущественно в
растворимой форме (табл. 8.6).
Техногенное поступление тяжелых металлов с отходами энергети¬
ки. Производство энергии связано с работой угольных и мазутных
электростанций. Отходы поступают в разном фазовом состоянии.
Загрязнение происходит при газообразном рассеянии отходов и
золы уноса тепловых ТЭЦ, при выбросах мазутных ТЭЦ, а так-
101
Глава 8
Таблица 8.6
Поступление металлов из атмосферы на почву (мг/м2/сут.)
в окрестностях свинцово-цинкового комбината
(Глазовская, Горюнова, 1983)
Форма поступления
РЬ
Zn
Cd
Cu
Твердая фаза
0,1
0,2
0,002
0,05
Раствор
0,7
5,2
7,0
0,9
же за счет твердых отходов (зола, шлаки) и сточных вод угольных
ТЭЦ. Предприятия энергетики производят самые большие массы
отходов. В крупных промышленных городах отходы от сжигания
топлива по объему приближаются к сумме отходов от бытовых и
промышленных источников.
Состав отходов предприятий энергетики отличается преоб¬
ладанием анионогенных элементов и их более низкими коэффи¬
циентами концентрирования, чем отходы предприятий черной и
цветной металлургии. Велика в них доля сернистых соединений.
Одна крупная ТЭЦ выбрасывает в атмосферу до 500 т сернистых
веществ и пыли, 10% которых обнаруживается в пределах 5 км от
источника.
Зола углей по сравнению с литосферой обогащена В (в 16—20
раз), F, Мо, As (в 5—10 раз). Аккумулируются и металлы (Pb, W, Ва,
Zn, Cu, Cr, Sn), но в значительно меньшей степени (1,5—3), чем в
отходах металлургических заводов (табл. 8.7).
Таблица 8.7
Коэффициент концентрирования химических элементов в золе углей
Элемент
К
к
Элемент
*
Элемент
К
В
16
As
6
Sb
10
Zn
2
Мо
6
W
3
Ge
4
Sn
3
Pb
2
Поступление тяжелых металлов в окружающую среду с отходами
транспорта. Выхлопные газы автомобилей загрязняют окружаю¬
щую среду свинцом. Свинец долгое время добавляли в бензин в
форме тетраэтилсвинца в качестве антидетонатора. При исполь¬
зовании его каждая машина в год выделяла около 1 кг свинца.
С выхлопными газами автотранспорта на поверхность земли вы¬
брасывалось 260 тыс. т свинца ежегодно, что почти в три раза пре¬
вышает его количество, поступающее с отходами металлургических
102
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
предприятий. В настоящее время во многих развитых странах эти¬
лированный бензин не используется. В России применение этили¬
рованного бензина запрещено с 2003 г.
Аэрозольные выбросы — доминирующая форма поступления
загрязняющих веществ, поступающих из различных источников.
Соотношение в них пылеватой и газовой составляющих обусловли¬
вает, как правило, реакцию осадков и состав выпадений. Имеется
опыт классификации аэрозольных выпадений. По анионному со¬
ставу выпадений выделяют классы выпадений, по катионному —
виды выпадений. Принадлежность выпадений к определенному
роду устанавливается по доминирующим в выпадениях металлам
(табл. 8.8).
Поступившие в атмосферу из техногенных источников загряз¬
няющие вещества распределяются в ландшафте под влиянием при¬
родных факторов. Основные факторы, обусловливающие локальное
загрязнение любой из природных сред: состав отходов, состояние
отходов, способ поступления отходов в окружающую среду, высо¬
та труб предприятий, расстояние от источника загрязнения, роза
ветров, рельеф, свойства почв. Соотношение влияющих факторов
различное.
8.4. Загрязнение атмосферы, поверхностных вод
и почв тяжелыми металлами
Загрязнение атмосферы тяжелыми металлами. Тяжелые металлы
в составе твердых частиц аэрозольных выбросов находятся в форме
собственных оксидов или солей, а также в адсорбированном состо¬
янии на частицах литогенного или техногенного происхождения.
Одной из характеристик состава атмосферы служит состав снега.
Снег — хороший индикатор загрязнения не только атмосферы,
осадков и почв, но и источников загрязнения.
Загрязнение снежного покрова происходит в два этапа: во время
образования снежинок в облаке (адсорбция, или влажное посту¬
пление) и при выпадении снега на земную поверхность (сухое по¬
ступление загрязняющих веществ). В результате адсорбции загряз¬
няющих веществ концентрация их в снеге в промышленной зоне
обычно на 2—3 порядка выше концентрации в воздухе. По этой
причине адсорбция поллютантов на снеге — эффективный меха¬
низм самоочищения атмосферы в зоне локального загрязнения.
В соответствии с двумя механизмами загрязнения снега приме¬
няют и два способа отбора проб снега: аспирационный и седимен-
тационный. Согласно первому пробу отбирают из воздуха на высо-
103
ж
Техногенное воздействие на природную среду аэрозольных выпадений
Таблица 8.8
Соотношение компонентов в аэрозольных выпадениях
Преобладание пыли
Равные доли пылеватой и газовой составляющих
Преобладание газовой составляющей
Направление изменения реакции осадков
щелочная реакция
нейтральная
кислая
Степень изменения реакции осадков
слабо-щелочная
щелочная
сильно¬
щелочная
слабо-кислая
кислая
сильно-кислая
Характеристика состава аэрозольных выпадений
Классы
карбонатный
кальциевый
карбонатный
магниевый
карбонатный
натриевый
хлоридный
натриевый
сульфатный
хлоридный
аммиачный
сернокислый, солянокис¬
лый, азотнокислый
Роды
железистый,
сульфатный
кремниевый
кремниевый
углеродный,
кальциевый
кальциевый,
магниевый
углеродный, алюминиевый
Виды
марганцевый,
стронциевый
фтористый
фтористый,
молибденовый,
цинковый
стронциевый
свинцовый,
медный,
ванадиевый
фтористый, свинцовый
Глава 8
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
те 1,5 м над землей, согласно второму — снег собирают на фильтрах
и планшетах. Послойный отбор снега характеризует динамику за¬
грязнения.
В снежной пробе определяют ряд химических веществ: 1) ма¬
крокомпоненты снеговых вод: пыль, сульфаты, гидрокарбонаты,
Са, Cl, F, минеральные формы азота и фосфора; 2) тяжелые метал¬
лы и другие микроэлементы; 3) фенолы, формальдегиды; 4) ПАУ;
5) радионуклиды; 6) ПХБ, пестициды.
В составе снега, как правило, определяют разные формы загряз¬
няющих веществ: водорастворимые и в твердых фазах. В составе
последних определяют вещества, связанные с минеральными и
органо-минеральными носителями (сорбированные), а также при¬
сутствующие в виде карбонатов, оксидов, гидроксидов, На долю
пыли приходится, как правило, 70—80% от общего количества ве¬
ществ в снеге.
В естественных условиях в снеговых водах преобладают ионы
НС03‘, на втором месте (например, в пределах Русской равнины)
ионы S042', Cl, Са2+, Mg2+, Na+, К+.
Уровень загрязнения снеговых осадков оценивают с помощью
коэффициента концентрирования (отношение загрязняющих ве¬
ществ в единице объема воды осадков по отношению к такому же
объему чистого воздуха).
Период нахождения в атмосфере загрязненных снежинок зави¬
сит от первоначальной эмиссии, физико-химических свойств ве¬
щества и растет с дисперсностью аэрозольных частиц. Локальное
загрязнение формируется за счет сухого выпадения загрязненного
снега с коротким периодом пребывания его в атмосфере. В случае
регионального и глобального загрязнения преобладает влажное
выпадение снежных частиц из подоблачного слоя.
Анализ снега позволяет определить количество и качество вы¬
бросов отдельных предприятий, долю веществ, вовлекаемых в
трансграничный перенос. Метод эффективен для дистанционного
выявления загрязнения местности.
Гетерогенность атмосферы обеспечивает возможность ее са¬
моочищения от неорганических поллютантов за счет адсорбции на
снеге и осаждения пылеватых частиц.
Загрязнение атмосферы металлами хорошо регистрируется ме¬
тодами лихеоиндикации. Метод основан на высокой чувствитель¬
ности эпифитных (произрастающих на стволах деревьев) лишай¬
ников к качеству атмосферного воздуха. На загрязнение воздуха
лишайниковое сообщество отвечает изменением видового разноо¬
бразия лишайников, снижением биомассы, повышением содер-
105
Глава 8
жания в ней не только металлов, но и других видов поллютантов
(серы, ПАУ и др.).
Приведенные в табл. 8.9 данные показывают, что в зоне загряз¬
нения в лишайниках содержание тяжелых металлов в несколько
раз выше, чем в фоновых условиях. На основе результатов анализа
лишайников удается решить и обратную задачу: установить уровень
загрязнения атмосферного воздуха различными поллютантами, не
регистрируемый прямым измерением содержания этих поллютан¬
тов в выбросах.
Таблица 8.9
Содержание тяжелых металлов в лишайниках Hypogymnia physodes фоновых и
техногенных регионов Беларуси
(Бусько и др., 1995)
Балл по уровню
загрязнения
воздуха
Концентрация металлов в лишайниках, мкг/г
РЬ
Cd
Ni
Cr
Cu
Zn
1 (фон)
2
3
4
5
< 10
11-20
21-30
31-40
>41
< 1,0
1,1-2,0
2.1-3,0
3.1-4,0
>4,0
<5
6-10
11-15
16-20
>20
<5
6-10
11-15
16-20
>20
<5
6-10
11-15
> 15
<75
76-150
151-225
>225
Загрязнение гидросферы тяжелыми металлами. Состав и свой¬
ства поверхностных вод характеризуют показатели: соотношение
веществ, присутствующих во взвешенной и истинно растворимой
фракции, общая минерализация вод, электропроводность, ионный
состав, уровень pH. Очень важно присутствие веществ в твердых
фазах, они формируют донные отложения.
Соотношение химических веществ в растворенном и взвешен¬
ном состоянии зависит и от свойств веществ, и от формы посту¬
пления их из природных и техногенных источников. Любые изме¬
нения в составе вод более отчетливо выражены в составе донных
отложений, они и сохраняются дольше. Нередко отдельные техно¬
генные факторы не вызывают существенных изменений в составе
истинного раствора, при этом ни уровень pH, ни ионный состав не
показывают антропогенных нарушений, а локальные изменения в
составе донных отложений, особенно в местах сброса вод из што¬
лен и хвостохранилищ, свидетельствуют о размерах загрязнения
водной системы.
Состав поверхностных вод природных ландшафтов изучен осно¬
вательно. Воды Европейской части России нейтральные, гидро¬
106
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
карбонатно-кальциевые. Они слабо минерализованы, солей в них
содержится 200—400 мг/л. Состав вод динамичен.
Состав вод меняется под влиянием техногенной нагрузки. За¬
грязняющие вещества поступают в поверхностные воды за счет вы¬
бросов (жидких и газообразных) промышленных и коммунально¬
бытовых отходов, переноса веществ в результате водной эрозии,
латерального потока и внутрипочвенной миграции. Грунтовые
воды могут быть загрязнены также и при внутрипочвенном захоро¬
нении загрязняющих веществ.
Под влиянием техногенной нагрузки прежде всего меняется со¬
став взвеси и увеличивается доля веществ в составе взвеси. В ре¬
зультате механической миграции соотношение между литофиль-
ными элементами и загрязняющими во взвеси меняется в пользу
последних. Например, в фоновых условиях отношение Me в рас-
творе/Ме во взвеси составляет для Zn 12—26, для Си 2—4, для Мп
0,3—3, в техногенной зоне металлы концентрируются во взвеси
(т.е, это отношение снизилось до значений < 1).
За счет техногенной аккумуляции в донных осадках могут об¬
разоваться техногенные геохимические аномалии. В них повыша¬
ется степень накопления химических элементов, расширяется их
перечень по сравнению с природными, состав парагенетических
ассоциаций проявляет все большее сходство с пылеватой состав¬
ляющей выбросов.
Под влиянием загрязнения меняется состав растворенной
фракции. Повышается минерализация вод. Изменение состава вод
связано с источниками загрязнения. Поверхностные воды городов
становятся нередко солоноватыми с концентрацией солей до 1 г/л и
более. Гидрокарбонатный состав вод сменяется в техногенной зоне
на гидрокарбонатно-сульфатный, а в городах даже на хлоридно-
натриевый. Содержание сульфатов и фосфатов увеличивается в
десятки и сотни раз. Жидкие отходы сталелитейного производства
меняют состав вод на хлоридно-кальциевый.
Загрязненные поверхностные воды способны к самоочищению.
Самоочищение загрязненных вод происходит преимущественно за
счет удаления загрязняющих вод в форме взвеси. Соотношение ча¬
стиц металлов с переменной валентностью в водах может быть из¬
менено под влиянием окисления ионов металлов перекисью водо¬
рода, постоянно присутствующей в водах в различных количествах.
Донные отложения поверхностных водотоков служат приемником
различных промышленных и сельскохозяйственных отходов, по¬
ступающих со сточными водами. Они являются конечным звеном
переноса веществ с водосборной территории и их аккумуляции с
107
Глава 8
русловыми отложениями. В случае загрязнения этих территорий в
донных отложениях создаются специфические техногенные геохи¬
мические аномалии. По этой причине они традиционно использу¬
ются для выявления состава, интенсивности масштаба техногенно¬
го загрязнения.
Техногенные геохимические аномалии загрязненных рек отли¬
чаются полиэлементным составом. Выявлены закономерности в
формировании состава геохимических ассоциаций и интенсивно¬
сти концентрирования химических элементов в донных отложени¬
ях рек, подверженных воздействию отходов разных видов произ¬
водственной деятельности (Янин, 2002).
В донных отложениях горнорудных районов наблюдаются тех¬
ногенные геохимические аномалии, отличающиеся от природных
аналогов. Часто интенсивность концентрирования элементов-
примесей в донных отложениях выше, чем в главных компонен¬
тах добываемых руд. Она нарастает в ряду: разведка—добыча-
обогащение—переработка руд. Поступают загрязняющие вещества
в донные отложения с аэрозольными выбросами, с отвалами горных
пород и из хвостохранилищ, влияющих на состав поверхностного
стока на территории горнорудного комплекса. Уровни содержания
многих химических элементов в техногенных илах не уступают их
количеству в рудах. Существенно увеличивается протяженность
техногенных геохимических аномалий. Если протяженность при¬
родных геохимических аномалий (рудогенные потоки рассеяния)
измеряется первыми сотнями метров, то длина техногенных по¬
токов рассеяния достигает нескольких десятков километров. Осо¬
бенно высок уровень накопления элементов в русловых отложени¬
ях ниже поступления стоков из хвостохранилищ. Например, в зоне
воздействия молибден-вольфрамового горно-обогатительного
комбината Северной Осетии ведущими элементами в геохимиче¬
ской ассоциации в донных отложениях являются Мо и W, в зоне
влияния горнодобывающих работ существен вклад Sn, Pb, V, Ga,
сопутствуют им Bi и Sb.
Влияние функционирования промышленно-урбанизированных
комплексов на донные отложения рек региона установлено
Е.П. Яниным (2002) на примере рек и ручьев Московской области.
Наиболее интенсивно накапливаются в донных отложениях регио¬
на халькофильные элементы с низким кларком и высокой токсич¬
ностью (Hg, Ag, Cd, Sn, Bi, W, Mo, Pb, Zn, Cu, Ni), уровни их содер¬
жания в донных отложениях на 2—3 порядка превышают фоновые
уровни. В общем случае качественные и количественные параме¬
тры загрязнения донных отложений в большей степени зависят от
108
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
производственной инфраструктуры поселений, чем от их размеров.
Как правило, наиболее интенсивные по мощности и комплексные
по составу аномалии типичны для предприятий, использующих в
технологическом цикле различные физико-химические процессы,
осуществляющие получение и переработку цветных металлов.
В сельскохозяйственных районах состав геохимических ассоциа¬
ций донных отложений определяется спецификой использования зе¬
мель водосборной территории. Особое значение имеет применение
органических и минеральных удобрений, поступление сточных вод
и отходов животноводства. Для большинства химических элемен¬
тов, концентрирующихся в донных отложениях, типичны уровни Кс
1,5—7. Для зон воздействия животноводческих комплексов типично
накопление в донных отложениях Hg, Ag, Zn, As, Se, P, в меньшей
мере — Sn, Mo, Cd. В зонах земледелия и комплексного сельско¬
хозяйственного использования наиболее заметна аккумуляция в
донных отложениях Р, Ag, иногда As, Mn, Sn, Cd. В зонах влияния
агропоселков — накопление Ag, Р, реже Bi, Ni, Zn, Pb; в отложениях
водотоков вблизи дачных участков — Р, Sn, Mn, Ga. В подавляющем
числе случаев наибольший уровень аккумуляции химических эле¬
ментов в донных отложениях наблюдается на тех участках рек, кото¬
рые подвержены воздействию животноводческих комплексов.
Загрязнение растений тяжелыми металлами. В зоне импактного
загрязнения металлами наблюдается отрицательное влияние их на
состояние экосистемы в целом: на растения, на почвенные микро¬
организмы, на почву. Таким образом, металлы аэрозольных вы¬
бросов предприятий промышленности и энергетики воздействуют
на растения непосредственно и косвенно, т.е. путем изменения
свойств почвы-среды обитания растений.
Прямое действие поллютантов различной природы на расте¬
ния состоит в следующем: угнетение и повреждение наземной
части растений, появление визуальных признаков угнетения,
нарушение физиологических функций, накопление химических
элементов в фотосинтезирующих органах, нарушение метабо¬
лизма, нарушение процессов аммонификации и нитрификации,
снижение интенсивности фотосинтеза, замедление скорости ро¬
ста растений, снижение жизнестойкости растений, обеднение
флористического состава и др.
Загрязнение растений металлами вызывает нарушение прони¬
цаемости мембран, тератологические изменения. Даже такое ве¬
щество, как оксид кремния, загрязняя устьица растений, может
нарушить газообмен и испарение и стать причиной нарушения
биохимических процессов в листьях, их увядания и засыхания.
109
Глава 8
Косвенное действие состоит в том, что под влиянием загрязне¬
ния в почвах происходят негативные изменения, сказывающиеся
на состоянии растений: обеднение элементами питания, появле¬
ние признаков фитотоксичности почвы, угнетение микрофлоры.
В результате меняется видовой состав высших растений, снижа¬
ется прирост их биомассы, меняется химический состав растений,
содержание в них загрязняющих веществ.
Вблизи промышленных предприятий происходит обеднение фло¬
ры: растения, наиболее чувствительные к тому или другому металлу,
погибают, видовой состав высших растений меняется до такой степе¬
ни, что полностью исчезают отдельные ярусы. Современная техно¬
генная флора может ограничиваться двумя-тремя видами, нередко
формируются и моноценозы. Например, вблизи медно-никелевого
комбината, действующего более 30 лет, наблюдается именно такое
явление. Вместо четырехъярусного фитоценоза, распространенного
на фоновой территории (древесного, кустарникового, травянисто-
кустарничкового, мохово-лишайникового), в непосредственной
близости от комбината сохранились лишь фрагменты травянисто-
кустарничкового яруса, причем в первую очередь произошло вы¬
падение мохово-лишайникового яруса. Это явление проявляется
повсеместно, вследствие чего лишайники используются как инди¬
каторы состояния ландшафта (метод лихеоиндикации).
В окрестностях цинкоплавильного завода в Пенсильвании бо¬
гатый разнотравием дубово-кленовый древостой сменился на бед¬
ный кустарниковый покров, представленный двумя-тремя видами,
а травы представлены только одним видом. Растительный покров
в зоне импактного загрязнения обычно изрежен, резко сокращены
покрытие и биомасса растений. В связи с этим в качестве индика¬
тора загрязнения нередко применяют видовой состав растений и
прирост биомассы.
Резко меняется химический состав загрязненных растений, и это
явление тоже используется в диагностических целях при выявлении
зон загрязнения. Применяются показатели, основанные на сопо¬
ставлении состава растений на загрязненных почвах и контрольных
(предполагается, что растения относятся к одному виду, а почвы, на
которых они произрастают, генетически близки). В качестве тако¬
го показателя используют показатель общего загрязнения, который
оценивает суммарное поверхностное и внутритканевое загрязнение.
Определяется он как отношение массовой доли элемента в назем¬
ной части загрязненных растений к массовой доле элемента кон¬
трольных растений. Определяют также показатель внутритканевого
загрязнения (поверхностное загрязнение при этом предварительно
110
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
снимается) как отношение массовой доли элемента в листьях к та¬
ковой для аналогичных органов контрольных растений. Данные
табл. 8.10 свидетельствуют о закономерном изменении количества
мышьяка в пшенице в зависимости от источника загрязнения окру¬
жающей среды элементом.
Таблица 8.10
Показатели общего загрязнения мышьяком органов пшеницы
(Зырин и др., 1986)
Органы растения
Расстояние от источника, км
2,0
2,5
3,0
3,5
4,0
4,5
15
Зерно
10
9
8
7
5
4
1
Колос
13
11
10
9
7
5
1
Стебель
7
6
6
5
4
4
1
Загрязнение металлами влияет на количество и качество зерна
ячменя, пшеницы, овса, ржи. Например, газопылевые выбросы
Магнитогорского металлургического комбината, а также Черепо¬
вецкого комбината, обогащенные Fe, Мп, Zn, Мп, вызвали повы¬
шение зольности и содержания сахаров в овощах (свекла, морковь,
лук), выращенных на почвах окрестностей предприятий.
Есть данные о том, что аэрозольные выбросы Череповецкого
металлургического завода (ЧМЗ) привели к изменению свойств за¬
грязненных ими почв: уровень pH почв повысился от 5,0 на фоно¬
вой территории до 7,4 в почвах, удаленных от завода на 500 м. Ухуд¬
шились и биохимические показатели зерна ячменя, выращенного
на этих почвах (табл. 8.11).
Таблица 8.11
Влияние выбросов ЧМЗ на качество зерна ячменя,
выращенного на разном удалении от завода
(Важенин и др., 1985)
Расстояние от
завода ЧМЗ, км
Вода
Азот общий
Протеины
Клетчатка
Углеводы
содержание, %
2,0
9,7
1,30
8,12
4,9
5,2
4,0
10,8
1,52
9,50
5,8
7,4
6,0
10,3
1,46
9,12
5,2
5,8
15,0
10,5
2,08
13,00
6,5
6,0
40,0
10,5
2,26
14,12
6,0
6,6
111
Глава 8
В зерне ячменя, выращенного на загрязненной почве, снизилось
содержание общего азота, белка, клетчатки, углеводов. Отмечено,
что под влиянием обогащенных металлами выбросов промышлен¬
ных предприятий снижается масличность подсолнечника, ухудша¬
ется качество клейковины зерна злаков. В зерновых повышается
содержание золы, сульфатов, тяжелых металлов. В овощных и кор¬
мовых культурах, в многолетних травах увеличивается содержание
металлов, воды.
При загрязнении хромом в растениях риса тормозится про¬
растание семян, рост корней, формирование биомассы. В зерне
уменьшается содержание сахаров, аминокислот. Загрязнение свин¬
цом подавляет рост корней проростков риса, ведет к уменьшению
содержания хлорофилла.
Итогом нарушений состояния растений под влиянием загряз¬
нения являются изменения, регистрируемые на уровне биогео¬
ценоза. Они состоят в следующем: упрощение структуры фито¬
ценоза, снижение биологической продуктивности, уменьшение
устойчивости биогеоценоза, нарушение экологического равнове¬
сия в экосистеме.
Загрязнение почв тяжелыми металлами. За почти 30-летний
период исследований состояния экосистем, загрязненных тяже¬
лыми металлами, получено множество свидетельств интенсивно¬
сти локального загрязнения металлами почв. Зона сильного за¬
грязнения сформировалась в пределах 3—5 км от Череповецкого
комбината черной металлургии (Вологодская обл.). В окрестно¬
стях Среднеуральского металлургического комбината загрязне¬
ние аэрозольными выпадениями охватило территорию площадью
более 100 тыс. га, причем 2—2,5 тыс. га полностью лишены рас¬
тительного покрова. В ландшафтах, подверженных воздействию
выбросов Чемкентского свинцового комбината, наибольший эф¬
фект наблюдается в промзоне, где концентрация свинца в почве
на 2—3 порядка выше фоновой.
Отмечается загрязнение не только РЬ, но и Мп, поступление
которого носит вторичный характер и может быть вызвано пере¬
носом из деградированной почвы. Деградация почв наблюдается в
загрязненных почвах окрестностей завода «Электроцинк» в предго¬
рьях Северного Кавказа. Сильное загрязнение проявляется в 3—5-
километровой зоне от завода. Аэрозольные выбросы свинцово¬
цинкового комбината Усть-Каменогорска (Северный Казахстан)
обогащены металлами: до недавнего времени ежегодные выбросы
РЬ составляли 730 т свинца, Zn 370 т цинка, 73 ООО т серной кисло¬
ты и серного ангидрида. Выбросы аэрозолей и сточных вод привели
112
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
к созданию зоны сильного загрязнения с превышением основных
групп поллютантов, на порядки превышающие фоновые уровни
содержания металлов. Загрязнение почв металлами часто сопрово¬
ждается закислением почв.
Когда почвы подвержены аэрозольному загрязнению, важней¬
шим фактором, влияющим на состояние почв, является удаленность
от источника загрязнения. Например, максимальное загрязнение
растений и почв свинцом, поступающим с выхлопными газами ав¬
томобилей, прослеживается чаще всего в 100—200-метровой зоне
от магистрали (табл. 8.12).
Таблица 8.12
Распределение свинца в травянистой растительности и почве (мг/кг)
вблизи автомагистрали
(Фортескью, 1985)
Образец
Расстояние от обочнны, м
2,5
4,5
7,5
11,5
16,0
36,0
Трава
13,9
12,2
14,9
7,7
4,6
з,з
Почва, глубины, см
0-6
772
410
118
74
54
40
6-12
464
28
78
14
22
24
12-18
36
18
16
6
16
18
Влияние аэрозольных выбросов промышленных предприятий,
обогащенных металлами, проявляется чаще всего в радиусе 15—
20 км, реже — в 30 км от источника загрязнения.
Имеют значение такие технологические факторы, как высота вы¬
броса аэрозолей из труб заводов. Зона максимального загрязнения
почв образуется в пределах расстояния, равного 10—40-кратной вы¬
соте промышленного выброса высокого и горячего и 5—20-кратной
высоте низкого холодного выброса.
Существенное влияние оказывают метеорологические условия.
В соответствии с направлением преобладающих ветров формиру¬
ется ареал преобладающей части загрязненных почв. Чем больше
скорость ветра, тем меньше загрязняются почвы ближних окрест¬
ностей предприятия, тем интенсивнее перенос загрязняющих
веществ. Наибольшие концентрации загрязняющих веществ в
атмосфере ожидаются для низких холодных выбросов при скоро¬
сти ветра 1—2 м/с, для высоких горячих выбросов — при скорости
ветра 4—7 м/с. Влияют температурные инверсии: в инверсионных
113
Глава 8
условиях ослабляется турбулентный обмен, что ухудшает рассе¬
ивание аэрозолей выбросов и ведет к загрязнению в импактной
зоне. Сказывается влажность воздуха: при высокой влажности
уменьшается рассеяние загрязняющих веществ, так как при кон¬
денсации они могут из газообразной формы переходить в менее
миграционно-способную жидкую фазу аэрозолей, далее они уда¬
ляются из атмосферы в процессе осаждения. Следует учитывать,
что время пребывания во взвешенном состоянии загрязняющих
частиц аэрозоля и соответственно дальность и скорость их пере¬
носа зависят и от физико-химических свойств аэрозолей: части¬
цы более крупные оседают быстрее, чем тонкодисперсные.
В зоне воздействия выбросов промышленных предприятий,
прежде всего предприятий цветной металлургии, являющихся са¬
мым мощным поставщиком тяжелых металлов, меняется состояние
ландшафта в целом. Например, ближайшие окрестности свинцово¬
цинкового завода в Приморье превратились в техногенную пусты¬
ню. Они полностью лишены растительности, почвенный покров
уничтожен, поверхность склонов сильно эродирована. На расстоя¬
нии более 250 м сохранился изреженный лес из дуба монгольского
без примеси других пород, травянистый покров полностью отсут¬
ствует. В верхних горизонтах распространенных здесь бурых лесных
почв содержание металлов превысило фоновые уровни и кларк в
десятки и сотни раз (табл. 8.12).
Таблица 8.13
Содержание и коэффициенты концентрирования металлов (А) в профиле
загрязненной бурой лесной почвы
(Глазовская, Горюнова, 1983)
Горизонт
РЬ
Zn
Cd
Си
мг/кг
*
мг/кг Кк
мг/кг
*
мг/кг
к
АО
11000
688
788 9,5
19
146
377
8
А1
6700
419
426 5
19
146
225
5
В
50
3
100 1
1
8
7
0,1
Судя по содержанию металлов в составе вытяжки 1н. HN03 из
этих загрязненных почв, основная часть металлов в них находится
в подвижном, непрочно связанном состоянии. Это общая законо¬
мерность для загрязненных почв. В данном случае это привело к
повышению миграционной способности металлов и увеличению
на порядки концентрации металлов в лизиметрических водах. Вы¬
114
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
бросы данного предприятия цветной металлургии наряду с обога¬
щением металлами имели повышенное содержание оксидов серы,
что способствовало подкислению осадков и подкислению почв, pH
их снизился на единицу.
В почвах, загрязненных фторидами, напротив, уровень pH почв
повышался, что способствовало увеличению подвижности органи¬
ческого вещества: окисляемость водных вытяжек из почв, загряз¬
ненных фторидами, повысилась в несколько раз (табл. 8.14).
Таблица 8.14
Изменение уровня pH и окисляемости водной вытяжки из почв, искусственно
загрязненных фторидами натрия
(Моршина и др., 1985)
Доза F,
мг/кг
Дерново-подзолистая
почва
Чернозем
Серозем
pH
pH
pH
Са.,%
0
7,0
2,7
8,2
2,1
8.1
4,4
500
7,4
2,8
8,5
3,1
8,7
5,4
1500
7,6
5,5
9,0
3,1
10,0
8,6
5000
8,2
10,3
9,9
15,0
10,2
16,0
Поступившие в почву металлы распределяются между твердыми
и жидкой фазами почвы. Органические и минеральные компонен¬
ты твердых фаз почвы удерживают металлы за счет разных меха¬
низмов с различной прочностью. Эти обстоятельства имеют важ¬
ное экологическое значение. От того, как много будет поглощено
почвами металлов и как прочно они будут удержаны, зависит спо¬
собность загрязненных почв влиять на состав и свойства вод, рас¬
тений, воздуха, способность тяжелых металлов к миграции, От этих
же факторов зависит буферная способность почв по отношению к
загрязняющим веществам, способность их выполнять в ландшафте
барьерные функции.
Количественные показатели поглотительной способности почв
в отношении различных химических веществ определяют чаще
всего в модельных экспериментах, приводя изучаемые почвы во
взаимодействие с различными дозами контролируемых веществ.
Возможны разные варианты постановки этих экспериментов в по¬
левых или лабораторных условиях.
Лабораторные опыты проводят в статических или динамических
условиях, приводя исследуемую почву во взаимодействие с раство¬
рами, содержащими переменные концентрации металлов. По ре¬
115
Глава 8
зультатам опыта строят изотермы сорбции металлов стандартным
методом, анализируя закономерности поглощения с использова¬
нием уравнений Ленгмюра или Фрейндиха.
Накопленный опыт исследования поглощения ионов различ¬
ных металлов почвами с различными свойствами свидетельствует о
наличии ряда общих закономерностей. Количество поглощенных
почвой металлов и прочность их удерживания являются функцией
концентрации металлов в растворах, взаимодействующих с почвой,
а также свойств почвы и свойств металла, влияют также и условия
постановки эксперимента. При малых нагрузках почва способна
поглотить загрязняющие вещества полностью вследствие процес¬
сов ионного обмена, специфической сорбции. Эта способность
проявляется тем сильнее, чем большей дисперсностью характери¬
зуется почва, чем выше в ней содержание органических веществ.
Не меньшее значение имеет реакция почв: повышение pH способ¬
ствует увеличению поглощения почвами тяжелых металлов.
Повышение нагрузки ведет к снижению поглощения. Внесенный
металл поглощается почвой не полностью, но между концентрацией
металла в растворе, взаимодействующим с почвой, и количеством
поглощенного металла имеет место прямолинейная зависимость.
Последующее повышение нагрузки ведет к дальнейшему уменьше¬
нию количества поглощенного почвой металла вследствие ограни¬
ченного количества позиций в обменно-сорбционном комплексе,
способных к обменному и безобменному поглощению ионов метал¬
лов. Ранее наблюдавшаяся прямолинейная зависимость между кон¬
центрацией металлов в растворе и их количеством, поглощенным
твердыми фазами, нарушается. На следующем этапе возможности
твердых фаз почвы поглощать новые дозы ионов металлов почти пол¬
ностью исчерпываются, увеличение концентрации металла во взаи¬
модействующем с почвой растворе практически перестает влиять на
поглощение металла. Способность почв поглощать ионы тяжелых
металлов в широком интервале их концентраций во взаимодейству¬
ющем с почвой растворе свидетельствует о полифункциональности
столь гетерогенного природного тела, каким является почва, о раз¬
нообразии механизмов, обеспечивающих ее способность удерживая
металлы, защищать от загрязнения сопредельные с почвой среды.
Но очевидно, что эта способность почвы не беспредельна.
Экспериментальные данные позволяют определить показате¬
ли максимальной поглотительной способности почв в отношении
металлов. Как правило, количество поглощенных ионов металлов
значительно меньше емкости катионного обмена почв. Например,
максимальная сорбция Cd, Zn, Pb дерново-подзолистыми почвами
116
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
Белоруссии колеблется в пределах 16—43% от ЕКО в зависимости
от уровня pH, содержания гумуса и вида металла (Головатый, 2002).
Поглотительная способность у суглинистых почв выше, чем у су¬
песчаных, а у высоко гумусированных выше, чем у малогумусных.
Влияет и вид металла. Максимальное количество элементов, по¬
глощенных почвой специфически, падает в ряду Pb, Cu, Zn, Cd.
Экспериментально можно определить не только количество
поглощенных почвами металлов, но и прочность их удерживания
почвенными компонентами. Прочность фиксации тяжелых метал¬
лов почвами устанавливается на основе их способности экстраги¬
роваться из загрязненных почв различными реагентами. Начиная с
середины 1960-х гг. предложено множество схем экстракционного
фракционирования соединений металлов из почв, донных отло¬
жений. Объединяет их общая идеология. Все схемы фракциониро¬
вания предполагают прежде всего разделить соединения металлов,
удерживаемые почвой, на непрочно и прочно связанные с почвен¬
ной матрицей (гл. 5). Они предполагают также среди прочно свя¬
занных соединений тяжелых металлов выделить их соединения,
предположительно связанные с главными носителями тяжелых
металлов: силикатными минералами, оксидами и гидроксидами
Fe и Мп, органическими веществами. Среди непрочно связанных
соединений металлов предполагается выделение групп соедине¬
ний металлов, удерживаемых почвенными компонентами за счет
различных механизмов (обменные, специфически сорбирован¬
ные, связанные в комплексы) (Кузнецов, Шимко, 1990; Минкина
и др. 2008).
Различаются применяемые схемы фракционирования соедине¬
ний металлов в загрязненных почвах рекомендуемыми экстраген¬
тами. Все экстрагенты предложены на основании их возможности
переводить в раствор предполагаемую группу соединений метал¬
лов, однако они не могут обеспечить строгую селективность из¬
влечения названных групп соединений тяжелых металлов. Тем не
менее накопившиеся данные о фракционном составе соединений
металлов в загрязненных почвах позволяют выявить ряд общих за¬
кономерностей.
Для разных ситуаций установлено, что при загрязнении почв в
них меняется соотношение прочно и непрочно связанных соеди¬
нений металлов. Одним из примеров являются показатели состоя¬
ния Cu, Pb, Zn в загрязненном черноземе обыкновенном Нижнего
Дона (табл. 8.15).
Способность и к прочному, и непрочному удерживанию тяжелых
металлов проявили все почвенные компоненты. Ионы тяжелых ме¬
117
Глава 8
таллов прочно фиксируются глинистыми минералами, оксидами и
гидроксидами Fe и Мп, органическими веществами (Минкина и др.,
2008). Важно то, что при увеличении общего содержания металлов в
загрязненных почвах в 3—4 раза, соотношение соединений металлов
в них изменилось в сторону увеличения доли непрочно связанных
форм. В свою очередь и в их составе произошло аналогичное из¬
менение соотношения составляющих их соединений: уменьшилась
доля менее подвижных из них (специфически сорбированных) за
счет увеличения доли обменных форм металлов и образующих ком¬
плексы с органическими веществами (табл. 8.15).
Таблица 8.15
Изменение соотношения соединений Cu, Pb, Zn в черноземе обыкновенном
при искусственном загрязнении его солями металлов
Доза
внесения
металла,
Общее содержание Me* (мг/
кг) н соотношение непрочно
(НС) и прочно (ПС) связан¬
ных соединений Me
(% от общего содержания)
Непрочно связанные соединения Me (HQ
(мг/кг) н соотношение составляющих их
соединений (% от количества НС)
мг/кг
Общее содер¬
НС,
ПС,
НС,
Обмен¬
Комплекс¬
Специфиче¬
жание, мг/кг
%
%
мг/кг
ные, %
ные, %
ски сорбиро¬
ванные, %
медь
3
46
9
91
4
9
14
77
10
53
11
89
6
15
9
76
30
73
18
82
13
9
8
83
55
100
20
80
20
7
8
85
100
135
27
73
36
12
19
69
свинец
6
33
12
88
4
20
17
63
25
42
12
88
5
16
14
70
32
60
12
88
7
20
13
67
55
78
14
86
11
30
18
52
100
127
28
72
36
23
16
61
цинк
23
93
20
80
19
6
10
84
50
119
30
70
36
7
4
89
75
140
38
62
53
8
1
91
100
165
42
58
69
11
10
79
300
365
31
69
112
23
26
51
* Me — металл.
118
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
Наряду с повышением общего содержания тяжелых металлов в
загрязненных почвах происходит увеличение относительного со¬
держания более подвижных соединений металлов. Это свидетель¬
ствует об ослаблении буферности почв по отношению к металлам,
их способности защищать сопредельные среды от загрязнения.
В загрязненных металлами почвах существенно меняются важ¬
нейшие микробиологические и химические свойства. Ухудшается
состояние микробоценоза. На загрязненных почвах происходит
отбор более выносливых видов, а менее устойчивые виды микро¬
организмов выбывают. При этом могут появиться новые виды ми¬
кроорганизмов, обычно отсутствующие на незагрязненных почвах.
Следствием этих процессов является снижение биохимической ак¬
тивности почв. Установлено, что в загрязненных металлами почвах
снижается нитрифицирующая активность, в результате чего актив¬
но развивается грибной мицелий и уменьшается количество сапро¬
фитных бактерий. В загрязненных почвах падает минерализация
органического азота. Выявлено влияние загрязнения металлами на
ферментативную активность почв: снижение в них уреазной и де-
гидрогеназной, фосфатазной, аммонифицирующей активности.
Загрязнение металлами влияет на фауну и микрофауну почвы.
При повреждении лесного покрова в лесной подстилке падает чис¬
ленность насекомых (клещей, бескрылых насекомых), при этом
количество пауков и многоножек может оставаться стабильным.
Страдают и почвенные беспозвоночные, часто наблюдается гибель
дождевых червей.
Ухудшаются физические свойства почв. Почвы теряют свой¬
ственную им структуру, в них уменьшается общая порозность, сни¬
жается водопроницаемость.
Изменяются химические свойства почв под влиянием загрязне¬
ния. Эти изменения оцениваются с помощью двух групп показате¬
лей: биохимических и педохимических (Глазовская, 1976). Называ¬
ют эти показатели также прямыми и косвенными, специфическими
и неспецифическими.
Биоиохимические показатели отражают действие загрязняю¬
щих веществ на живые организмы, их прямое специфическое дей¬
ствие. Оно обусловлено влиянием химических веществ на биохи¬
мические процессы в растениях, микроорганизмах, позвоночных и
беспозвоночных обитателях почвы. Результатом загрязнения явля¬
ется снижение биомассы, урожая растений и его качества, возмож¬
но, гибель. Происходит подавление почвенных микроорганизмов,
снижение их численности, разнообразия, биологической актив¬
ности. Биохимическими показателями состояния загрязненных
119
Глава 8
почв служат показатели общего содержания в них загрязняющих
веществ (в данном случае тяжелых металлов), показатели содержа¬
ния подвижных соединений металлов, с которыми непосредствен¬
но связано токсическое действие металлов на живые организмы.
Педохимическое (косвенное, неспецифическое) действие за¬
грязняющих веществ (в данном случае металлов) обусловлено их
влиянием на почвенно-химические условия, которые, в свою оче¬
редь, влияют на условия обитания в почвах живых организмов и
на их состояние. Важнейшее значение имеют кислотно-основные,
окислительно-восстановительные условия, гумусное состояние
почв, ионо-обменные свойства почв. Например, газообразные вы¬
бросы, содержащие оксиды серы и азота, поступая в почву в фор¬
ме азотной и серной кислот, вызывают снижение pH почв на 1—2
единицы. В меньшей степени способствуют понижению pH почв
гидролитически кислые удобрения. Подкисление почв, в свою
очередь, ведет к повышению подвижности различных химических
элементов в почвах, например, марганца, алюминия. Подкисле¬
ние почвенного раствора способствует изменению соотношения
различных форм химических элементов в пользу увеличения доли
более токсичных соединений (например свободных форм алюми¬
ния). Отмечено снижение подвижности фосфора в почве при из¬
быточном количестве в ней цинка. Снижение подвижности соеди¬
нений азота является результатом нарушения при загрязнении почв
их биохимической активности.
Изменение кислотно-основных условий и ферментативной
активности сопровождается ухудшением гумусного состояния за¬
грязненных почв, в них отмечено уменьшение содержания гумуса,
изменение его фракционного состава. Результатом является из¬
менение ионообменных свойств почв. Например, отмечено, что в
черноземах, загрязненных выбросами медного комбината, снизи¬
лось содержание обменных форм кальция и магния, изменилась
степень насыщенности почв основаниями.
Очевидна условность подобного разделения эффектов влияния
загрязняющих веществ на почвы. Хлориды, сульфаты, нитраты
оказывают не только педохимическое действие на почвы. Они мо¬
гут отрицательно влиять на живые организмы и непосредственно,
нарушая ход биохимических процессов в них. Например, сульфа¬
ты, поступившие в почву в количестве 300 кг/га и больше, могут
накапливаться в растениях в количествах, превышающих их допу¬
стимый уровень. Загрязнение почв фторидами натрия ведет к по¬
ражению растений как под влиянием их токсического воздействия,
так и под влиянием вызванной ими сильнощелочной реакции.
120
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
Рассмотрим на примере ртути взаимосвязь природных и техноген¬
ных соединений металла в различных звеньях биогеоценоза, их совмест¬
ное влияние на живые организмы, в том числе на здоровье человека.
Ртуть является одним из наиболее опасных металлов, загряз¬
няющих природные среды. Мировой уровень ежегодной добычи
ртути составляет около 10 тыс. т. Выделяют три основные группы
отраслей промышленности с высокой эмиссией ртути и ее соеди¬
нений в окружающую среду:
1. Предприятия цветной металлургии, производящие металли¬
ческую ртуть из ртутных руд и концентратов, а также путем вторич¬
ной переработки различных ртутьсодержащих продуктов;
2. Предприятия химической и электротехнической промыш¬
ленности, где ртуть используется в качестве одного из элементов
производственного цикла (например, при амальгамировании, с ко¬
торым связано производство ртути, цветных металлов);
3. Предприятия, добывающие и перерабатывающие руды раз¬
личных металлов (помимо ртутных), в том числе путем термиче¬
ской обработки рудного сырья; предприятия, производящие це¬
мент, флюс для металлургии; производства, сопровождающиеся
сжиганием углеводородного топлива (нефть, газ, уголь). В целом
это те производства, где ртуть является попутным компонентом,
иногда даже в заметных количествах.
Вносят вклад в загрязнение ртутью также предприятия черной
металлургии и химико-фармацевтической промышленности, про¬
изводство тепловой и электрической энергии, производство хлора
и каустической соды, приборостроение, извлечение драгоценных
металлов из руд (например, предприятия золотодобывающей про¬
мышленности) и пр. В сельскохозяйственном производстве приме¬
нение средств защиты растений от вредителей и болезней ведет к
распространению ртутьсодержащих соединений.
В процессе добычи, переработки и использования теряется око¬
ло половины производимой ртути. Поступают ртутьсодержащие
соединения в окружающую среду с газовыми выбросами, сточными
водами, твердыми жидкими, пастообразными отходами. Наиболее
значительные потери происходят при пирометаллургическом спо¬
собе ее получения. Ртуть теряется с огарками, отходящими газами,
пылью и вентиляционными выбросами. Содержание ртути в угле¬
водородных газах может достигать 1—3 мг/м3, в нефти 2—10'3 %.
В атмосфере велика доля летучих форм свободной ртути и метилр-
тути, Hg° и (CH3)2Hg.
Обладая продолжительным временем существования (от не¬
скольких месяцев до трех лет), эти соединения могут переноситься
121
Глава 8
на большие расстояния. Только незначительная часть элементар¬
ной ртути сорбируется на мелкодисперсных пылеватых частицах и
в процессе сухого осаждения достигает земной поверхности. Около
10—20 % ртути переходит в состав водорастворимых соединений и
выпадает с осадками, далее поглощается почвенными компонента¬
ми, донными отложениями.
С земной поверхности часть ртути вследствие испарения ча¬
стично вновь поступает в атмосферу, пополняя запас ее летучих
соединений.
Особенности круговорота ртути и ее соединений в природе обу¬
словлены такими свойствами ртути, как ее летучесть, устойчивость
во внешней среде, растворимость в атмосферных осадках, способ¬
ность к сорбции почвами и взвесью поверхностных вод, способ¬
ность к биотическим и абиотическим превращениям (Кузубова и
др., 2000). Техногенные поступления ртути нарушают природный
цикл металла и создают угрозу для экосистемы.
Среди соединений ртути наибольшей токсичностью отлича¬
ются органические производные ртути, прежде всего метилртуть,
диметилртуть. Внимание к ртути в окружающей среде проявилось
в 1950-е гг. Тогда общую тревогу вызвали массовые отравления лю¬
дей, проживающих на берегах залива Минамата (Япония), основ¬
ным занятием которых была ловля рыбы, которая была основным
продуктом их питания. Когда стало известно, что причиной отрав¬
ления явилось загрязнение вод залива промышленными сточными
водами с повышенным содержанием ртути, загрязнение экосисте¬
мы ртутью привлекло внимание исследователей многих стран.
В природных водах содержание ртути невелико, средняя концен¬
трация в водах зоны гипергенеза составляет 0,1 * 10'4 мг/л, океана —
3 х 10'5 мг/л. Ртуть в водах присутствует в одновалентном и двух¬
валентном состоянии, в восстановительных условиях находится в
форме незаряженных частиц. Отличает ее способность к комплек-
сообразованию с различными лигандами. В водах среди соедине¬
ний ртути доминируют гидроксо-, хлоридные, лимоннокислые,
фульватные и другие комплексы. Метильные производные ртути
являются наиболее токсичными.
Образование метилртути происходит главным образом в толщах
вод и осадков пресных и морских вод. Поставщиком метильных
групп для ее образования являются присутствующие в природных
водах различные органические вещества и продукты их деструкции.
Образование метилртути обеспечивают взаимосвязанные биохими¬
ческие и фотохимические процессы. Ход процесса зависит от тем¬
пературы, окислительно-восстановительных и кислотно-основных
122
Загрязнение биосферы тяжелыми металлами
Атмосфера
CH3HgCH3
Вода
Рыба
Донные
отложения
Hg° — Hg(II) ^ CHjHg* -—» CHjHgCHj
H2S
Органические и
неорганические комплексы
HgS
Рис. 8.1. Биохимический цикл ртути в водоемах
(Кузубова и др., 2000)
условий, от состава микроорганизмов и их биологической актив¬
ности. Интервал оптимальных условий для образования метилрту-
ти довольно широк: pH 6—8, температура 20—70 °С. Способствует
активизации процесса повышение интенсивности солнечного из¬
лучения. Процесс метилирования ртути является обратимым, он
сопряжен с процессами деметилирования (рис. 8.1).
Образование наиболее токсичных соединений ртути отмечает¬
ся в водах новых искусственных водохранилищ. В них оказывают¬
ся затопленными массы органического материала, поставляющего
в большом количестве водорастворимые органические вещества,
которые включаются в процессы микробного метилирования.
Одним из продуктов этих процессов являются метилированные
формы ртути. Конечным результатом является накопление ме-
тилртути в рыбе. Эти закономерности четко проявились в моло¬
дых водохранилищах США, Финляндии, Канады. Установлено,
что максимальное накопление ртути в рыбе водохранилищ про¬
исходит через 5—10 лет после затопления, а возврат к естествен¬
ным уровням их содержания может наступить не ранее 15—20 лет
после затопления.
Метилпроизводные ртути активно усваиваются живыми ор¬
ганизмами. Для ртути характерен очень высокий коэффициент
накопления. Кумулятивные свойства ртути проявляются в увели¬
чении ее содержания в ряду: фитопланктон—макрофитопланктон—
планктоноядные рыбы—хищные рыбы—млекопитающие. Это от¬
личает ртуть от многих других металлов. Период полувыведения
ртути из организма оценивается месяцами, годами.
123
Глава 8
Сочетание высокой эффективности усвоения метилированных
соединений ртути живыми организмами и низкой скорости их вы¬
ведения из организмов ведет к тому, что именно в этой форме ртуть
поступает по пищевым цепочкам и максимально накапливается в
организме животных.
Наибольшая токсичность метилртути по сравнению с другими
ее соединениями обусловлена рядом ее свойств: хорошей раствори¬
мостью в липидах, способствующей свободному проникновению в
клетку, где она легко взаимодействует с белками. Биологическим
следствием этих процессов являются мутагенные, эмбриотоксиче-
ские, генотоксические и другие опасные изменения в организмах.
Общепризнано, что для человека рыба и рыбные продукты явля¬
ются преобладающими источниками метилртути. Токсическое ее
действие на организм человека проявляется в основном в пораже¬
нии нервной системы, зон коры головного мозга, ответственных за
сенсорные, зрительные и слуховые функции.
В России в 1980-е годы были впервые проведены широкие ком¬
плексные исследования состояния ртути в биогеоценозе. Это был
район бассейна реки Катунь, где планировалось строительство Ка-
тунской ГЭС. Тревогу вызывало распространение в регионе горных
пород, обогащенных ртутью, в пределах месторождения действова¬
ли ртутные рудники. Предупреждением звучали и результаты ис¬
следований, выполненных к тому времени в разных странах, сви¬
детельствующие об образовании метилированных производных
ртути в водах водохранилищ даже при отсутствии распространения
рудных тел в регионе.
Следствием влияния природных и техногенных потоков ртути
в районе предполагаемого строительства Катунской ГЭС явились
повышенные концентрации ртути в почвах. Отмечена локализация
ртутного загрязнения и в донных отложениях верхней части реки
Катунь. Было составлено несколько прогнозов экологической об¬
становки в районе предполагаемого строительства ГЭС и создания
водохранилища, но в связи с начавшейся перестройкой в стране
работы в этом направлении были приостановлены.
Глава 9
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ НЕФТЬЮ
И НЕФТЕПРОДУКТАМИ
9.1. Масштабы нефтяного загрязнения экосистемы
Одним из распространенных последствий производственной
деятельности человека является загрязнение окружающей среды
нефтью и нефтепродуктами. Вопрос защиты экосистем от нефтя¬
ного загрязнения становится все более актуальным в связи с ро¬
стом общей площади территорий, нарушенных нефтегазовыми
комплексами, высокой степенью техногенных нагрузок на окру¬
жающую среду, сопровождающихся интенсивной загрязненностью
территории, недостаточной развитостью системы предотвращения
и снижения отрицательных воздействий нефтегазового производ¬
ства на окружающую среду.
Загрязнение окружающей среды происходит на всех этапах до¬
бычи нефти. Ежегодно в мире добывается свыше 2,5 млрд т сырой
нефти. Потери составляют около 50 млн т/год. Россия по запасам
нефти занимает одно из первых мест в мире. Запасы ее сосредото¬
чены в нефтегазоносных районах между Волгой и Уралом, на Се¬
верном Кавказе, в Западной и Восточной Сибири, на Сахалине, в
Прикаспии. В этих регионах и получило широкое распространение
нефтяное загрязнение.
Удельный вес запасов нефти и газа России в мировом нефте¬
газовом комплексе составляет 6 и 35 % соответственно. По отно¬
шению к мировым объемам добыча российской нефти составляет
11%, газа — 30 %. Всего в России на 2003 г. было зарегистрировано
1885 нефтяных месторождений, из них 12 месторождений с запаса¬
ми нефти более 300 млн т относятся к уникальным. Максимальная
добыча нефти в России пришлась на 1988 год — 589 млн т. Первич¬
ная переработка нефти на нефтеперерабатывающих предприятиях
в первые годы нового века составила 168 млн т. На нефтеперера¬
батывающих предприятиях страны только в 1999 г. накоплено 689
тыс. т твердых отходов.
Нефтяное загрязнение оказывает многопрофильное воздей¬
ствие на окружающую среду. Состоит оно в загрязнении природ¬
125
Глава 9
ной среды при добыче нефти (разливы нефти или выбросы соленых
пластовых вод), при ее транспортировке, переработке, при исполь¬
зовании нефти и нефтепродуктов, при выбросе отходов нефтепере¬
рабатывающих предприятий. В процессе добычи нефти выбрасы¬
ваются в окружающую среду следующие загрязняющие вещества:
углеводороды 48 %, оксиды углерода 44 %, различные твердые ве¬
щества 4 %. Системой защиты удерживается не более 2,5 % вредных
веществ. В результате загрязнения большие площади оказываются
непригодными для хозяйственного использования. Последствия
загрязнения экосистемы нефтью и нефтепродуктами обусловлены
ее свойствами.
9.2. Свойства нефти и нефтепродуктов,
обусловливающие их влияние на окружающую среду
Нефть — это жидкое полезное ископаемое. Залегает она под
землей на большой глубине в пористых или трещиноватых горных
породах. Обязательными спутниками нефти являются газ и по-
ровые воды. Образование нефти связано с разложением древних
органических остатков, преимущественно растительных. Впер¬
вые идея о растительном происхождении нефти была высказана
М.В. Ломоносовым.
Как природное химическое вещество нефть — это раствор орга¬
нических соединений сложного состава. В составе нефти обнару¬
жено более 450 различных веществ, в основном это парафиновые,
нафтеновые, ароматические углеводороды. В углеводородах рас¬
творены высокомолекулярные смолисто-асфальтеновые вещества
и низкомолекулярные органические вещества. В нефти содержатся
и неорганические вещества: вода, соли, сероводород, соединения
металлов и неметаллов. Элементный состав нефти: С, Н, S,N, ма-
кро- и микроэлементы.
Соотношение компонентов, входящих в нефть, определяет ее
состав, тип, физические свойства. Нефть в природе разнообразна
по фазовому состоянию, по химическому составу, по внешнему
виду, по химическим и физическим свойствам. По физическому
состоянию — это маслянистая жидкость. По внешнему виду раз¬
личается по цвету (от почти бесцветной до темно-коричневой) и
вязкости (от подвижной до густой). На все свойства нефти влияет
ее удельный вес, который варьирует от 0,80 до 0,95. Нефти с боль¬
шим удельным весом (до 1,04) редки.
В состав нефти входят следующие группы углеводородов: али¬
фатические (метановые), циклические насыщенные (нафтено¬
126
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
вые), циклические ненасыщенные (ароматические). Имеются так¬
же смешанные (гибридные) углеводороды: метано-нафтеновые,
нафтеново-ароматические.
Метановые углеводороды. Нефти с преобладанием метановых
углеводородов относятся к метановому типу. Среди метановых угле¬
водородов имеются газообразные, жидкие и твердые. Газообразные
(метан, этан, бутан и др.) растворены в жидких углеводородах и вы¬
деляются при изменении давления. Твердые высокомолекулярные
углеводороды (парафины) также находятся в растворенном состоя¬
нии. Среди метановых разновидностей нефти выделяются высо-
копарафинистые (парафина более 6 %), парафинистые (1,5—6 %),
малопарафинистые (менее 1,5 %).
Нафтеновые углеводороды. Нафтеновые углеводороды присут¬
ствуют во всех типах нефти, но нефти с преобладанием этих угле¬
водородов встречаются очень редко.
Ароматические углеводороды. Среди ароматических углеводоро¬
дов различают низко и высокомолекулярные. Как правило, преоб¬
ладают низкомолекулярные структуры (бензол, толуол, ксилол, на¬
фталины). В подчиненном положении — гомологи 3—6-кольчатых
углеводородов (ПАУ). В некоторых разновидностях нефти содер¬
жатся в значительных количествах 3,4 бенз(а)пирен и другие кан¬
церогенные углеводороды.
Высокомолекулярные ароматические структуры, которые содер¬
жат также О, S, N, представлены смолами и асфальтенами. Смолы —
вязкие вещества, асфальтены — твердые. Те и другие растворены
в жидких углеводородах. Высокое содержание смол и асфальтенов
ведет к увеличению удельного веса и вязкости нефти.
Смолистая нефть не содержит, как правило, твердых парафинов,
а высокопарафиновая нефть — заметного количества смолисто-
асфальтеновых веществ. Нафтеновая нефть содержит минималь¬
ное количество и тех и других.
Существенное значение имеет содержание серы в нефти. Кроме
элементарной серы в ней присутствуют некоторые специфические
сернистые соединения (меркаптаны, сульфиды, тиофаны), прида¬
ющие нефти специфический запах. Присутствие сернистых соеди¬
нений увеличивает токсичность нефти. По содержанию серы нефть
бывает малосерной (серы менее 0,5 %), сернистой (0,5—2,0 %), вы¬
сокосерной (более 2,0 %).
Нефть разделяется на фракции по температуре кипения смесей
различных углеводородов (табл. 9.1).
Важное свойство нефти — растворимость в воде. Она зависит
от свойств нефти и температуры. Растворимость углеводородов в
127
Глава 9
Таблица 9.1
Классификация нефтепродуктов по углеводородному составу
и некоторым физико-химическим свойствам
СЦобрянский, 1988)
Свойства нефти
Классы нефти
ароматические,
нафтеновые
нафтеновые,
ароматические
метано¬
нафтеново¬
ароматические
метановые,
нафтеновые
Уд. вес при 20 °С
Вязкость при 50 °С
Групповой состав:
метановые,
нафтеновые,
ароматические
Выход бензиновых
фракций при 200 °С
0,90-0,95
2-10
0-10
46-60
35-55
5-15
0,87-0,91
1-3
5-20
50-60
20-40
10-25
0,83-0,87
1-2
20-40
45-60
10-25
25-35
0,80-0,83
1-1,5
40-55
35-45
5-10
30-45
воде снижается от низко- к высокомолекулярным. Нефтепродукты
при комнатной и более низких температурах в воде практически не
растворяются.
В литературе используется два определения понятия нефте¬
продукты — техническое и аналитическое. В техническом пони¬
мании нефтепродукты — это товарные сырые нефти, прошедшие
первичную подготовку на промысле, и продукты промышленной
переработки нефти, использующиеся в различных видах хозяй¬
ственной деятельности. Из нефти получают несколько тысяч раз¬
личных нефтепродуктов: авиационные и автомобильные бензины,
реактивные, тракторные, осветительные керосины, дизельное то¬
пливо, мазуты, растворители, смазочные масла, гудроны, нефтя¬
ные битумы и прочие нефтепродукты (парафин, нефтяной кокс,
присадки, нефтяные кислоты и др.). Нефтепродукты состоят из тех
же компонентов сырой нефти, отделенных друг от друга и получен¬
ных путем термокаталитических химических реакций.
Важно различать среди нефтепродуктов прежде всего две груп¬
пы: имеющие легкий состав (бензин, керосин, дизельное топливо,
конденсат) и тяжелый состав (мазут, смазочные масла, битумы).
Более дробное деление на группы нефтепродуктов таково: а) топли¬
ва (бензин, лигроин, керосин, реактивное, дизельное, котельные,
газотурбинное топлива); б) нефтяные масла, парафины, церуины,
вазелины; в) осветительные (керосин); г) растворители; д) прочие
(кокс, сажа, смазки, органические кислоты).
128
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
Топлива, например, — это жидкие углеводороды. Они разли¬
чаются по температуре кипения: начало кипения 200° — бензины
(авиационные, автомобильные топлива), 200—300° керосины, ли¬
гроины (тракторные, реактивные топлива, более 300° — мазуты,
газойли (котельные, газотурбинные топлива).
Нефтяные битумы, напротив, — это твердые продукты. Они при¬
меняются в строительстве, при производстве изоляции, резины.
Парафины, церезины — твердые углеводороды, находящие при¬
менение в нефтехимии, пищевой промышленности, медицине.
Масла — вязкие нефтепродукты, состоящие из высокомолеку¬
лярных углеводородов. Применяются для смазок, гидропередач,
изоляций.
Нефти и нефтепродукты хорошо растворяются в малополярных
органических растворителях. Практически все нефтяные компонен¬
ты полностью растворимы в гексане, бензоле, хлороформе, диэти-
ловом эфире, сероуглероде, четырехлористом углероде. Неполярные
органические растворители — петролейный эфир, гексан — раство¬
ряют всю углеводородную часть нефтей, но не растворяют входящие
в ее состав асфальтены и высокомолекулярные смолы. Посколь¬
ку содержание асфальтенов в нефтях обычно мало (1—2 %), этими
растворителями пользуются для диагностики загрязнения: они не
растворяют полярные органические соединения, не имеющие от¬
ношения к нефти и нефтепродуктам. На практике наибольшее рас¬
пространение для экстракции из почв нефти и нефтепродуктов для
последующего определения их содержания получил гексан.
На этом основании появилось аналитическое понимание тер¬
мина «нефтепродукты», согласно которому в соответствии с ГОСТ
17.1.4.01-80 к нефтепродуктам относят все неполярные и малопо¬
лярные органические вещества, растворимые в гексане. Под это
определение попадают практически все топлива, растворители и
смазочные масла, но не попадают тяжелые смолы и асфальтены,
являющиеся постоянными компонентами нефти и битумов, ряд
других нефтепродуктов, а также вещества, образующиеся из не¬
фтепродуктов при длительном нахождении их в почвах в результате
микробиологических и физико-химических процессов.
Нефть и нефтепродукты и другие, близкие к ним соединения,
находящиеся в природной среде, еще имеют собирательное на¬
звание «битуминозные вещества». Сумму битуминозных веществ,
извлеченных из природных объектов органическими раствори¬
телями, называют битумоидами. Растворы битумоидов обладают
способностью люминесцировать в ультрафиолетовых лучах. Это
свойство используют для диагностики загрязнения в почвах.
129
Глава 9
Сами нефть и нефтепродукты хорошо растворяют различные
неорганические и органические соединения.
9.3. Источники и очаги загрязнения почв нефтью
и нефтепродуктами
Нефти и нефтепродукты рассеиваются в окружающей среде по¬
всеместно, так как в современном мире нет такой области хозяй¬
ственной деятельности человека, где бы они не использовались.
Актуальное практическое значение имеет импактное загряз¬
нение природной среды нефтью и нефтепродуктами. Локальные
источники создают значительную единовременную нагрузку на
почву, воду, биологические объекты, нанося большой ущерб хо¬
зяйству и природе. Добывают нефть преимущественно из скважин
с помощью глубинных насосов, при регулируемом естественном
фонтанировании, путем вытеснения сжатым воздухом или нагне¬
тания воды в нефтяные пласты.
Главные потенциальные источники загрязнения природной
среды нефтью и нефтепродуктами — это нефтепромыслы, нефте¬
перерабатывающие предприятия, нефтехранилища, наземный и
водный транспорт, перевозящий НП. Характеристики этих источ¬
ников приведены в табл. 9.2.
Таблица 9.2
Главные потенциальные источники загрязнения природной среды нефтью
и нефтепродуктами
Предприятия и
сооружения
Источник загряз¬
нения
Основные причины
загрязнений
Загрязняющие вещества
Нефтепро¬
мыслы
скважины
стравливание во вре¬
мя ремонта, наруше¬
ние герметичности,
арматуры, аварий¬
ные выбросы
сырая нефть, товар¬
ная нефть, минерали¬
зованные воды
трубопроводы
коррозия и механи¬
ческие повреждения
труб
NaCl, CaS04 и др.
сборные пункты,
нефтехранилища
испарения углеводо¬
родов в атмосферу,
утечки в результате
нарушения герме¬
тичности емкостей
конденсаты
130
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
Окончание табл. 9.2
Предприятия и
сооружения
Источник загряз¬
нения
Основные причины
загрязнений
Загрязняющие вещества
пункты первич¬
ной подготовки
нефти
то же, что на сборных
пунктах и трубопро¬
водах; сброс сточных
вод
конденсаты, сажа, кан¬
церогенные углеводо¬
роды
факелы
неполное сгорание
нефтепродуктов,
конденсация страв¬
ленных в воздухе
углеводородов
конденсаты, сажа, кан¬
церогенные углеводо¬
роды, сернистые сое¬
динения
Нефтепро¬
воды
нефтепроводы
механические по¬
вреждения труб,
коррозия
товарная нефть, жид¬
кие нефтепродукты
Нефтеперера¬
батывающие,
нефтехрани¬
лища
очистные соору¬
жения, канализа¬
ция
аварии, разгермети¬
зация соединений
трубопроводов, ис¬
парение нефтепро¬
дуктов в атмосферу
сточные воды с неф¬
тью и нефтепродук¬
тами
резервуары для
хранения нефте¬
продуктов
выбросы в атмосфе¬
ру при избыточном
давлении паров, на¬
рушение герметич¬
ности резервуаров
легкие углеводороды,
мазуты, дизельные и
другие топлива
технологические
установки
выбросы через пре¬
дохранительные кла¬
паны
углеводороды, серово¬
дород
факельные систе¬
мы
неполное сгорание
углеводородов, серо¬
водорода отсутствие
пламени на факеле
углеводороды, серово¬
дород, оксиды серы,
углерода, фенолы, бен¬
зол, бенз(а)пирен
Загрязнение ландшафта начинается уже на стадии бурения сква¬
жин. Основные потоки загрязняющих веществ связаны с буровы¬
ми растворами и шламами выбуренных пород. В их состав входит
большое число химических веществ. Для обработки забойной зоны
применяют соляную, серную, азотную кислоты, ПАВ, углеводо¬
роды, растворители (дизельное топливо, керосин, газоконденсат
и др.), водопоглотители (метанол, диэтиленгликоль, ацетон), во¬
дорастворимые полимеры, ингибиторы отложения солей (про¬
131
Глава 9
изводные карбоновых кислот и сульфокислот, растворы хлорида
натрия, гидроксида калия и др.), ингибиторы коррозии (амины,
амиды, карбоновые кислоты и др.).
Второй поток загрязняющих веществ связан с бурением скважин.
Он представлен смесью выбуренных пород и буровых растворов.
Третья группа техногенных потоков веществ — буровые сточ¬
ные воды, которые содержат все используемые реагенты, включая
нефть, нефтепродукты, сероводород и пр. Объемы отходов бурения
на каждую скважину велики. Скважин в нефтедобывающих райо¬
нах очень много, например в Западной Сибири за 20 лет (1965—
1985) пробурено около 50 тысяч скважин, и темпы роста их числен¬
ности в условиях возрастающего спроса на нефть увеличиваются.
На нефтепромыслах загрязнение идет преимущественно неф¬
тью и нефтепродуктами. Сырая нефть (пластовые жидкости) и то¬
варная нефть (обессоленная нефть) разливаются на поверхности
при авариях на скважинах, нефтепроводах, потери нефти при этом
велики. На территории бывшего СССР ежегодно происходило око¬
ло 700 крупных аварий на газо- и нефтепроводах, при которых те¬
рялось 7—30 % добываемой нефти.
Наиболее активно идет загрязнение нефтью на следующих эта¬
пах: на нефтепромыслах (десятки и сотни квадратных км), на экс¬
плуатационных и разведочных скважинах; при авариях на скважи¬
нах и нефтепроводах; в местах переработки и потребления нефти.
Модули техногенного давления нефти различаются существенно:
от 5 т/км2 в Средней и Восточной Сибири, на Дальнем Востоке до
100—200 т/км2 и более в Поволжье, Донбассе, Подмосковье.
В районе нефтепромыслов основные загрязняющие вещества —
сырая нефть и высокоминерализованные нефтяные и сточные
воды, продукты сжигания попутных газов.
Наименее управляемый источник загрязнения — это нефтепро¬
воды, по которым перекачивают сырую и товарную нефть, а также
различные жидкие нефтепродукты. Нефтепроводы густой сетью
располагаются в районах нефтедобычи. Аварии нефтепроводов ча¬
сто происходят вблизи рек, по которым нефть разносится на боль¬
шие расстояния.
Нефтеперерабатывающие предприятия и нефтехранилища —
локальные источники загрязнения. Они загрязняют природную
среду главным образом через атмосферу и сточные воды. Единов¬
ременные выбросы на почву при этом относительно невелики, но
их постоянное действие создает вокруг источника значительный
ареал устойчивого загрязнения. Например, нефтеперерабатываю¬
щий завод производительностью 12 млн т нефти, только через пре¬
132
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
дохранительные клапаны на технологических установках выбрасы¬
вает в атмосферу около 100 т углеводородов в сутки.
9.4. Влияние нефти и нефтепродуктов на окружающую среду
Природную среду загрязняют главным образом сырая нефть,
топлива, масла, нефтяные битумы, сажа. Наиболее распростране¬
ны первые две группы подвижных нефтепродуктов. Влияние сы¬
рой нефти на природные объекты определяется токсичностью ее
основных компонентов. В составе нефти всегда есть легкие фрак¬
ции и тяжелые. К легким относятся фракции, представленные
метановыми, циклическими (нафтеновые и ароматические) угле¬
водородами. Наиболее токсичные из них — ароматические угле¬
водороды (арены). Бензол оказывает наиболее быстрое влияние. С
ПАУ связаны отдаленные последствия, включая канцерогенные.
Опасны и сернистые соединения, присутствующие в нефти, осо¬
бенно сероводород и меркаптаны.
Активное испарение легких фракций нефти происходит в сте¬
пях и пустынях. Тяжелые фракции там подвергаются ускоренной
минерализации. Результаты обследования загрязненных нефтью
почв Азербайджана показали, что уже через год в почве сохрани¬
лось около 30 % остаточной нефти, более прочно связанной с по¬
чвенным материалом.
Негативные экологические процессы в нефтедобывающих
районах связаны не только с влиянием компонентов нефти, но и
с влиянием высокоминерализованных вод, сопутствующих нефти.
По составу эти воды хлоридно-натриевые и хлоридно-кальциевые.
Все воды высоко минерализованы. Выделяют рассолы (солей со¬
держат более 100 г/л) и соленые воды (солей 10—50 г/л). В них при¬
сутствуют галогены (Cl, Вг, I), а также В, Sr, Ва.
Еще одна группа веществ, поступление которых связано с газа¬
ми и аэрозолями пиролитических процессов, источником которых
являются факелы, запальные свечи. В число этих веществ входят
различные углеводороды, включая 3,4 бенз(а)пирен, сажу, оксиды
серы, азота, углерода, сероводород,
В воздух выбрасывается большое число веществ разных классов
опасности (табл. 9.3).
Наиболее опасен из них 3,4 бенз(а)пирен. Повышение его со¬
держания в окружающей среде влечет за собой тяжелые экологиче¬
ские последствия. Опасные для живых организмов количества 3,4
бенз(а)пирена присутствуют в почвах нефтедобывающих районах
России в ранние сроки после загрязнения (табл. 9.4).
133
Глава 9
Таблица 9.3
Продукты пиролиза углеводородов, сопутствующих нефти
Вещество
Класс опасности
Вещество
Класс опасности
3,4 бенз(а)пирен
1
меркаптан
1
Сероводород
2
сернистый ангидрид
3
Сажа
3
оксид азота
3
Оксид углерода
4
аммиак
4
Таблица 9.4
Содержание 3,4 бенз(а)пирена в загрязненных почвах
нефтедобывающих районов РФ
(Солнцева, 1998)
Природная
зона
Загрязнитель
Почва, время
после загряз¬
нения
Глубина,
. см
3,4 бензпи-
рен, нг/г
Превышение
ПДК
Северная
сырая нефть
тундрово-
5-9
45
2,3
тайга, Запад¬
глеевая, через
9-16
81
4,1
ная Сибирь
год после
16-27
1
< 0,005
загрязнения
Южная тай¬
сырая нефть
дерново-
0-6
1813
91
га, Пермское
подзолистая,
6-15
1924
96
Прикамье
через полгода
15-28
2882
144
после загряз¬
49-83
813
41
нения
Широко¬
сырая нефть
а) буроземно-
83-101
44
2
лиственные
подзолисто-
101-120
6
0,3
леса. При¬
глеевая, через
0-6
32
1,6
карпатье
десятилетия
23-39
0,14
0,01
после загряз¬
39-59
0,14
0,01
нения;
110-120
0,53
0,03
б)дерново-
0-10
2450
123
глеевая, через
10-26-
1701
85
несколько
десятилетий
Нефть и нефтепродукты оказывают влияние на природные воды.
Несмотря на низкую растворимость в воде, небольшого количества
нефти достаточно, чтобы резко ухудшилось качество воды. Обыч¬
но нефтяные компоненты образуют с водой эмульсию, которую
трудно разрушить. Чаще всего нефть плавает на поверхности воды
в виде пленки, обволакивая взвешенные частицы, оседая с ними на
134
Состав почвенно-грунтовых вод в районах добычи нефти
(Тентюков, 1988)
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
а
я
к
VO
Н
Сухой
остаток,
мг/л
417-1950
501
380
65-99
5680
98
Состав солей, мг/л
+
X
Z,
он
*0 н
он
он
5
0,5
Ь
6-22
12
11-19
2-7
+
б
30-220
52
100-104
8-12
40
m чо
и
♦
"я
о ■"
Д сЗ 1 1
В £°"
1886
21
ЮЭН
37-51
16
24-49
8-12
305
49
о*
<л
К VO 7 7
1-11
vA VO ОО
Ю £ -
12
21
t
Р -
<*> ON £ <7
1 & 1
3009
6
Загрязнитель
а) сырая нефть,
б) сточные воды
в) сточные воды
г) воды фоновой тер¬
ритории
а) сточные воды,
б) воды фоновых тер¬
риторий
Район, месторож¬
дение
Волго-Уральский
регион
Ярино-Каменно-
ложское место¬
рождение
Западно-Сибир¬
ский регион
Уренгойское
месторождение
дно. Поверхностные воды
в районах нефтедобычи за¬
грязнены минеральными
солями, органическими за¬
грязняющими веществами,
в частности различными
ПАУ.
Одновременно с загряз¬
нением поверхностных
вод меняется состав и
почвенно-грунтовых вод
(табл. 9.5). Содержание от¬
дельных веществ может по¬
вышаться на 1—2 порядка.
Основными солями в этих
водах являются хлориды.
Обнаруживаются и органи¬
ческие поллютанты, в том
числе ПАУ.
Загрязнение может за¬
трагивать (продолжитель¬
ностью 3—4 года) пласты
подземных вод питьевого
назначения. Минерализа¬
ция их под влиянием за¬
грязнения может повы¬
шаться на 1—2 порядка.
В ряде нефтедобывающих
районов (Татарстан, Баш¬
кортостан) загрязнение
подземных вод отмечается
по всей глубине геологиче¬
ского разреза.
Любая из форм серы, на¬
ходящейся в нефти (серово¬
дород, сульфиды, меркапта¬
ны, свободная сера), оказы¬
вает токсичное воздействие
на живые организмы. С уве¬
личением сернистости уве¬
личивается опасность се¬
роводородного заражения
135
Глава 9
нефтезагрязненных почв с избыточным увлажнением (оглеенных,
болотных, луговых).
Следствием загрязнения нефтью является деградация расти¬
тельного покрова (Пиковский, 1993; Солнцева, 1998). Происходит
замедление роста растений, хлороз, некроз, нарушение функции
фотосинтеза и дыхания. Обволакивая корни растений, тяжелые
нефти и нефтепродукты резко снижают поступление влаги, что
приводит к гибели растения. Эти вещества малодоступны микро¬
организмам, процесс их деструкции идет очень медленно, иногда
десятки лет. Наблюдается недоразвитие растений вплоть до отсут¬
ствия генеративных органов.
Под влиянием углеводородов отмечается гибель неустойчивых
видов растений. Вследствие этого происходит обеднение видового
состава растительности, формирование ее специфических ассо¬
циаций вдоль технических объектов, изменение нормального раз¬
вития водных организмов. Отмечается олуговение, формирование
болотной растительности, появление галофитных ассоциаций. Из¬
меняется химический состав растений, в них происходит накопле¬
ние органических (включая ПАУ) и неорганических загрязняющих
веществ. Растения в результате погибают.
Происходят изменения в структуре биоценозов: в почвах изме¬
няется состав почвенных обитателей, в водоемах обедняется видо¬
вой состав и численность ихтиофауны вплоть до полного замора
рыб, в наземных экосистемах изменяется численность птиц и мле¬
копитающих.
9.5. Влияние нефти и нефтепродуктов на почву
В почвах нефть и нефтепродукты находятся в следующих фор¬
мах: а) в пористой среде — в парообразном и жидком легко подвиж¬
ном состоянии, в свободной или растворенной водной или водно¬
эмульсионной фазе; б) в пористой среде и трещинах — в свободном
неподвижном состоянии, играя роль вязкого или твердого цемента
между частицами и агрегатами почвы; в) в сорбированном состоя¬
нии — на частицах горной породы или почвы (в том числе на ча¬
стицах органических веществ); г) в поверхностном слое почвы или
грунта — в виде плотной органо-минеральной массы.
Как свободные, так и малоподвижные связанные формы нефте¬
продуктов легко отдают летучие фракции в атмосферу, а раство¬
римые соединения — в воду. Этот процесс полностью не прекра¬
щается со временем, так как микробиологические процессы транс¬
формации углеводородов приводят частично к образованию лету-
136
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
чих и воднорастворимых продуктов их метаболизма. По соотно¬
шению тяжелых и легких фракций нефти и содержанию парафина
можно судить о скорости испарения, вымывания, опасности це¬
ментации почв.
Пропитывание нефтью почвенной массы приводит к измене¬
ниям в химическом составе, свойствах и структуре почв. Прежде
всего это сказывается на гумусовом горизонте: количество углерода
в нем резко увеличивается, но ухудшается свойство почв как пи¬
тательного субстрата для растений. Гидрофобные частицы нефти
затрудняют поступление влаги к корням растений, что приводит к
физиологическим изменениям последних. Продукты трансформа¬
ции нефти резко изменяют состав почвенного гумуса. На первых
стадиях загрязнения это относится в основном к липидным и кис¬
лым компонентам. На дальнейших этапах за счет углерода нефти
увеличивается содержание нерастворимого гумина. В почвенном
профиле возможно изменение окислительно-восстановительных
условий, увеличение подвижности гумусовых компонентов и ряда
микроэлементов.
Все вещества, входящие в состав нефти и нефтепродуктов, явля¬
ются токсичными, нередко канцерогенными.
Загрязнение нефтью приводит к резкому нарушению в почвен¬
ном микробиоценозе. Комплекс почвенных микроорганизмов от¬
вечает на нефтяное загрязнение после кратковременного ингиби¬
рования повышением своей численности и усилением активности.
Прежде всего это относится к углеводородоокисляющим микро¬
организмам, количество которых резко возрастает по сравнению с
незагрязненными почвами. Сообщество микроорганизмов в почве
принимает неустойчивый характер. По мере разложения нефти в
почве общее содержание микроорганизмов приближается к фоно¬
вым значениям, но количество нефтеокисляющих бактерий (на¬
пример, в почвах южной тайги до 10—20 лет) значительно превы¬
шает те же группы в незагрязненных почвах.
Нефтяное загрязнение подавляет фотосинтетическую актив¬
ность растительных организмов. Это сказывается прежде всего на
развитии почвенных водорослей. В зависимости от дозы нефти,
попавшей в почву, и сохранности почвенного и растительного по¬
крова наблюдаются различные реакции почвенных водорослей:
от частичного угнетения и замены одних группировок другими
до выпадения отдельных групп или полной гибели всей популя¬
ции. Индикационным признаком экстремальных условий, нахо¬
дящихся на грани зон толерантности и резистентности, является
изменение видового состава водорослей. Динамика и степень са¬
137
Глава 9
моочищения в пределах зоны толерантности отражаются в чис¬
ленности водорослей.
Загрязнение почв нефтью и нефтепродуктами оказывает дли¬
тельное отрицательное воздействие на почвенных животных, вы¬
зывая их массовое удаление. Отрицательное действие загрязнения
осуществляется в результате прямого контакта с нефтью и через из¬
менение свойств загрязненных почв.
Действие различных фракций нефти на живые организмы раз¬
лично. Легкие фракции нефти и нефтепродуктов, богатые бензи¬
ном, обладают повышенной токсичностью для живых организ¬
мов. Летучие фракции проявляют эффект сразу после контакта с
почвой и ее обитателями. В то же время действие этих фракций
кратковременно. Они быстрее испаряется и ее воздействие на
природную среду относительно кратковременно. Их испаряе¬
мость способствует быстрому самоочищению компонентов при¬
родной среды.
Легкие нефтепродукты в значительной степени разлагаются и
испаряются еще на поверхности почвы, легко смываются водными
потоками. Путем испарения из почвы удаляется от 20 до 40 % лег¬
ких фракций нефти.
Эффект тяжелых фракций проявляется позже. Тяжелые фрак¬
ции нефти малоподвижны и могут создавать устойчивый очаг за¬
грязнения, очищение природной среды от них протекает с трудом.
Тяжелые нефти, содержащие значительное количество смол, ас-
фальтенов и тяжелых металлов, оказывают не только токсичное
воздействие на организмы, но и значительно изменяют водно¬
физические свойства почв. Они ухудшают водно-физические свой¬
ства почв из-за цементации порового почвенного пространства
Попадание парафиновой нефти в почву ведет к нарушению влаго-
обмена почвы на долгий срок. Они опасны для почвы, так как, имея
низкую температуру застывания, они прочно закупоривают поры и
каналы почвы, по которым происходит обмен веществ между по¬
чвой и сопредельными средами.
В процессе трансформации и перераспределения загрязняю¬
щих веществ создаются гидро-атмо-лито-биогеохимические ано¬
малии со сменой сочетаний различных веществ и геохимических
обстановок.
Очень токсичны ароматические углеводороды ПАУ, среди кото¬
рых много канцерогенов. Высокотоксичны метановые углеводоро¬
ды, особенно нормальные алканы с короткой углеродной цепью,
составляющие основу легких фракций нефти. Их летучесть способ¬
ствует быстрому испарению этих компонентов нефти.
138
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
Значительное влияние на вязкость нефти оказывают твердые
метановые углеводороды (парафины), содержание которых в нефти
может достигать 15—20 %. Твердые парафины плохо разрушаются.
Отрицательное влияние смолисто-асфальтеновых компонентов
обусловлено их вязкостью и плотностью, которые ведут к измене¬
нию физико-химических свойств почв и иногда — к их цементации.
Влиять могут и присутствующие в составе нефти микроэлементы,
вызывающие повышение не только их общего содержания в почве,
но и содержания подвижных соединений этих элементов (As, Со,
Cu, Pb, Hg, Ni, V, Fe, Мп).
Большое значение для почв имеют высокоминерализованные
пластовые воды, влияющие на почвообразование. В почвах уста¬
навливается щелочная реакция, изменяющая ход различных про¬
цессов, прежде всего гумусообразования. Высокая доля ионов
натрия меняет состав обменных катионов, что оказывает влия¬
ние на физические свойства почвы, способствует их оглеению.
По наблюдениям Н.П. Солнцевой (1998), в северотаежных усло¬
виях дерново-подзолистая почва уже через год после нефтяного
загрязнения трансформируется в техногенный битуминозный со¬
лончак, через 4 года почва классифицируется как битуминозный
солончаковатый солонец, через 15 лет — как битуминозный соло¬
нец, а через 20 лет — как битуминозный осолодевающий солонец.
9.6. Превращения нефти и нефтепродуктов в экосистеме
Нефть и нефтепродукты подвергаются в воздухе, водах, почвах
воздействию биотических и абиотических факторов. Химические
процессы превращения нефти и нефтепродуктов включают:
1) окисление молекулярным, атомарным кислородом, озоном,
перекисью водорода;
2) фотохимическое разложение под влиянием ультрафиолетого
излучения, когда под действием солнечного света происходит пол¬
ное разложение молекул углеводородов до простых веществ, на¬
пример С02, СО, Н20.
Более активны биотические процессы превращения нефти и
нефтепродуктов. При разложении нефти и нефтепродуктов микро¬
организмами происходят процессы трансформации углеводородов
двух видов. Для первого типа характерны следующие процессы:
углеводороды разлагаются до низкомолекулярных органических
кислот, которые могут участвовать в природных циклах углерода.
При этом происходят следующие превращения: а) биоконцентри¬
рование — усвоение углеродсодержащих веществ непосредственно
139
Глава 9
из окружающей среды, без учета поступления с питанием; б) био¬
умножение — усвоение этих веществ при питании; в) биоаккумуля¬
ция — усвоение по первому и второму типу; г) экологическое обо¬
гащение — наращивание концентрации вещества в экосистеме при
переходе от более низкого ее уровня к более высокому.
Второй механизм — кометаболизм. В результате процессов окис¬
ления, восстановления, гидролиза происходит встраивание ксеноби¬
отиков в макромолекулы органических веществ. Предполагается воз¬
можным встраивание продуктов разрушения углеводородов нефти в
структуру гумуса и их закрепление. Процессы трансформации зависят
от состава углеводородов и строения молекул органических веществ.
Экосистемное значение имеют процессы самоочищения био¬
сферы от нефти и нефтепродуктов. Эти процессы зависят от
свойств самой нефти, а также от внешних условий, особенно кли¬
матических. Однако во всех условиях снижение содержания не¬
фтепродуктов в почвах происходит по экспоненте: содержание их
резко падает в первые сроки (первые два-три месяца), затем тем¬
пы снижаются. Уменьшение содержания нефти в почвах вызвано
рядом причин: испарением легких фракций, минерализацией не¬
фтепродуктов, физическим выносом с водными потоками, гуми¬
фикацией (в частности, превращением в нерастворимые продукты
микробиологического метаболизма).
В наиболее общем случае выделяют три этапа процесса самоо¬
чищения земель от нефтяного загрязнения. Трансформация нефти
в почве начинается сразу же после ее поступления в почву. Первый
этап длится в среднем 1,5 года. При этом преобладают физико¬
химические процессы, вымывание и проникновение нефти вглубь,
испарение легких фракций, окисление атмосферным кислоро¬
дом, фотохимическое разложение углеводородов. Идет процесс
разрушения метано-нафтеновых фракций, снижение за этот счет
количества полициклических ароматических углеводородов и
нафтено-ароматической фракции, относительно увеличивается
доля смолистых веществ. Концентрация нефти в почве в среднем
может снизиться на 40—50 %.
Устойчивость проявляют все ПАУ нефти, в том числе 3,4 бенз(а)
пирен, Частично они могут разрушаться в результате фотохимиче¬
ских процессов, протекающих под действием ультрафиолетовых
лучей, а также при окислении различными оксидантами.
Микробиологические процессы на этом этапе подавлены из-за
сильного токсического действия подвижных компонентов нефти.
Второй этап длится в среднем 3—4 года. Скорость процесса де¬
струкции нефти при этом снижается. На этом этапе возрастает до
140
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
25 раз численность микроорганизмов, способных окислять углево¬
дороды. Повышается их активность в процессе разложения неф¬
ти. Он сопровождается разрывом С—С связей в углеводородах и
разрушением самых токсичных метано-нафтеновых фракций, при
этом возрастает относительное содержание наиболее устойчивых
соединений.
Третий этап начинается через 4,5—5 лет после разлива. На этой
стадии в деструкцию нефти включается широкий набор микроорга¬
низмов различных групп. Начинают разлагаться наиболее устойчи¬
вые смолисто-асфальтеновые компоненты. Это наименее токсичные
фракции, в целом они исчезают за 10—12 лет. В результате образуют¬
ся конечные продукты разрушения нефти: оксикериты и гуминоку-
риты, которые вовлекаются в процессы гумусообразования.
В зависимости от условий соотношение названных процессов
разное. Есть результаты наблюдений хода этих процессов в разных
природных зонах. Например, почвы сухих субтропиков оказались
небогаты легкими фракциями. Содержание их за 3 мес. снизилось
больше, чем на 50 %, а за год — на 65 %. Минерализации подвер¬
глось не более 27 %. Около 40 % углеводородов осталось на месте в
виде нерастворимых продуктов метаболизма. Физического выноса
не было.
В гумидной зоне южной тайги за 3 месяца потери углеводородов
составили 70 %, за 12 мес. — почти 90 %. Интенсивность процессов
испарения и минерализации была невелика в условиях низких тем¬
ператур. В гумификации участвовало не более 20 %. Основная часть
нефти оказалась вынесенной водными потоком за пределы опытно¬
го участка. Здесь самоочищение кажущееся: нефть не разложилась, а
рассеялась, загрязняя воды и почвы сопряженных ландшафтов.
9.7. Локальное обследование ландшафтов, загрязненных нефтью
и нефтепродуктами, и выявление их региональных изменений
Потоки нефти и нефтепродуктов могут быть видимыми и скры¬
тыми (внутрипочвенными). Видимые потоки и загрязненные неф¬
тями территории выделяются визуально, при их наличии источни¬
ки загрязнения определяются без затруднений.
Скрытые потоки возникают чаще всего в результате аварий тру¬
бопроводов, проходящих на некоторой глубине. Появление скры¬
тых потоков нефти фиксируется по резкому увеличению содержа¬
ния нефтепродуктов в грунтовых водах, в реках, ручьях, каналах,
озерах, прудах. Внутрипочвенные потоки проявляют себя выходом
на склонах, на стенках канав, кюветов. Скрытое загрязнение может
141
Глава 9
быть зафиксировано по изменению растительного покрова: пожел¬
тение травы, засыхание деревьев и кустарников.
Контроль за нефтезагрязнением производят вблизи мест веро¬
ятного импактного загрязнения: нефтепромыслов, нефтепроводов,
нефтеперерабатывающих заводов, нефтехранилищ.
Основные задачи: определить источник и центр разлива нефти,
направление движения потока и ареалы загрязнения, изменение
растительности, установление состава основных и сопутствующих
компонентов (минерализованных солей, металлов и неметаллов),
выявить степень и характер трансформации почв, определить воз¬
можности самоочищения почв.
Для выделения на карте зоны распространения нефтяного пото¬
ка горизонтально и вертикально необходимо прежде всего опреде¬
лить ландшафтно-геохимическую позицию исследуемого участка:
тип элементарного ландшафта, тип геохимического сопряжения в
ландшафте, которые определяют характер перемещения вещества:
соотношение бокового и вертикального стоков, формы миграции,
характер геохимических и физических барьеров. Для определения
типа сопряжения важное значение имеют глубина просачивания
атмосферных вод, глубина залегания грунтовых вод.
Исходя их этих условий, на обследуемой территории закладыва¬
ется серия почвенных разрезов. Количество их зависит от сложно¬
сти рельефа. Разрезы объединяются в систему профилей, которые
протягиваются в направлении движения поверхностного стока от
места разлива до места аккумуляции. Из разрезов отбираются по¬
чвенные пробы и анализируются.
По результатам анализа почвенных проб рисуется картина за¬
грязнения. В среднем содержание нефти и нефтепродуктов в за¬
грязненных почвах колеблется от 0,1 до 1,0 г/кг. Почвы относятся
к загрязненным нефтью и нефтепродуктами в том случае, когда со¬
держание их в сопредельных с этими почвами средах (водах, воз¬
духе, растениях) превышает допустимые уровни.
Наряду с проявляемом в разной форме и степени загрязнении
почв (морфологические, физические, водно-физические, хими¬
ческие и физико-химические свойства) происходит вымывание
нефти и нефтепродуктов в подземные и поверхностные воды, на
водной поверхности появляются пленки или нефтяные эмульсии.
Наблюдается угнетение и деградация растительного покрова, па¬
дает его видовое разнообразие, нарушается состояние многих ви¬
дов живых организмов (микроорганизмы, альгофауна, мезофауна,
животные). Падает продуктивность и природных, и сельскохозяй¬
ственных ландшафтов.
142
Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами
Наибольшую опасность представляют аварийные разливы неф¬
ти, высокая степень риска обусловлена большой протяженностью
и недостаточной надежностью нефтепроводов, особенно если они
пересекаются с водными объектами. Опасность усугубляется нена¬
дежностью нефтешламовых амбаров, предназначенных для захо¬
ронения отходов бурения, недостаточно оперативной рекультива¬
цией загрязненных земель.
В России официально утвержденные нормативы допустимого
уровня содержания нефти в почве не разработаны. Однако есть
опыт оценки загрязнения различных почв нефтью, который может
служить ориентиром для характеристики экологического состоя¬
ния экосистемы в регионах, подверженных нефтяному загрязне¬
нию (табл. 9.6).
Таблица 9.6
Оценка степени загрязнения нефтью и нефтепродуктами почв
черноземной зоны Украины
(Другое, Родин, 2000)
Степень загрязнения почвы
Содержание нефти, мг/кг
Слабое
3000-6000
Среднее
6000-12 000
Сильное
12 000-25 000
Очень сильное
> 25 000
В табл. 9.7 приведены показатели загрязнения нефтью почв и
растений в таежных регионах.
Таблица 9.7
Показатели загрязнения земель нефтью
(Технология восстановления почв 2003)
Ландшафтно¬
геохимический район
Степень за¬
грязнения
Содержание
остаточной нефти,
мг/кг
Степень отмирания рас¬
тительности
травянистая
древесная
Мерзлотно-тундрово¬
умеренное
< 10 000
неполное
неполное
таежный
> 10 000
неполное
неполное
Таежно-лесной
умеренное
< 30 000
неполное
неполное
> 30 000
неполное
неполное
Очевидно, что нефтяное загрязнение сказывается не только на
локальном, но и на региональном уровне.
143
Глава 10
ЗАГРЯЗНЕНИЕ БИОСФЕРЫ ОРГАНИЧЕСКИМИ
ТОКСИКАНТАМИ
Экотоксиканты органического происхождения, к которым от¬
носятся полиароматические углеводороды, хлорорганические сое¬
динения, пестициды, летучие органические соединения и другие,
обладают в разной степени канцерогенной, терратогенной, имун-
нотоксической, эмбриотоксической, гепатотоксической, геноток¬
сической, токсидермальной активностью и вызывают у людей и
животных широкий ряд опасных заболеваний. Содержание наибо¬
лее токсичных и устойчивых в природной среде органических за¬
грязнителей контролируют при экологическом мониторинге.
Наиболее стойкие органические загрязнители (СОЗ) {persistent
organic pollutants) относятся к классу хлорорганических соединений.
Мировым сообществом признано 12 наиболее опасных соедине¬
ний из числа СОЗ: полихлордибензодиоксины (ПХДД), полихлор-
дибензофураны (ПХДФ), полихлорбифенилы (ПХБ), гексахлор¬
бензол (ГХБ), а также 8 пестицидов — ДЦТ, альдрин, дильдрин,
эндрин, хлордан, мирекс, токсафен и гептахлор.
Для стойких органических загрязнителей характерны высокая
миграционная активность в окружающей среде: они легко перено¬
сятся на большие расстояния с атмосферными массами, природны¬
ми водами, мигрирующими животными. Эти химические вещества
накапливаются в жировых тканях живых организмов и являются
причиной острых и хронических воздействий на организм чело¬
века. Обычно СОЗ попадают в организм человека через пищевую
цепочку (Доронина и др., 2005).
Механизмы воздействия СОЗ сложны и состоят из ряда после¬
довательных событий, протекающих на молекулярном уровне, что
приводит к изменениям в регуляции работы генов и жизнедеятель¬
ности клеток. Они обладают гормоноподобным действием, но, не
будучи истинными гормонами, нарушают нормальное функциони¬
рование эндокринной системы. В силу специфического действия
на организм СОЗ стали называть эндокринными деструкторами
(endocrine — disrupting contaminants).
144
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Основные механизмы деструктивного действия СОЗ на эндо¬
кринную систему сводятся к следующему (Ю.П. Гичев, 2003):
— имитация специфических эффектов гормонов (особенно
эстрогенов, андрогенов, тиреоидных гормонов);
— блокирование взаимодействия гормонов с рецепторами;
— влияние на метаболизм гормонов (например, ускорение про¬
цессов гидроксилирования и дезактивации);
— влияние на синтез основных гормонов;
— изменение количества специфических рецепторов гормонов;
— взаимодействие с естественными гормонами по типу антаго¬
низма.
Основные эффекты негативного воздействия СОЗ на живые ор¬
ганизмы и здоровье человека объединены в табл. 10.1.
Таблица 10.1
Воздействие СОЗ на живые организмы и здоровье человека
(по Б.А. Ревину и др., 2004, с некоторыми изменениями)
Вещество
Воздействие
ддт
Подавление синтеза зеленых водорослей.
Нарушение репродуктивной функции у животных, в том числе
утончение яичной скорлупы у птиц. Причина резкого падения
численности популяции аллигаторов во Флориде.
Возможный канцероген для человека, вероятный фактор риска
развития рака молочной железы.
Высокие дозы воздействуют на нервную систему (конвульсии,
тремор, мышечная слабость).
Альдрин,
дильдрин,
эндрин
Подавление иммунной системы у животных.
При высоком уровне воздействия приводит к нарушениям функций
печени и нервной системы.
Воздействие на репродуктивную фунцию и поведение (диэлдрин).
Хлордан
Возможный канцероген для человека. В высоких концентрациях,
вероятно, способствует развитию рака молочной железы.
Гептахлор
Влияние на уровень прогестерона и эстрогена у лабораторных крыс.
Нарушения нервной системы и функции печени.
Мирекс
Возможный канцероген для человека.
Подавление иммунной системы.
Токсическое воздействие на плод и органы зрения (приводит к
образованию катаракты) у крыс. При долгосрочном экспонировании
малыми дозами вызывает гипертрофию печени у крыс.
Токсафен
Возможный канцероген для человека.
Нарушение репродуктивной функции у млекопитающих.
145
Глава 10
Окончание табл. 10.1
Вещество
Воздействие
ГХБ
Возможный канцероген для человека.
Изменение функции клеток белой крови и возникновение мета¬
болического заболевания печени при производственном экспо¬
нировании.
Изменение образования стероидных гормонов.
Увеличение щитовидной железы, образование рубцов и проявление
артрита у потомства.
пхдц,
ПХДФ
Политропность воздействия на животных — поражение иммунной
системы, печени, синдром истощения, нарушение порфиринового
обмена, влияние на ферментные системы, подавление процесса кро¬
ветворения, нарушение репродуктивной функции, трансплацентар¬
ный эффект; тератогенный эффект — врожденные пороки развития
у крыс, мышей, обезьян; канцерогенный эффект ТХДЦ — опухоли
печени, легких и других локализаций у крыс и мышей; ТХДЦ — воз¬
можный канцероген для человека (возможный фактор риска рака мо¬
лочной железы, легких, желудка, печени и желчных путей и др.); кож¬
ные проявления (хлоракне); неврологические эффекты; воздействие
на репродуктивное здоровье, эндокринную и иммунную системы;
медико-генетические нарушения (увеличение числа хромосомных
аберраций).
ПХБ
Нарушение репродуктивной функции у животных (норка, скопа,
орел, тюлень, выдра).
Возможный канцероген для человека; нарушение репродуктивного
здоровья, влияние на нервно-психическое развитие детей.
В 2002 г. многие страны, включая Россию, подписали Стокголь¬
мскую конвенцию о СОЗ, направленную на сокращение выбросов
СОЗ в окружающую среду, а также на проведение научных исследо¬
ваний по изучению судьбы СОЗ в биосфере.
Более подробно вопросы поступления, миграции в природной
среде, воздействия на живые организмы органических загрязняю¬
щих веществ и в первую очередь СОЗ рассмотрены ниже.
10.1. Пестициды
По данным В. А. Захаренко и А. В. Захаренко (2005), в 2001—2004гг.
потенциальные потери урожая в России от вредителей, возбудите¬
лей болезней и сорняков по разным сельскохозяйственным культу¬
рам варьировали от 42 (зерновые) до 60 % (овощные и плодовые).
В борьбе с возбудителями болезней, насекомыми-вредителями,
сорной растительностью применяют пестициды. Наиболее широко
146
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
их используют в сельском хозяйстве. Они находят свое применение
также при заражении лесов вредителями, при борьбе с насекомыми—
переносчиками различных заболеваний.
Пестициды (от лат. pestis — зараза, caedo — убиваю) — это общее
название химических веществ, предназначенных для уничтожения
вредных живых организмов, главным образом вредителей, парази¬
тов, сорняков, микроорганизмов и др. Мировой ассортимент пе¬
стицидов насчитывает более 10 тыс. наименований, производимых
на основе более чем 700 химических веществ органической и не¬
органической природы.
Пестициды классифицируют по назначению. Одними из основ¬
ных градаций в этой классификации являются:
1) гербициды — средства борьбы с сорняками;
2) инсектициды — вещества для борьбы с вредными насекомыми;
3) фунгициды — средства для защиты растений от грибковых за¬
болеваний;
4) бактерициды — химические соединения для борьбы с бакте¬
риальными болезнями растений;
5) альгициды — средства для уничтожения водорослей;
6) нематоциды — средства борьбы с почвенными паразитиче¬
скими червями и прежде всего с нематодами;
7) зооциды — вещества для защиты растений от вредных позво¬
ночных;
8) родентициды — средства уничтожения грызунов;
9) дефолианты — химические соединения для удаления листьев;
10) десиканты — вещества для подсушивания листьев перед
уборкой;
11) ретарданты — средства торможения роста растений и повы¬
шения устойчивости стеблей к полеганию.
По составу и химическим свойствам пестициды делят на пять
наиболее распространенных классов:
1. Хлорпроизводные углеводородов, или хлорорганические пе¬
стициды (ХОП). Обычно они слаборастворимы в воде и очень устой¬
чивы в природной среде.
2. Фосфорорганические пестициды (ФОП) — сложные эфиры
фосфорных кислот. В природной среде мало устойчивы.
3. Карбаматные пестициды — производные карбаминовой, тио-
и дитиокарбаминовой кислот. Карбаминовая кислота — это непол¬
ный амид угольной кислоты, в котором одна гидроксильная груп¬
па замещена на аминогруппу. Токсичное действие возрастает при
введении атома хлора в структуру гербицида. В природной среде
малоустойчивы и малотоксичны для теплокровных.
147
Глава 10
4. Производные хлорфеноксикислот. Проявляют кислотные свой¬
ства. Применяются в качестве дефолиантов и для борьбы с сорной
растительностью водоемов.
5. Пестициды пиретроидной природы — производные транс-
хризантемовой кислоты. Эффективны против вредителей и мало¬
токсичны для теплокровных.
Большинство пестицидов относится к синтетическим химиче¬
ским соединениям — ксенобиотикам, т.е. веществам, чуждым био¬
сфере (от греч. xenos — чужой).
Пестициды в агроэкосистемах. По сравнению с 1980-ми в 2001 —
2004 гг. поставки пестицидов в России сократились почти в 7 раз.
Площадь, обрабатываемая гербицидами, снизилась в 1,8 раз, ин¬
сектицидами — почти в 2 раза, фунгицидами — в 5 раз (табл. 10.2).
Количество пестицидов, вносимых на гектар пашни и многолет¬
них насаждений, уменьшилось более чем в 5 раз (Захаренко, За¬
харенко 2005).
Таблица 10.2
Поставки и применение пестицидов в России
(Захаренко, Захаренко, 2005)
Показатели
1986—
1990 гг.
1991—
1995 гг.
1996—
2000 гг.
2001—
2004 гг.
Поставлено пестицидов, т
215 566
51 710
29 625
32 833
Площадь пашни и многолетних
насаждений, млн га
133
129
122
120
Обработано, тыс. га
гербицидами
инсектицидами
фунгицидами
32 442
23 352
13 155
16 273
12 049
5829
16 007
9273
2924
18 871
12 650
2786
Обработано, в % от площади паш¬
ни и многолетних насаждений
52,6
26,5
23,3
28,6
Внесено пестицидов на га пашни
и многолетних насаждений, кг в
форме препарата
1,62
0,40
0,24
0,28
Тем не менее негативное воздействие пестицидов на окружаю¬
щую среду и здоровье человека, как в России, так и за рубежом,
остается одной из важнейших экологических проблем.
Воздействию пестицидов подвергаются прежде всего агроце¬
нозы и их основные компоненты: почвы агроландшафтов, рас¬
148
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
тения, наземная и почвенная биота. Препараты, применяемые в
агроценозах, накапливаются в их компонентах, главным образом
в почве и включаются в различные миграционные цепи (Лунев,
2005).
По данным агрохимслужбы, в 1995 г. доля проб почв сельско¬
хозяйственных угодий с обнаружением остаточного количества
пестицидов в Российской Федерации составляла 15,7 % от числа
проанализированных (табл. 10.3).
Таблица 10.3
Сводные результаты контроля остаточных количеств пестицидов (ОКП)
в почвах сельхозугодий Российской Федерации в 1995 г.
(Лунев, 2005)
Пестициды
Число проана¬
лизированных
проб, шт.
Доля проб от числа проанализиро¬
ванных, %
С обнаружением
ОКП
С превышением
пдк
Инсектициды,
5378
12,7
0,3
в том числе:
хоп
3227
12,2
0,3
ФОП
1370
12,3
0,15
пиретроиды
775
14,5
0,3
Гербициды,
7079
22,6
0,7
в том числе:
аш-триазины
1284
8,6
1,0
группа 2,4-Д
3398
11,3
1,0
прочие
2397
39,2
0,13
Фунгициды,
протравители
139
0
0
Среднее для всех пестицидов
12 596
15,7
0,4
Присутствие остаточных количеств пестицидов в почве приво¬
дит к накоплению загрязняющих веществ растениями.
Поскольку с продуктами питания в организм человека поступает
более 70 % от всех других источников поступлений загрязняющих
веществ (с водой, атмосферным воздухом), а именно агроэкосисте¬
мы призваны обеспечивать человека пищей, содержание в ней пе¬
стицидов нормируется и контролируется органами Госсанэпиднад¬
зора. Максимально допустимое содержание некоторых пестицидов
в продуктах питания приведено в табл. 10.4.
149
Глава 10
Таблица 10.4
Максимально допустимое содержание пестицидов в продуктах питания
(Фелленберг, 1997)
Пестицид
Растительная пища
Другие продукты
норма, мг/кг
продукт
норма, мг/кг
продукт
Альдрин,
Дильдрин
<0,1
<0,01
чай;
др. растительные
продукты
<0,1*
< 1,0*
< 0,5*
мясо, жиры;
лосось, осетр;
угорь, др. виды
рыб, моллюски
Токсафен
<0,4
<0,1
овощи;
др. растительные
продукты
<0,1*
<0,1
<0,4*
молоко;
яйца;
рыба, жиры
Линдан
<2,0
< 1,5
<0,5
<0,1
зеленые овощи;
овощи и фрукты,
кроме моркови;
чай;
зерно, картофель
<2,0*
<0,7*
<0,2*
<0,1*
мясо, жиры, рыба;
дичь;
молоко;
яйца
Хлордан
<0,05
<0,01
чай;
др. растительные
продукты
< 0,05*
<0,02
мясо, жиры, моло¬
ко;
яйца
Метоксихлор
< 10,0
< 2,0
овощи, фрукты;
зерно, рапс
<3,0
мясо, жиры
Паратион и па-
раоксан
<0,5
<0,1
овощи, фрукты;
др. растительные
продукты
* Приведенные данные относятся к содержанию в жирах.
Однако при содержании стойких хлорорганических пестицидов
в продуктах питания даже ниже ПДК не меньший риск представ¬
ляет кумулятивное действие на животных и человека ДДТ и ГХЦГ,
что связано с накоплением ксенобиотиков в организме при много¬
кратном поступлении относительно небольших их количеств, при¬
водящих в результате к интоксикации, часто заканчивающейся ле¬
тальным исходом (Галиулин, Галиулина, 2008).
Пестициды и их метаболиты поступают в растения путем корне¬
вого поглощения из почвы, а также при фолиарном проникновении
(через устьица и кутикулярный захват) из воздуха (Шенхерр, Риде-
рер, 1993). Способность поглощения пестицида зависит от видовых
особенностей растений и химического строения препарата, а также
150
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Рис. 10.1. Основные факторы, определяющие доступность пестицидов для рас¬
тений
(Рэуце, Кырстя, 1986)
свойств почв. Например, кукуруза (зерно) обладает большей способ¬
ностью к концентрированию ГХЦГ, чем пшеница (зерно). Гербицид
прометрин почти не усваивается горохом (Рэуце, Кырстя, 1986).
Основные факторы, определяющие доступность пестицидов для
корневого поглощения растениями, показаны на рис. 10.1.
Опыты, проведенные Ц.И. Бобовниковой с сотрудниками
(1985), исследовавшими поведение и баланс ДДТ с момента его
применения на хлопковом поле в аридной зоне, показали, что до
30 % препарата при внесении не попадает в агроценоз (мигрирует с
воздушными массами). Основная доля попавшего в агроэкосисте¬
му ДЦТ испаряется (30 %), причем, испарение в основном проис¬
ходит с листьев хлопчатника. Ирригационными водами выносится
0,4 % пестицида, из которых 90 % мигрируют в составе взвеси. Око¬
ло 30 % примененного ДДТ остается в почве. Таким образом, бо¬
лее 60 % пестицида может мигрировать за пределы агроэкосистемы
(Бобовникова и др., 1985).
Поведение в окружающей среде. Судьба пестицидов в окружаю¬
щей среде определяется процессами трансформации и транспор¬
та, их взаимодействием (Huang, 2000). Массоперенос пестицидов в
биосфере показан на рис. 10.2.
В большинстве случаев атмосферный воздух является первым
звеном, в которое попадают пестициды в результате первичного
151
Глава 10
Атмосфера
выпадение Растения выпадение
Испарение- опрыскивание | Испарение-
Пестициды
Рис 10 2 Миграция пестицидов в окружающей среде
сноса волны препарата при их применении, а также при испарении
с поверхности растений, почвы, водоема. С атмосферными потока¬
ми аэрозоли, содержащие пестициды, могут переноситься на зна¬
чительные расстояния.
Водные потоки в миграции пестицидов занимают основное ме¬
сто. Регулярное применение стойких препаратов на значительных
территориях, как правило, становится причиной загрязнения во¬
доемов. Пестициды перемещаются с жидким и твердым стоками;
с жидким стоком могут перемещаться как растворимые в воде пре¬
параты, так и липофильные. В состав твердого стока пестициды
попадают двумя путями: поступают в воду, прочно удерживаемые
почвенными частицами, при поверхностном смыве, или сорбиру¬
ются илистыми частицами уже в воде.
Донные осадки, как и почва для наземных экосистем, явля¬
ются основным резервуаром накопления стойких органических
загрязняющих веществ, обеспечивающим длительное циркули¬
рование этих веществ в водных экосистемах. В пищевых цепях
концентрация препарата возрастает многократно. Особенно
это свойственно пестицидам с низкой растворимостью в воде
(Kenaga, 1980). Так, по сравнению с содержанием в донном иле
концентрация ДДТ в водорослях возрастала в 10 раз, в мелких
организмах (рачках) — в 100 раз, в рыбах — в 1000 раз, в хищных
рыбах — в 10 000 раз.
152
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Рис. 10 3 Основные процессы с участием пестицидов в почве
(Рэуце, Кырстя, 1986)
От 30 до 70 % от нормы расхода пестицидов может попадать
в почву. Основные реакции с их участием в почве показаны на
рис. 10.3. Соотношение между скоростями названных процессов
разное. Почвенные сорбционно-десорбционные процессы пести¬
цидов контролируют их доступность для почвенных организмов
и растений (поступление в пищевые цепи), химическое и биоти¬
ческое разложение, миграцию с растворами и переход в газовую
фазу. Главнейшим фактором сорбции пестицида являются свой¬
ства самого препарата. Вклад его в общую дисперсию признака
42—83 %. Из свойств почв важны содержание гумуса, pH, ЕКО,
гранулометрический состав (табл. 10.5).
В зависимости от сорбционных свойств пестицидов прогнози¬
руется их способность к миграции (табл. 10.6).
Деградация пестицидов. В природных средах протекает с участи¬
ем как абиотических, так и биотических реакций. К абиотическим
процессам относится разложение пестицидов вследствие гидро¬
лиза, окисления кислородом воздуха, растворения, термической и
фотохимической деструкции до простейших веществ.
1. Гидролиз пестицидов ведет к образованию их гидроксиана-
логов, не обладающих фитотоксичными свойствами. Гумусовые
кислоты и глинистые минералы в этих процессах выполняют ката¬
литическую роль, они повышают скорость разложения пестицида.
Причем значительная роль почвенных минералов-катализаторов в
абиотической деградации пестицидов была подтверждена только
недавно (McBride, 1994; Huang, 1999, 2000). Наиболее легко гидро¬
лизу подвергаются фосфорорганические пестициды и карбаматы.
153
Глава 10
Таблица 10 5
Классификация почв по способности сорбировать пестициды
(Моложанова, 1985)
Класс
Баллы
Свойства почв
гумус, %
pH
Сумма поглощенных
оснований, ммоль(+)/Ю0 г
фракция
< 0,01 мм, %
5
5
8
5,0-6,0
>60
45-40
4
4
6-8
6,0-6,5
40-60
40-30
3
3
4-6
6,5-7,0
20-40
30-20
2
2
2-4
7,0-7,5
10-20
20-15
1
1
1-2
>7,5
< 10
15-10
Таблица 10.6
Прогнозируемый уровень миграции пестицидов по почвенному профилю
(Моложанова, 1985)
Пестицид
Коэффициент адсорбции
Максимальная глубина
проникновения, см
ддт
0.7
5-10
гхцг
06
10
Фозалон
0.4
20
Метафос
0.3
40
Хлорофос
0.2
60
Карбофос
0 1
70
2. Фотохимическое превращение и разложение пестицидов
происходит под действием энергии солнечного света, в котором
наиболее важную роль играют УФ лучи. Фотохимическая дегра¬
дация пестицидов — сложный физико-химический процесс, за¬
висящий от химической природы и строения соединения, его
физического состояния, интенсивности и длины волны света,
природной среды, в которой находится пестицид, присутствия
фотосенсибилизаторов, катализаторов и окислителей (Панин,
2002). Фотолиз эффективен в регионах с высокой солнечной ак¬
тивностью.
154
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
3. Среди окислительно-восстановительных реакций более зна¬
чительную роль играют реакции окисления, которые катализиру¬
ются ионами тяжелых металлов. При этом образуются органические
радикалы, которые в дальнейшем могут вступать в разнообразные
реакции.
Окисление пестицидов в водах возможно под влиянием пере¬
киси водорода. Н202 — неотъемлемая часть природных вод. Она
образуется преимущественно биохимическим путем диатомовыми
и зелеными водорослями. Возможно образование ее как промежу¬
точного продукта при фотохимических и каталитических реакци¬
ях окисления органических веществ. Содержание Н202 в природ¬
ных водах может достигать 10‘5 моль/л. Перекись водорода может
играть ведущую роль в окислительной деструкции хлор- и фосфор-
органических соединений, ГХЦГ, ДДТ, ПХБ, нефтепродуктов,
соединений азота, фенола, тиосоединений. Эффект состоит в том,
что на свету происходит фотолиз Н202, в результате образуются
гидроксильные радикалы, которые взаимодействуют с органиче¬
скими компонентами природных вод, образуя малореакционные
соединения.
Биотические реакции разложения пестицидов протекают бы¬
стрее, чем абиотические. Считается, что именно биотические ре¬
акции контролируют деградацию пестицидов в окружающей среде.
Но биотическая трансформация пестицидов ограничена влиянием
абиотических трансформационных процессов, особенно процес¬
сами взаимодействия с почвенными минералами.
Абиотические процессы разложения пестицидов могут доми¬
нировать в некоторых условиях, например в аридных зонах, где в
течение долгих сухих сезонов значительно снижена микробиоло¬
гическая активность (Huang, 2000).
Структура большинства синтетических пестицидов представляет
собой относительно простой углеводородный скелет с разнообраз¬
ными заместителями (галогены, фосфатные группы, нитрогруппы),
которые могут подвергаться воздействию микробных ферментов и
использоваться в качестве энергетического субстрата.
Другие пестициды содержат структуры, не известные в приро¬
де, и многие из этих молекул устойчивы к биотрансформации, т.е.
устойчивость к биоразложению обусловлена необычными химиче¬
скими связями или заместителями в структуре ксенобиотика. По¬
сле удаления этих заместителей углеродный скелет пестицида лег¬
ко подвергается минерализации микроорганизмами.
Рассматриваются две стратегии микробной трансформации пе¬
стицидов: минерализация и кометаболизм.
155
Глава 10
Минерализация. Способность микроорганизмов трансформи¬
ровать органические соединения, в том числе и пестициды, до не¬
органических. В этом случае пестициды используются в качестве
энергетического субстрата.
Выделяется две фазы разложения: лаг-фаза и фаза быстрой де¬
градации пестицида. Длительность лаг-фазы возрастает с увели¬
чением концентрации пестицида. Для фазы быстрого разложения
установлена линейная зависимость между концентрацией пести¬
цида и скоростью минерализации (Tarradellas et al., 1997; Ашихми-
на и др., 2010).
Минерализация пестицидов осуществляется в основном бак¬
териями родов Achromobacter, Alcaligenes, Bacillus, Flavobacterium,
Pseudomonas.
Часто полная деградация пестицидов ускоряется за счет коопе¬
рации микроорганизмов, когда одни виды в качестве субстрата ис¬
пользуют продукты деструкции пестицида, образованные другими
видами микроорганизмов.
Кометаболизм — частичное или полное разложение пестици¬
дов бактериями, растущими за счет других органических веществ.
Кометаболические процессы разложения — относительно медлен¬
ные. В ходе биохимической трансформации пестицида происходят
реакции окисления, восстановления и гидролиза. Продукты транс¬
формации более растворимы и менее токсичны, чем исходное со¬
единение. Возможно, продукты могут далее подвергаться и мине¬
рализации
Выделяют следующие фазы кометаболического разложения пе¬
стицидов (Van Eerd et al., 2003):
1) инициация пестицида в результате биохимических реакций с
образованием более растворимого соединения;
2) связывание пестицидного метаболита с молекулами углево¬
дов, аминокислот или глутатиона, что еще больше повышает их
водорастворимость и уменьшает токсичность (могут запасаться в
клетках микроорганизмов);
3) вторичное связывание метаболитов второй фазы с другими
веществами с образованием нетоксичных соединений.
Большинство пестицидов может быть разложено микроорганиз¬
мами (непосредственно или ферментами, выделяемыми в процес¬
се метаболизма), но время для этого требуется разное. Разложение
действующего вещества пестицида осуществляется бактериями,
актиномицетами, грибами и высшими растениями (Рэуце, Кырстя,
1986). Пестициды и их метаболиты, продвигаясь по пищевым це¬
пям, могут разлагаться и в организмах животных, причем процессы
156
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
метаболизма в организмах теплокровных животных осуществляют¬
ся быстрее, чем в организмах пойкилотермных (Панин, 2002).
Проявляются как общие, так и специфические особенности
влияния разных факторов на деструкцию пестицидов. Активность
как химического, так и биологического разложения растет с увели¬
чением температуры до определенного предела. Влажность влияет
и на ход процессов гидролиза, и на разложение микроорганизма¬
ми. Уровень pH влияет как на активность микроорганизмов, так и
на изменение сорбционных свойств почв. В тяжелых почвах раз¬
ложение пестицидов, как правило, идет труднее.
Под влиянием микроорганизмов происходит или полное раз¬
ложение пестицида, или частичное разрушение связей в молекуле,
отщепление отдельных фрагментов, распад кольца и алифатиче¬
ских структур с образованием промежуточных продуктов.
Устойчивость пестицидов в почве — в значительной мере функция
свойств самого пестицида. По способности разлагаться пестициды де¬
лят на группы с разным характерным временем сохранения в почве:
1) продолжительного периода сохранения (18 мес. и более). К ним
относится большинство хлорорганических пестицидов;
2) стойкие в течение 18 мес. (производные мочевины, триази-
нов, пиклорама);
3) сохраняющиеся до 12 мес.: производные бензойных кислот и
амидов;
4) сохраняющиеся в почве до 6 мес.: на основе феноксиацетатов,
толуидина, нитрилов;
5) сохраняющиеся более 3 мес.: производные карбаминовой
кислоты, алифатические карбоновые кислоты, фосфорорганиче-
ские соединения.
Подобное деление носит относительный характер, так как
скорость разложения пестицидов зависит от физико-химических
свойств почв, ее биологического состава, от температуры, влажно¬
сти, интенсивности ветра и освещения и т.д. «Магические шесть»
факторов микробиологической деструкции пестицидов — это тем¬
пература, влажность, аэрация, окистительно-восстановительный
потенциал, pH и содержание энергетического субстрата (Галиулин,
Галиулина, 2008). Например, стойкие пестициды, такие как сима-
зин или ГХЦГ, при жарком и влажном климате могут быть разло¬
жены за 5—6 мес., в менее благоприятных условиях сохраняются до
2—3 лет. При температуре, близкой к 5 °С, разложение не происхо¬
дит, при температуре 15—35 °С и влажности 20—75 % устойчивость
линейно зависит от влажности и температуры. Высокая сорбцион¬
ная способность почв снижает скорость деструкции пестицидов.
157
Глава 10
Основные экологические проблемы, связанные со стойкими хло-
рорганическими пестицидами в окружающей среде. Загрязнение
окружающей среды стойкими хлорорганическими пестицидами,
в частности ДЦТ (дихлордифенил трихлорметилметан) и ГХЦГ
(гексахлорциклогексан), до сих пор остается проблемой.
ДЦТ и продукты его трансформации (ДДЭ) относятся к груп¬
пе ароматических соединений. Массовое производство ДЦТ нача¬
лось после 1945 г. и достигло максимума к 1965 г. С 1950 по 1970 г.
в мире было использовано 4,5 млн т данного препарата наряду с
ГХЦГ. В 1980-е гг. использование ДЦТ в мире стабилизировалось и
составляло 100 тыс. т/год. Долгое время основными потребителями
препарата были страны, расположенные в умеренных широтах се¬
верного полушария. Широкое использование ДДТ привело к тому,
что он стал одним из наиболее распространенных веществ, загряз¬
няющих все природные среды. В 1970-е гг. развитые страны ввели
строгие ограничения на использование ДДТ Однако мировое по¬
требление ДЦТ изменилось незначительно, центр использования
его переместился в развивающиеся страны.
В СССР применение ДДТ было запрещено в 1969—1970 гг., но,
несмотря на это, его продолжали использовать до конца 1980-х гг.
(в основном для профилактики природно-очаговых заболеваний).
На территории нашей страны накопилось много устаревших ХОП.
Так, по данным Минздрава России, в настоящее время значитель¬
ные объемы ДДТ хранятся на территориях Приморского и Хабаров¬
ского краев, а также на других территориях азиатской части России
(Ревич и др., 2004). Работы по инвентаризации, идентификации и
уничтожению устаревших пестицидов, относящихся к стойким ор¬
ганическим загрязнителям (СОЗ), с середины 1990-х гг. проводятся
во многих странах.
Места хранения и захоронения устаревших пестицидов являют¬
ся характерными точечными источниками потенциального и ре¬
ального негативного воздействия СОЗ на окружающую среду. Так,
при обследовании одного из могильников пестицидов в Ростов¬
ской области было установлено превышение допустимого уровня
содержания ДДТ и ДДЭ (суммарно почти в 4 раза) в верхнем слое
почвы при радиусе обследования 50 м (Лунев, 2005). Гигиенические
нормативы некоторых хлорсодержащих пестицидов представлены
в табл. 10.7.
Основные экологические проблемы, связанные с хлороргани¬
ческими пестицидами, обусловлены их высокой токсичностью и
особенно устойчивостью в природной среде. Продолжительность
периода исчезновения остаточных количеств стойких ХОП (вклю-
158
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Таблица 10.7
Предельно допустимые концентрации хлорсодержащих пестицидов
в различных средах
(Ревич и др., 2004)
Пестицид
ПДК в атмосфер¬
ном воздухе,
мкг/м3
Почва, мг/кг
Содержание в воде
водоемов, мг/л
пдк
ОБУВ
Альдрин
0,5
-
-
-
Гептахлор
—
-
0,05
0,001
Гексахлорбензол
-
-
0,03
-
Токсафен
—
0,5
-
-
1ДЦТ
1
0,1
-
0,1
чая их метаболиты и изомеры), полученная расчетным путем для
почв Мугано-Сальянского массива Азербайджана, может дости¬
гать внушительной цифры — 142 года (Галиулин, Галиулина, 2008).
Чрезвычайно высокая стойкость ДДТ в почве определяется в пер¬
вую очередь экзотичностью структуры его молекулы для микроор¬
ганизмов, трансформирующих различные органические вещества
до глубокой деструкции.
Образование устойчивых метаболитов, а также существование в
препаратах изомеров действующего вещества в виде примесей до¬
полняют перечень эколого-токсикологических проблем. Техниче¬
ский препарат ГХЦГ представляет собой смесь 8 изомеров, из кото¬
рых инсектицидными свойствами обладает лишь у-изомер. Однако
другие 7 изомеров также способны оказывать негативное влияние
на окружающую среду и человека (Лунев, 2005).
ДДТ также имеет различные изомеры, токсичность которых су¬
щественно различается. Инсектицидные свойства в наибольшей
мере выражены у п,п -изомера. Наиболее характерным и устой¬
чивым в окружающей среде метаболитом является п,п -ДДЭ (п,п -
дихлордифенилдихлорэтилен). При этом в почвах сельскохозяй¬
ственного назначения, где раньше применяли ДДТ, содержание его
метаболитов и в первую очередь ДДЭ в сумме, как правило, превы¬
шает содержание исходного вещества (Лунев, 2005).
Влияние ДДТ на здоровье населения, включая отдаленные по¬
следствия его воздействия, изучается уже много лет. ДДТ обладает
канцерогенным действием, что достоверно установлено в опытах на
животных. Исследования последних лет выявили связь между содер¬
159
Глава JO
жанием ДДЭ в жировой ткани женщин и раком матки и молочной
железы (Соссо et al., 2000), между профессиональным воздействием
ДЦТ и раком поджелудочной железы (Ревич и др., 2004).
Благодаря повсеместному ограничению применения ДДТ его
содержание в грудном молоке женщин из стран Европы, США и
Канады резко снизилось. В России также за последние годы этот
показатель снижается. Например, у жительниц Москвы и Обнин¬
ска с 1984 по 1998 г. он уменьшился в 2,5 раза (Бобовникова, 1999).
Применение большинства из семи остальных хлорорганических
пестицидов, отнесенных с СОЗ, на территории России запрещено
или ограничено.
Дильдрин, так же как альдрин, гептахлор, хлордан и токсафен,
относится к классу полициклических неароматических соедине¬
ний. Дильдрин — инсектицид, более эффективен и стоек, чем ДДТ.
Сейчас применение дильдрина запрещено во всех странах, хотя
благодаря своей высокой устойчивости он может еще долго оказы¬
вать негативное воздействие на экосистемы и здоровье человека.
В СССР этот пестицид не применялся (Ревич и др., 2004).
Альдрин отличается высокой устойчивостью и кумулятивностью.
Он токсичен для млекопитающих, птиц, рыб, ракообразных и мол¬
люсков. До сих пор его обнаруживают в молоке, тканях и крови лю¬
дей. В СССР в 1972 г. на альдрин наложен запрет.
Гептахлор — инсектицид для борьбы с почвообитающими на¬
секомыми. Токсичен для млекопитающих и других живых орга¬
низмов. Его метаболиты еще токсичнее, чем исходный препарат.
В СССР гептахлор был запрещен в 1986 г. (Ревич и др., 2004).
Токсафен (полихлорпинен, полихлоркамфен) — инсектицид для
борьбы с колорадским жуком. Активная миграция препарата с ат¬
мосферным воздухом привела к широкому загрязнению наземных
и водных экосистем. В организм человека токсафен в основном
попадает с рыбой. В последнее время токсафен обнаружен в груд¬
ном молоке женщин Скандинавских стран и Нидерландов 0,05—
0,07 мг/кг жира), а также Никарагуа (до 68 мг/кг жира). В СССР
препарат применяли широко (до 2000 т в год). С 1986 г. он не про¬
изводится и запрещен во всех странах.
Хлордан — инсектицид для уничтожения муравьев и термитов.
Запрещен к применению, но благодаря своей устойчивости и вы¬
сокой способности к биоаккумуляции обнаруживается в объектах
окружающей среды разных стран (Ревич и др., 2004).
Гексахлорбензол, или ГХБ, — инсектицид и фунгицид. В России
применялся в смеси с другими препаратами для протравливания
семян в целях борьбы с заболеваниями зерновых и бобовых куль¬
160
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
тур. Обладает высокой биоаккумулирующей способностью (Ревич
и др., 2004).
Последствия применения пестицидов для экосистем и человека.
Все экологические последствия от применения пестицидов связа¬
ны с их высокой токсичностью. Большинство пестицидов — куму¬
лятивные яды, токсическое действие которых зависит не только от
концентрации, но и от длительности воздействия.
По токсичности для человека и теплокровных животных пести¬
циды делятся на сильнодействующие (LD50 до 50 мг/кг), высокоток¬
сичные (LDS0 до 200 мг/кг), среднетоксичные (LD50 до 1000 мг/кг)
и малотоксичные (LD50 более 1000 мг/кг). Токсичность некоторых
групп пестицидов показана в табл. 10.8.
Таблица 10.8
Токсичность различных поколений пестицидов
(Панин, 2002)
Поколение и группа пестицидов
LD50, мг/кг
Инсектициды
I поколение: соединения мышьяка
1,8-5
II поколение: хлорорганические соединения
фосфорорганические соединения
карбаматы
25-1000
1-3000
25-1000
III поколение: пиретроиды
гормональные
40-2000
1000-2000
Гербициды для однодольных
I поколение: а, а-дихлорпропионовая кислота
3000-4000
II поколение: тиокарбаматы
400-1400
III поколение: производные гидрохинона
800-3000
Гербициды для двудольных
I поколение: динитрофенолы
40-100
II поколение: производные бензойной кислоты
300-1000
III поколение: сульфонилмочевина
1000-5000
По оценкам ВОЗ, нерациональное применение пестицидов яв¬
ляется причиной острых отравлений от 3,5 до 5 млн случаев еже¬
годно (Доронина и др., 2005). Основные отдаленные последствия
161
Глава 10
от воздействия хлорорганических пестицидов на организм челове¬
ка были рассмотрены выше.
В Армении исследователи выявили зависимость между уровнем
применения различных групп пестицидов и экологически зависи¬
мыми заболеваниями (табл. 10.9).
Таблица 10.9
Зависимость между популяционной нагрузкой пестицидов и экозависимыми
заболеваниями, 1988—1991 гг. (%)
(А X Майрапетян, НС. Гатевосян, М.С Петросян, А.В Арутюнян,
ГГ Саркисян, 1999)
Группа пестицидов
Новообразования
Бронхиальная астма
общая
взрослые
дети
общая
взрослые
дети
ХОП
40
30
50
25
30
20
ФОП
52,5
60
45
43,8
40
48
Карбаматы
56,7
60
53,3
50
33,3
66,7
Препараты серы
75
75
75
50
-
50
Нитрофенолы
64,3
57,1
71,4
50
42,9
51,1
Препараты меди
66,7
66,7
66,7
41,7
-
41,7
Прочие
64,9
61,9
68
55,2
47,4
62,9
Поскольку реальная опасность воздействия пестицидов на эко¬
системы и здоровье человека определяется не только одной их
токсичностью, но и сочетанием ее с показателями устойчивости в
природных средах, физическими свойствами (летучесть, раствори¬
мость), миграционными характеристиками, способностью к куму¬
ляции и др., была разработана шкала экотоксикологической оцен¬
ки пестицидов, представленная в табл. 10.10.
Главные негативные экологические последствия применения
пестицидов сводятся к следующему (Агроэкология, 2000, с изме¬
нениями):
— токсичны для животных и человека;
— при применении пестицидов поражаются не только объекты
подавления, но и множество других видов, не являющихся мише¬
нями действия, в том числе враги и паразиты подавляемых форм;
— остаточные количества пестицидов аккумулируются и кон¬
центрируются в пищевых цепях, по мере продвижения по пищевым
цепям концентрация пестицида может возрастать на порядки;
162
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Таблица 10.10
Балльная система оценю! пестицидов
(Соколов, Глазовская, 1979)
Показатель вторичного эффекта нестицидов
Баллы*
Персистентность в почве, мес.:
менее 1
2
1-6
4
6-24
6
более 24
8
Влияние на процессы ферментативной и биологической активности по¬
чвы:
не оказывает влияния
0
влияет на отдельные процессы и популяции
1
влияет на многие процессы и популяции
2
Выщелачивание по профилю почвы, см:
не мигрирует
0
мигрирует до 15
1
мигрирует до 50
2
мигрирует глубже 50
3
Перемещение из почвы в культивируемые растения и фитотоксичное
воздействие:
не абсорбируются растениями
0
абсорбируются, но не имеют вторичного воздействия
1
абсорбируются и снижают качество урожая
2
абсорбируются, снижают качество и количество урожая и оказывают
фитотоксическое действие на культуру
3
Реакция на фотолиз:
разлагаются фотохимически
0
устойчивы к фотохимическому разложению
1
Оценка по ПДК, мг/кг:
а) в сельскохозяйственной продукции:
более 1
0
1-0,1
1
0,1-0,01
2
менее 0,01
3
0
4
б) в воде:
более 1
0
1-0,1
1
0,1-0,01
2
менее 0,01
3
0
4
Воздействие на органолептические свойства:
а) сельскохозяйственной продукции:
не воздействует
0
воздействует
1
163
Глава 10
Окончание табл. 10.10
Показатель вторичного эффекта пестицидов
Баллы*
б) питьевой воды, допустимая концентрация, мг/л:
более 0,1
0
0,1-0,01
1
0,01-0,001
2
менее 0,001
3
Летучесть:
соединения не улетучиваются
0
улетучиваются, но концентрация насыщения ниже максимально до¬
пустимого предела
1
то же, но концентрация насыщения равна максимально допустимому
пределу
2
то же, но концентрация насыщения равна пределу токсичности
3
Токсичность для холоднокровных животных (ЛД50), мг/кг:
более 1000
1
200-1000
2
50-200
3
менее 50
4
Способность накапливаться в организме теплокровных животных, ко¬
эффициент бионакопления:
более 5
0
3-5
1
1-3
2
менее 1
3
* Суммарное количество баллов по всем показателям: 21 и более — очень ток¬
сичные препараты; 20—14 — среднетоксичные; 13 и ниже — относительно слабо¬
токсичные.
— вынос пестицида за пределы обрабатываемой территории и
включение в региональные, континентальные и глобальные про¬
цессы массопереноса;
— появляются резистентые к пестицидам формы вредных орга¬
низмов;
— гибнут некоторые полезные организмы и происходят глубо¬
кие нарушения взаимосвязей в биоценозах (исчезновение видов,
служащих пищей; исчезновение видов-хозяев (среды обитания);
исчезновение конкурирующих видов; исчезновение хищников);
— возрастает вероятность отдаленных последствий, связанных с
патологическим и генетическим действием многих пестицидов на
биоту.
Объективная реальность требует, чтобы при решении задач, тре¬
бующих применения химических средств защиты растений, нега¬
тивные последствия были сведены к минимуму. Для этого к новым
164
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
пестицидам должны предъявляться повышенные экологические
требования (Агроэкология, 2000):
— умеренная персистентность в объектах окружающей среды в
данной климатической зоне;
— возможно низкая токсичность для человека животных и дру¬
гих полезных организмов, включая, гидробионтов;
— относительно быстрое разложение в почве, воде, атмосфере и
в организмах теплокровных животных с образованием продуктов,
безопасных для человека, животных и культурных растений;
— отсутствие кумуляции этих препаратов в организме человека,
животных, птиц, гидробионтов;
— отсутствие отдаленных отрицательных последствий для чело¬
века, животных и других живых организмов при систематическом
длительном использовании препаратов;
— возможность чередования препаратов из различных классов
соединений во избежание привыкания к ним вредных организмов,
а также накопления препаратов в объектах окружающей среды.
Более экологичным и перспективным подходом для борьбы с
вредителями и фитопатогенами может быть развитие биологиче¬
ских способов защиты растений (использование полезных видов
организмов для борьбы с вредными), сочетающихся с комплексной
системой защитных мероприятий — агротехнических, карантин¬
ных, селекционных, физиологических и т.д. (Агроэкология, 2000).
10.2. Диоксины
Диоксинами кратко называют большую группу хлорорганиче-
ских высокотоксичных загрязняющих веществ — полихлорирован¬
ных дибензодиоксинов (ПХДД) и полихлорированных дибензофу-
ранов (ПХДФ), или фуранов. Для обозначения положения атомов
хлора в бензольных кольцах диоксинов и фуранов используют циф¬
ры согласно Женевской номенклатуре органических соединений.
В качестве примера на рис. 10.4 приведены тетра(Ш)-, пента(ГУ)- и
окта(УП)-хлорзамещенные соединения или изомеры (такие изоме¬
ры называют конгенерами).
Существуют также и полибромированные дибензодиоксины
(ПБДД), и дибензофураны (ПБДФ). Число изомеров на основе
диоксинов и фуранов из-за наличия хлорированных, бромирован-
ных, а также смешанных изомеров превышает тысячу.
Физические, химические и биологические свойства диоксинов
определяются в основном их общей химической природой, в том
числе количеством атомов галогена и их положением в молекуле.
165
Глава 10
Cl
Cl
Рис. 10.4. Некоторые конгенеры хлорза-
мещенных диоксинов и фуранов
О
О
23,7,8-ТХДД (111)
23,4,7,8-ПХДФ (IV)
CI
CI
Диоксины—химически инерт¬
ные соединения. Они стабильны
при воздействии растворов силь¬
ных кислот и щелочей, а также
при окислении в некаталитиче¬
ских условиях. Известна, однако,
способность диоксинов к нуклео¬
фильному замещению и гидроли¬
зу в сильнощелочных спиртовых
растворах при нагревании. Гидро¬
лиз является основным путем ме¬
таболизма диоксинов и в живых
организмах (Панин, 2002).
Наиболее важными с экологи¬
ческих позиций свойствами ди¬
оксинов являются их низкая рас¬
творимость в воде, низкая лету¬
честь, липофильность, высокая
способность к сорбции, устой¬
чивость к разложению. Все это
способствует накоплению ксено¬
биотиков в почвах и донных от¬
ложениях, являющихся общими
депо для большинства загрязня¬
ющих веществ.
Следует отметить, что раство¬
римость диоксинов в воде может повышаться в присутствии водорас¬
творимых полимеров, например гумусовых кислот (Панин, 2002).
Диоксины устойчивы к воздействию высоких температур. Их не¬
обратимое разрушение происходит при температуре выше 1200 °С.
Одним из важнейших с экологических позиций свойств диокси¬
нов является их высокая адгезионная способность по отношению к
веществам, характеризующимся высокой удельной поверхностью,
особенно при наличии в матрице органических веществ (тон¬
кие фракции почвы, донных отложений, атмосферные аэрозоли).
Именно с этим свойством связан основной массоперенос назван¬
ных загрязняющих веществ в окружающей среде
Диоксины образуются в качестве побочных продуктов при
многих производственных процессах. Основные источники по-
CI
CI
1,23,4,6,7,8,9-0 ХДД (VII)
166
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Таблица 10.11
Основные источники диоксинов и фуранов
(Ревич и др., 2004, с добавлениями)
Отрасль
Источники н эмиссия (в международных единицах
токсического эффекта — ТЭ или I-TEQ), нг/кг
Сжигание твердых отходов, осо¬
бенно материалов на основе ПВХ
сжигание бытового мусора — 38,2
сжигание медицинских отходов — 589
Сжигание минерального топлива
сжигание угля в коммунальном хозяйстве —
0,079; на ТЭС - 0,6
Химическая промышленность
хлорорганический синтез — до 0,95
Целлюлозно-бумажная
промышленность
хлорирование лигнинов при отбеливании
целлюлозы
Цветная металлургия
производство меди — до 0,3
переплавка лома:
медного — 3,6—16 600
алюминиевого — 21,1
свинцового — 0,05—8,3
Автотранспорт, работающий на
топливе с присадками хлор- и
броморганических соединений,
а также тетраэтилсвинца
эмиссия диоксинов при сжигании дизельного
топлива — 0,175 нг/км;
при сжигании топлива с добавками тетраэ¬
тилсвинца и 1,2-дихлорэтана — 0,5 нг/км
Производство строительных
материалов
производство цемента, извести, кирпича,
стекла, асфальта
Прочие производства
асфальтобетонные заводы, деревообрабаты¬
вающая промышленность, производство кон¬
денсаторов и их переработка
ступления этих загрязняющих веществ в окружающую среду при-
ведены в табл. 10.11. Опасными источниками ПХДД/ПХДФ яв¬
ляются производства таких веществ, как полихлорпропилен, 2,4,6
трихлорфенол, трихлорбензол, п- и -о-хлоранил, карбол-виолет,
виолет голубой-23, голубой 106 и др. Бромированные диоксины
и фураны являются продуктами превращений бромсодержащих
веществ, повышающих огнестойкость материалов, и применя¬
ющихся в пластмассах.
Выбросы диоксинов сопутствуют и некоторым другим техноло¬
гическим процессам. Данные о величинах удельной эмиссии диок¬
синов на различных производствах г. Красноярска представлены в
табл. 10.12.
167
Глава 10
Таблица 10.12
Оценка выбросов диоксинов за счет работы технологического оборудования
на предприятиях Красноярска
(Кучеренко и др , 2002)
Тйп производства
Удельные выбросы,
(в ТЭ) нг/т топлива
Сжигание угля
ТЭЦ
муниципальная котельная
14,86-443
1,65
Сжигание мазута
ТЭЦ
котельная
43,36
46,70
Сжигание древесины
котельная
котельная по утилизации коры
13 150 (на 1 м3 древес¬
ных отходов)
133,3 (кора и щепа)
Удельные выбросы,
(в ТЭ) нг/т продукции
Производство алюминия*
электролизные цеха
переплав алюминия, индукционно-канальные печи
цех анодной массы, прокалочная печь и котлы-
утилизаторы
11 170
1441 (алюминий)
1114 000 (сырой кокс)
Производство стали дуговые сталеплавильные печи
17 180 (сталь)
Производство цемента* вращающая печь обжига цемент¬
ного клинкера
202 200 (клинкер)
Производство графита
сушка в сушильном барабане
размол и упаковка
3575 (графит)
4531 (графит)
Производство шин* изготовление резиновых смесей
658,2 (резиновая смесь)
Лакокрасочное производство — лаконаливные машины
28,66 на 1м2 (плиты)
Производство целлюлозы.
отбельный цех, башня хлорирования, местный отсос
от фильтра N° 1
565,7 (целлюлоза)
Высокотемпературные процессы (в диапазоне от 200 до 1200 °С)
и (или) неполное сгорание, наличие органического углерода и хло¬
ра — это те основные условия, которые способствуют поступлению
диоксинов в воздух.
168
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Наибольшая концентрация диоксинов образуется в мусорос¬
жигательных печах при температуре 300—400 °С (Hagenmaier et
al., 1987).
Диоксины попадают в сточные воды предприятий целлюлозно-
бумажной и химической промышленности, где используется хлор,
предприятий, где применяют загрязненные этими ксенобиотика¬
ми защитные пропитки, покрытия или красители для текстиля,
кожи, древесины и др. материалов. Поэтому загрязнение почв и
вод возможно при применении городских осадков сточных вод
(ОСВ).
Еще одним источником поступления загрязнителей в окружаю¬
щую среду служат пестициды, производные хлорфеноксикислот.
Так, один из наиболее токсичных диоксионов, 2,3,7,8-ТХДД (те-
трахлордибензодиоксин), образуется в естественных условиях из
2,4,5-Т (трихлорфеноксиуксусной кислоты) — пестицида, широко
применявшегося ранее для уничтожения кустарничковой и древес¬
ной растительности. 2,3,7,8-ТХДЦ образуется при нарушении тех¬
нологии производства 2,4,5-Т, а также при хранении препаративных
форм пестицида (Бродский и др., 1992). Содержание диоксинов и
их предшественников в пестициде 2,4,5-Т послужило причиной
прекращения его производства. Тем не менее пестицид 2,4,5-Т (и
диоксины) содержится в коммерческих препаратах такого широко
используемого пестицида, как 2,4-Д (Еремин и др., 1998).
Природными источниками диоксинов являются лесные и степ¬
ные пожары и вулканическая деятельность.
Эмиссия диоксинов (в ТЭ) в России, по разным оценками, ко¬
леблется в пределах 6,9—10,8 кг в год, и основной вклад вносит
сжигание хлорсодержащих отходов (Курляндский, 2001).Схема
миграции диоксинов в окружающей среде показана на рис. 10.5.
Ксенобиотики проникают во все объекты среды: они встречают¬
ся в воздухе, воде, почве, донных отложениях, живых организ¬
мах, включая и продукты питания (рыбу, мясо, молоко, овощи и
т.д.). Средние концентрации диоксинов в различных природных
средах приведены в табл. 10.13. Липофильность и устойчивость в
окружающей среде способствуют сверхаккумуляции диоксинов в
пищевых цепях. Попадая в организм человека, они увеличивают
свою концентрацию в 104—108 раз по сравнению с водой (Ревич
и др., 2004).
Деструкция диоксинов в объектах окружающей среды. Одним из
основных критериев оценки эффективности любого метода утили¬
зации (переработки) токсичного вещества является снижение его
токсичности.
169
Глава 10
Атмосфера
Осадки Т
| Выбросы в атмосферу
Рис. 10.5. Основные процессы миграции диоксинов в окружающей среде: биокру¬
говорот А — массоперенос диоксинов в водной экосистеме (ил, водные растения,
рачки, рыбы, водные млекопитающие, водоплавающая птица и т.д.); биокругово¬
рот Б — массоперенос диоксинов в наземной экосистеме, например агроэкоси¬
стеме (почва, почвенная биота, насекомые, растения, животные и т.д.)
Химическая деструкция (дехлорирование) диоксинов может
происходить под влиянием различных химических веществ: рас¬
творов щелочей и полиэтиленгликоля (в качестве катализатора
межфазного переноса), диметилсульфоксида. В результате щелоч¬
ного дехлорирования, а также реакций нуклеофильного замещения
хлора на другие функциональные группы происходит уменьшение
количества галогена (полное дехлорирование обычно не осущест¬
вляется) в утилизируемом веществе (диоксине) и, как правило,
снижение его токсичности.
Ультрафиолетовое облучение может значительно сокращать вре¬
мя полураспада диоксинов. Механизм такого воздействия — вос¬
становительное дехлорирование. При фотолизе ПХДД/ПХДФ на
золе под действием УФ облучения уже в течение первых двух суток
относительная концентрация загрязняющих веществ снижается на
20 %, после 12 сут. — еще на 10 % (Tysklind et al., 1990). Ультрафио¬
летовое облучение может быть эффективно использовано для раз¬
рушения диоксинов (Панин, 2002).
Установлена и микробиологическая деструкция ксенобиотиков.
Известен ряд микроорганизмов, способных разрушать диоксины,
уменьшая их количество за 90 дней на 4—5 %.
170
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Таблица 10.13
Средние концентрации ПХДД/ПХДФ (I-TEQ) в природных средах
и донных отложениях
(Майстренко, Клюев, 2004)
Регион
Вода, пг/л
Воздух,
пг/м3
Почва, нг/кг
Донные
осадки,
нг/кг
речная
питьевая
Город
Село
Сев. Америка
-
0,05
0,09
8,0
—
3,9
Зап. Европа
2,5
-
0,01
3,8
1-3
40
Россия:
Уфа
2-5
0,1-0,2
0,07
3,2
0,35
1,2-28,4
Иркутск
—
0
1
О
—
3-40
—
7,7
Владимир
-
-
0,9
13-52
-
—
Москва
-
—
0,4-1,6
7,5-185
-
—
ПДК: Россия
20
20
0,5
0,33
9
США
0,013
0,013
0,02
-
27
-
Италия
0,05
0,05
0,04
50
10
-
Снижение уровня загрязнения вод может быть обеспечено с по¬
мощью порошкообразных сорбентов, в том числе и активирован¬
ного угля. При их применении может удаляться до 90 % диоксинов,
преимущественно их низкохлорированных изомеров.
До настоящего времени высокотемпературное сжигание счита¬
ли самым эффективным способом уничтожения отходов, содержа¬
щих диоксины. Однако этот метод требует больших материальных
и энергетических затрат, а также приводит к потере почвенного
плодородия в случае, если загрязненным объектом является почва
(необходимо предварительно провести ее экскавацию).
При высоком уровне загрязнения почв диоксинами рекоменду¬
ется также экскавация, вывоз и захоронение почвы. Однако, как
правило, подобный способ является труднореализуемым.
Токсичность диоксинов. Нормативы содержания в объектах окру¬
жающей среды. Токсический эффект диоксинов обусловлен прежде
всего их включением в систему ЛЛ-рецепторов, являющихся пар¬
тнерами определенного белкового фактора, который, взаимодей¬
ствуя с множеством других белков, выполняет многочисленные
171
Глава 10
Таблица 10.14
Значения коэффициентов эквивалентной токсичности для диоксинов ХДД
и фуранов ХДФ
(ВОЗ, 1997)
Соединение
ТЭ
Соединение
ТЭ
2,3,7,8-тетраХДД
1,0
2,3,4,7,8-пентаХДФ
0,5
1,2,3,7,8-пентаХДЦ
1,0
1,2,3,4,7,8-гексаХДФ
0,1
1,2,3,4,7,8-гексаХДЦ
0,1
1,2,3,6,7,8-гексаХДФ
0,1
1,2,3,6,7,8-гексаХДЦ
0,1
1,2,3,7,8,9-гексаХДФ
0,1
1,2,3,7,8,9-гексаХДЦ
0,1
2,3,4,6,7,8-гексаХДФ
0,1
1,2,3,4,6,7,8-гептаХДД
0,01
1,2,3,4,6,7,8-гептаХДФ
0,01
ОктаХДД
0,0001
1,2,3,4,7,8,9-гептаХДФ
0,01
2,3,7,8-тетраХДФ
0,1
ОктаХДФ
0,0001
1,2,3,7,8-пентаХДФ
0,05
регуляторные функции. Внедряясь в эти системы, благодаря вы¬
сокому сродству по отношению к ЛА-рецептору диоксины активно
дезорганизуют естественные процессы. Нарушая обмен, они вызы¬
вают расстройство тканевого дыхания, нарушение обмена кальция
и холестерина, метаболизм в печени (Ревич и др., 2004).
Диоксины во всех средах обычно находятся в виде сложных сме¬
сей изомеров, каждый из компонентов которой имеет свои особен¬
ности воздействия. Изомеры диоксинов значительно различаются
по токсичности. Для того чтобы оценить опасность смесей этих
изомеров, была разработана международная шкала коэффициен¬
тов эквивалентной токсичности (ТЭ) или I-TEQ. За единицу ток¬
сичности был принят токсический эффект маркерного соединения
этой группы — наиболее токсичного для живых организмов 2,3,7,8-
тетрахлордибензо-п-диоксина (ТХДД). Для расчета эквивалентной
токсичности (ТЭ) изомера диоксина его массовую концентрацию
умножают на соответствующий коэффициент эквивалентной ток¬
сичности. Значения коэффициентов эквивалентной токсичности
приведены в табл. 10.14.
По общей токсичности (MLD — минимальная летальная доза,
моль/кг) диоксины и фураны (3,1 • 10-9) превосходят самые сильные
яды — кураре (7,2-Ю-7), стрихнин (1,5* 10'6), боевое отравляющее
172
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Таблица 10.15
ПДК диоксинов (в пересчете на 2,3,7,8-ТХДД) в окружающей среде
(Панин, 2002)
Компонент среды
ПДК (Россия)
ПДК
(США)
ПДК
(ФРГ)
Атмосферный воздух, пг/м3
0,5
0,02
-
Питьевая вода, а также грунтовая и
поверхностная вода в местах водоза¬
бора, пг/л
1 (Башкортостан);
20 (СССР)
0,013
0,01
Почва, нг/кг
0,33
о
0
1
о
<5
Продукты питания (нг ТЭ/кг):
Молоко и молочные продукты
(в пересчете на жир);
Рыба (съедобная часть),
в пересчете на жир;
Мясо (съедобная часть),
в пересчете на жир
5.2
11,0
88,0
0,9
3.3
0,001
1,4
вещество диизопропилфторфосфат (1,6* 10'5), уступая лишь боту-
линическому токсину (3,3-10 17). LD50 (мг/кг) для диоксинов и фу¬
ранов составляют: 0,001 — для морских свинок, 0,05 — для крыс,
0,1 — для кошек и мышей, 0,3 — для собак, 0,5 — для кур (Фокин,
Коломиец, 1985).
Нормативы содержания диоксинов в окружающей среде при¬
ведены в табл. 10.15. Комитет экспертов ВОЗ в 1998 г. рекомен¬
довал норму допустимой суточной дозы для диоксинов на уровне
1—4 пг/кг массы тела в пересчете на 2,3,7,8-ТХДД.
Основной источник поступления диоксинов в организм че¬
ловека — продукты питания (до 95 %). Остальные 5 % распре¬
деляются следующим образом: с воздухом в организм человека
попадает 3,5, с почвой — 1,3, с питьевой водой — 0,001 % (Ревич
и др., 2004).
В живых организмах для каждого конгенера диоксинов опреде¬
лены периоды полувыведения (полураспада). Они изменяются от
нескольких суток (низкохлорированные фураны) до нескольких
десятков лет (пентахлорированные диоксины и фураны).
Поскольку выведение диоксинов из организма человека проис¬
ходит медленно, а поступление их в организм — практически по¬
стоянно, то в процессе жизни содержание этих загрязняющих ве¬
ществ возрастает.
173
Глава 10
Таблица 10.16
Влияние диоксинов на здоровье рабочих заводов Уфы и Чапаевска
(Реет и др., 2004)
Этап
Характер исследования
Эффект
Завод «Химпром» (Уфа)
1
Ретроспективный анализ ра¬
бочих цеха по производству
пестицидов 2,4,5-Т и 2,4-Д
(мужчины 20—29 лет, 128 че¬
ловек)
Изменение кожи по типу хлоракне у 85 %
рабочих и появление начальных признаков
токсической меланодермии; вегетососуди-
стые расстройства у 40 % рабочих; склон¬
ность к цитопеническим реакциям и на¬
рушениям липидного обмена; нарушение
свертывающей системы крови
2
Проспективное исследова¬
ние 39 рабочих из первой
когорты
Достоверное увеличение числа случаев ве-
гетососудистой дистонии и гипертониче¬
ской болезни; увеличение количества мо¬
ноцитов и лимфоцитов в крови; угнетение
клеточного иммунитета
3
Проспективное углубленное
клиническое обследование
73 рабочих из первой когор¬
ты в возрасте 50—59 лет со
стажем работы более 20 лет
У рабочих, перенесших хлоракне, нараста¬
ние частоты патологии сердечно-сосудистой
системы; снижение среднего возраста
смертности от онкологических заболева¬
ний по сравнению с населением Уфы на 8
лет; увеличение биологического возраста на
17—18 лет; тенденция к нарушению частоты
хромосомных аббераций и т.д.
4
Оценка состояния здоровья
детей
Половая диспропорция — увеличение чис¬
ла родившихся девочек
Средневолжский завод химикатов (Чапаевск)
1
Обследование рабочих цеха
по производству гексахлор-
циклогексана (1969 г.)
Заболевание 32 рабочих хлоракне
2
Обследование рабочих
(1973-1974 и 1993-1995 гг.)
Акнеформенный профессиональный дер¬
матит, хронический токсический гепатит,
хронический токсический бронхит, изме¬
нение иммунного статуса
Влияние диоксинов на живые организмы и здоровье человека. Ме¬
ханизм токсического действия диоксинов на живые организмы до
настоящего времени остается невыясненным. Сходство их струк¬
туры со структурой гормонов щитовидной железы легло в осно¬
174
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
ву гипотезы токсического действия диоксинов как антагонистов
тиреоидных гормонов. Способность этих загрязняющих веществ
вызывать дозозависимое снижение запасов витамина А в печени,
а также сходство многих проявлений интоксикации диоксинами
с клинической картиной, возникающей при дефиците витамина
А в организме (акне, гиперкератоз, иммуносупрессия, нарушение
репродуктивной функции, тератогенные эффекты), предполагает
связь токсического действия диоксинов с этой патологией.
Диоксины влияют почти на все системы и органы человека (по-
литропное воздействие на организм). Основные проявления не¬
гативного воздействия этих загрязняющих веществ на живые ор¬
ганизмы и здоровье человека были ранее обобщены в табл. 10.1.
Следует добавить, что диоксиновая интоксикация вызывает уси¬
ление поражающего или повреждающего организм воздействия
радиации, нитратов, ионов тяжелых металлов, особенно кадмия,
свинца и ртути.
Особенно выражены негативные проявления при воздействии
высоких концентраций диоксинов (при работе на заводах по про¬
изводству хлорорганических веществ, включая пестициды, а также
при авариях на данных предприятиях; в зонах применения дефо¬
лианта «Оранж» во время войны во Вьетнаме). В качестве примера
в табл. 10.16 приведено влияние диоксинов (присутствуют в техно¬
логическом процессе) на здоровье рабочих двух заводов.
10.3. Полихлорированные бифенилы
Полихлорированные бифенилы (ПХБ) — это хлорпроизводные
предельных углеводородов. Молекула их содержит два бензольных
кольца, в которых атомы водорода полностью или частично заме¬
щены на хлор. ПХБ синтезируются из бифенила путем хлорирова¬
ния его газообразным хлором в присутствии катализатора.
В молекуле ПХБ возмож¬
но замещение хлором в де¬
сяти положениях, что обе¬
спечивает существование 209
индивидуальных соединений
(конгенеров).
Вотличиеотблизкихимпо
химическому строению ди¬
оксинов, ПХБ являются це¬
ленаправленно производи¬
мыми веществами. Промыш¬
175
Глава 10
ленные продукты этого состава называются Арохлор, Фенохлор,
Хлорофен, Канехлор, Совол и др.
Широкое применение в мире ПХБ началось с начала 1930-х гг.
Эти вещества применяют при изготовлении лаков, восков, син¬
тетических смол, смазочно-охлаждающих жидкостей, красок для
подводных частей кораблей, пластификаторов и т.д. Но основная
часть производимых ПХБ использовалась при производстве транс¬
форматоров, конденсаторов и гидравлического оборудования.
Массовый выпуск трансформаторов, конденсаторов и различ¬
ного гидравлического оборудования с заполнителем из совола
(ПХБ) и совтола (смесь ПХБ и трихлорбифенила — ТХБ) начался
в 1960-е гг. и не прекращался до 1989—1990 гг. До сих пор в энерго¬
системах России эксплуатируются силовые конденсаторы, запол¬
ненные ТХБ.
Мировой объем произведенных ПХБ оценивается от 1 до 2 млн т.
Из них 35 % поступило в окружающую среду, из которых лишь 5 %
разложилось (Erickson, 1997).
Для всего живого опасны не только сами ПХБ. При производ¬
стве этих веществ, их применении и термическом обезвреживании
(при температурах ниже 1000°С) образуются диоксины.
Основное количество ПХБ после отработки попадает на свалки
или сжигается. Это один из путей попадания в атмосферу (около
50 % всех потерь). Кроме того, непосредственно в атмосферу до¬
полнительно испаряется еще 6 % ПХБ (Ревич и др., 2004).
Миграция ПХБ в окружающей среде протекает так же, как и ди¬
оксинов, что связано с близкими свойствами этих загрязняющих
веществ (липофильностью, устойчивостью к разложению и т.д.).
Непосредственно из источника загрязнения и вследствие пе¬
реноса через атмосферу ПХБ поступают на поверхность почв,
растительности, водоемов и могут циркулировать в наземных и
водных экосистемах длительное время. В водные экосистемы ксе¬
нобиотики поступают также с твердым и жидким стоком из за¬
грязненных почв.
Относительно низкая летучесть, малая растворимость в воде, вы¬
сокая сорбционная способность ПХБ являются основными свой¬
ствами, благодаря которым ксенобиотики накапливаются в почве
и донных отложениях. Наиболее прочно загрязняющие вещества
сорбируются на тонких илисто-гумусовых частицах. В таком состо¬
янии они проявляют высокую устойчивость к физико-химическому
и биологическому разложению. Органические растворители, не¬
фтепродукты, другие вещества, присутствующие вместе с ПХБ,
могут, однако, увеличивать их мобильность в почвах. Период полу¬
176
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
распада ПХБ в почве колеблется от 2,5 до 45 лет (среднее значение —
около 20 лет) и зависит от климатических условий, физических,
химических и биологических свойств почвы, ее ландшафтно¬
геохимического положения и некоторых других факторов.
Миграция загрязняющих веществ в почвенном профиле и пере¬
распределение в геохимическом ландшафте были изучены (Сево-
стьянов и др., 2007) в г. Серпухове Московской области, где в тече¬
ние 25 лет применяли ПХБ на заводе «Конденсатор» (в конце 1980-х
гг. производство было закрыто) и в почвах уровень их содержания
достигал почти 6000 ПДК.
Миграция ксенобиотиков в почвенном профиле зависит от ко¬
личества и состава ПХБ, физических, химических и биологических
свойств почв. Загрязнители преимущественно концентрируются
на геохимических барьерах (в органогенных и иллювиальных го¬
ризонтах). Общим является перераспределение гомологических
групп ПХБ: наиболее тяжелые, токсичные высокохлорированные
конгенеры сосредоточиваются в верхней части профиля, наибо¬
лее мобильные легкие низкохлорированные бифенилы мигрируют
вниз по профилю (Севостьянов и др., 2007).
Особенности миграции ПХБ по элементам рельефа заключают¬
ся в обеднении ксенобиотиками почв элювиальных ландшафтов
(табл. 9.17). Конгенерный состав также меняется от повышения к
понижению: в почвах элювиальных ландшафтов преобладают вы¬
сокохлорированные бифенилы, а в аккумулятивных — наиболее
мобильные низкохлорированные бифенилы.
Таблица 10.17
Содержание ПХБ в верхнем слое (0—10 см) почв (мг/кг) профилей
по элементам рельефа в г. Серпухове
(Севостьянов, Деева, Ильина, Демин, 2007)
Геохимический профиль
Повышение
Склон
Понижение
1
88,2
107,0
95,0
2
65,0
106,9
88,0
3
49,3
56,5
163,6
Растения способны поглощать ПХБ как из почвы, так и из воз¬
духа. При корневом поглощении, которое лимитируется в основ¬
ном диффузией, основная часть ксенобиотика концентрируется в
корнях, причем отмечается преимущественное поглощение наи¬
более легких низкохлорированных конгенеров (Демин и др., 2007).
177
Глава 10
Из-за низкой растворимости и высокой сорбционной способности
гидрофобные органические вещества не способны к транслокации
из корневой системы в надземную часть и наоборот. Поэтому в кор¬
неплоды ПХБ переходят практически только из почвы. В листовые
овощи и другие культуры, у которых пищевое значение имеют над¬
земные части, ксенобиотики поступают из воздуха, концентриру¬
ясь в кутикуле. Поскольку загрязненная почва служит источником
вторичного загрязнения атмосферы, в районах с повышенным со¬
держанием ПХБ в почвах обычно обнаруживаются и повышенные
концентрации ксенобиотиков в атмосферном воздухе, т.е. загряз¬
ненными бывают и подземные, и надземные части растений.
Коэффициенты перехода (КП) ПХБ из почвы в овощные куль¬
туры (табл. 10.18) позволяют оценить уровень концентрации ксено¬
биотиков в продуктах питания в загрязненных районах. В течение
десяти лет исследования (1988—1997) тенденции к снижению на¬
копления ПХБ растениями не обнаружено (Булгаков и др., 2004).
Таблица 10.18
Коэффициенты перехода для продукции растениеводства, выращенной
в г. Серпухове
(Булгаков, Коноплев, Бобовникова, 2004)
Продукт
КП (ЕПХБ)
Продукт
КП (ЕПХБ)
Картофель (очищен¬
ный)
1,4104—1,7*10-'
петрушка (листья)
Помидоры (плоды)
2,6*10 2
бобы
2,1*10 3—8,5*10-3
Репа (очищенный
корнеплод)
3,7*10 3—8,3* 10*2
морковь (очищенная)
2,7* 10~2—7,1 * 10'2
При загрязнении почв (на примере дерново-подзолистых) ПХБ
в концентрациях 15—210 мг/кг происходит снижение численности
и биомассы бактерий, грибов, актиномицетов и водорослей, умень¬
шается интенсивность разрушения целлюлозы и накопления сво¬
бодных аминокислот. При этом в бактериальном сообществе зна¬
чительно возрастает доля бактерий Bacillus megaterium. Это делает
возможным использовать показатель относительного содержания
В. megaterium в качестве биоиндикатора загрязнения почвы ПХБ.
Что касается живых организмов, то ПХБ активно накапливают¬
ся в пищевых цепях. В длинных пищевых цепях содержание ксе¬
нобиотиков может возрастать в 107 раз по сравнению с начальным
звеном. Это обусловлено их липофильностью и электронной струк¬
178
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
турой, а также малой способностью к электрофильным и радикаль¬
ным атакам. Последнее обстоятельство является определяющим
критерием их экотоксичности (Ившин, Полушин, 2005).
Нормирование. Влияние ПХБ на живые организмы и здоровье на¬
селения. В России действуют гигиенические нормативы содержания
ПХБ: в почве (суммарно) — 0,06 мг/кг; в воде объектов хозяйственно¬
питьевого и культурно-бытового назначения — 1 мкг/л; в атмосфер¬
ном воздухе — 1 мкг/м3.
Основной путь поступления ПХБ в организм человека и живот¬
ных — с продуктами питания (в основном с рыбой) и кормами. ПДК
ксенобиотика в продуктах питания составляет (мг/кг): в рыбе — 2,0;
печени рыбы и рыбопродуктах — 5,0; рыбьем жире — 3,0; в биоло¬
гически активных добавках на основе рыбьего жира — 3,0; в детском
питании на рыбной основе — 2,0.
ПХБ аккумулируются в жировой ткани человека и животных.
Наибольшие концентрации ксенобиотика отмечаются в рыбе, ры¬
бьем жире, мясе и жире тюленей, китов, а также птиц, питающихся
рыбой. ПХБ оказывают на живые организмы канцерогенное дей¬
ствие: у крыс при воздействии ксенобиотика развивались опухоли
печени. При эпидемиологических исследованиях населения была
выявлена связь между воздействием ПХБ и возникновением мела¬
номы кожи, рака печени, опухолей желудочно-кишечного тракта.
В основном были обследованы рабочие производства конденсато¬
ров (Ревич и др., 2004).
ПХБ, так же как и диоксины, обладают выраженным действием
на репродуктивную функцию человека и животных. У птиц (кур,
перепелок и фазанов) под действием Араклора снижалась яйцено¬
скость, вылупляемость и жизнеспособность птенцов (Кореневская,
1975). На обезьянах-резусах, а также при эпидемиологическом ис¬
следовании населения, подвергшегося воздействию ПХБ, был уста¬
новлен эмбриотоксический эффект ксенобиотика. Повышалась
мертворождаемость и смертность детей, снижалась масса тела ново¬
рожденных, увеличивалось число детей с врожденными пороками.
Наиболее ярко последствия влияния ПХБ на здоровье населе¬
ния проявились в Японии и на Тайване в результате употребления
загрязненного ксенобиотиком рисового масла, так называемые
«масляные» болезни: ю-шо в Японии и ю-ненг на Тайване (болезнь
ю-ченг была вызвана присутствием в рисовом масле в том числе и
диоксинов, которые образовались в результате разложения ПХБ).
Всего пострадали порядка 4 тыс. человек. Заболевание характе¬
ризовалось общим истощением, головной болью и затруднением
дыхания, уменьшением чувствительности, снижением или отсут¬
179
Глава 10
ствием рефлексов. У заболевших женщин во многих случаях дети
рождались недоношенными, а у новорожденных была темная кожа
(«черные малютки» — black babies) и снижена масса тела. Увеличи¬
лось число детей с врожденными пороками. В длительных исследо¬
ваниях больных ю-шо было установлено многократное увеличение
смертности от рака печени (Ревич и др., 2004).
Детоксикация ПХБ в объектах окружающей среды. Методы де¬
токсикации ПХБ, как и диоксинов, в объектах окружающей среды
основаны на химической, физической и микробиологической де¬
струкции ксенобиотиков, а также их удалении из компонента сре¬
ды или прочной фиксацией in situ с использованием сорбентов.
Химическая деструкция (дехлорирование) ПХБ происходит под
влиянием различных химических веществ: а) растворов щелочей и
полиэтиленгликоля, диметилсульфоксида; б) четвертичных аммони¬
евых солей поверхностно-активных соединений, таких как ацетилпи-
ридин, бензалкония хлорид (возможно разложение 50—60 % ПХБ);
в) недавно установлена возможность (Курочкина, Деева, Ильина,
2007) деструкции ПХБ смесью натриевых солей аминокислот.
Фотолитическое разложение ПХБ может происходить под вли¬
янием солнечного света или ультрафиолетового облучения. Ката¬
лизируют разложение оливковое масло, этилолеат, полупроводни¬
ковые материалы; диоксид олова, триоксид вольфрама, сульфид
кадмия, оксид цинка, оксид титана.
В настоящее время для детоксикации ПХБ-содержащих отходов
и почв применяют методы термической и микробиологической са¬
нации, физико-химические методы, основанные на промывке
почв, экстракции растворителями, использовании электрокинети-
ческих процессов. Для термической деструкции и некоторых дру¬
гих способов детоксикации необходимо предварительно провести
экскавацию почвы, что не всегда является возможным. Существу¬
ют также рекомендации по вывозу и захоронению удаленной за¬
грязненной почвы.
Имеется положительный опыт детоксикации почв, загрязнен¬
ных ПХБ, in situ внесением препаратов гумусовых кислот, выделен¬
ных из торфа, а также органо-минеральных композиций на основе
осадка сточных вод. Они активизируют процессы дехлорирования,
окисления, гидроксилирования, микробиологической деструкции
ПХБ. Возможно, что токсиканты концентрируются на гумусовых
веществах, где повышена микробиологическая активность.
Использование активированного угля не приводит к ускорению
биодеградации ПХБ, но обеспечивает их сорбцию и прочное свя¬
зывание. Поэтому некоторые исследователи (Werner et al., 2006;
180
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
Васильева и др., 2007) рекомендуют применение активированного
угля для секвестрирования ПХБ (и других стойких органических
загрязнителей) в почвах и донных отложениях.
С помощью порошкообразных сорбентов, в том числе и акти¬
вированного угля, возможно проведение очистки вод, из которых
таким способом может быть удалено до 90 % ксенобиотиков, преи¬
мущественно их ди- и тетраизомеры.
10.4. Полиароматические углеводороды
Полициклические ароматические углеводороды — органические
вещества, основные элементы которых — углерод и водород — обра¬
зуют бензольные кольца, незамещенные или замещенные, способ¬
ные полимеризоваться. Для этих соединений характерна низкая рас¬
творимость в воде, высокая способность к сорбции и устойчивость в
компонентах среды, особенно почвах.
К группе ПАУ относятся сотни химических веществ. В настоя¬
щее время за рубежом рекомендуется контролировать в объектах
окружающей среды 16 веществ из группы ПАУ: нафталин, аценаф-
тилен, аценафтен, флуорен, антрацен, фенантрен, флуорантен,
бенз(а)антрацен, хризен, пирен, бенз(а)пирен, дибенз(аЬ)антра-
цен, 6eH3(g,h,i)nepnneH, бенз(Ь)флуорантен, бенз(к)флуорантен и
индено(1,2,3-сс1)пирен, а в России только одно соединение этого
класса — бенз(а)пирен.
Поступают ПАУ в окружающую среду с отходами транспорта,
энергетики, в меньшей степени промышленности. Эти загрязняю¬
щие вещества образуются при сгорании бензина, нефтепродуктов,
угля, газа, битумов, древесины (практически при сгорании всех
видов горючих материалов). Содержатся они в сажевых выбросах
ТЭЦ и любых тепловых агрегатов. Среди промышленных предпри¬
ятий на первом месте по выбросам бенз(а)пирена находятся алю¬
миниевые заводы и производства технического углерода.
Транспорт — главный источник загрязнения ПАУ. ПАУ содер¬
жатся в газовых выбросах автотранспорта, авиации, железнодо¬
рожного транспорта. В выхлопных газах двигателей внутреннего
сгорания преобладают незамещенные ПАУ, а также нитроПАУ.
ПАУ входят в состав отходов коксохимических, нефтеперегон¬
ных заводов и нефтепромыслов. Образуются они при получении
смол высокотемпературной переработкой угля, сланцев, торфа,
при крекинге нефти.
Антропогенные источники выбрасывают более 5000 т 3,4 бенз(а)
пирена. Бенз(а)пирен в 70—80 % случаев занимает первое место
181
Глава 10
среди веществ, с которыми связано высокое загрязнение городов.
В атмосферу ПАУ поступают в форме частиц сажи (продукта не¬
полного сгорания топлива), в адсорбированном состоянии на по¬
верхности твердых частиц (оксидов, солей металлов и др.). Газоо¬
бразные ПАУ в атмосфере сорбируются пылью.
Для характеристики загрязнения окружающей среды ПАУ ис¬
пользуют данные о загрязнении снега. ПАУ концентрируются обыч¬
но в снеговой пыли, а не в растворимой фракции. Установлено на¬
копление ПАУ в снеговом покрове вокруг ТЭЦ, металлургических
комбинатов.
Уровни суммарного содержания ПАУ в загрязненных почвах
колеблются от единиц до сотен и даже тысяч (2000—4000) мкг/кг
почвы. Российский норматив (ПДК) бенз(а)пирена для почв со¬
ставляет 20 мкг/кг, поверхностных вод — 5 нг/л, воздуха населен¬
ных мест (СС) — 1 нг/м3.
Одним из ключевых процессов, определяющих судьбу ПАУ в
окружающей среде, является сорбция. Связывание загрязнителей
минеральными, органо-минеральными коллоидами и растворенны¬
ми природными органическими соединениями создает возможность
для водной миграции ПАУ в составе твердых фаз, а также эмульсий.
Основным же накопителем ПАУ, как и других загрязняющих ве¬
ществ в экосистеме, является почва. Гидрофобные соединения пре¬
имущественно связываются органическим веществом почвы. Нали¬
чие ОН-групп в ПАУ позволяет образовывать дополнительные связи
(водородные) с органической и минеральной почвенной матрицей.
Аэротехногенным привносом в основном обусловлен пул лег¬
ких ПАУ в почве. Тяжелые ПАУ могут формироваться в резуль¬
тате трансформации органического вещества в процессе педоге¬
неза, причем бенз(а)пирен может в определенных условиях (при
оптимальном сочетании влажности, температуры, аэрации и т.д.)
усиливать процесс минерализации почвенного органического ве¬
щества и соответственно педогенного образования тяжелых ПАУ
(Яковлева и др., 2008).
Поглощение органических загрязняющих веществ, в том числе
и ПАУ, корнями растений из почвы, согласно концептуальной мо¬
дели S.L. Simonich, R.A. Hites (1995), представляется как функция
растворимости вещества в воде, его содержания в почве и вида рас¬
тения. Процесс накопления стойких органических соединений рас¬
тениями имеет общие закономерности; коэффициенты накопле¬
ния (отношение содержания вещества в корнях к его содержанию
в почве) являются нелинейной функцией содержания их в почвах,
что может объясняться в случае невысоких концентраций сорбци¬
182
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
ей загрязнителя почвой, а при высокой — угнетающим действием
на растения. Расчеты показывают (Волощук, Гапонюк, 1979), что
в целом переход стойких органических загрязнителей из почвы в
растения выше (35—70 %), чем в воду (12—18 %) и атмосферный
воздух (18 %).
В отличие от большинства других стойких органических загряз¬
нителей, которые аккумулируются в корнях растений, выросших
на загрязненных почвах, ПАУ распределяются по органам рас¬
тений более равномерно и даже во многих случаях концентрация
загрязнителей в листьях в аналогичных условиях превышает их
содержание в корнях. Такое распределение может быть свидетель¬
ством биофильности полиаренов для растений (какого-то их функ¬
ционального предназначения), причем не исключен даже синтез
ПАУ в самих растениях (Васильева и др., 2008).
Деструкция ПАУ в окружающей среде. Способность к самоочи¬
щению природных сред от ПАУ зависит от свойств ПАУ, их ко¬
личества, свойств почв (и/или вод), от температуры, влажности,
микробиологической активности. Как правило, в первый период
после поступления ПАУ в почву их содержание сначала снижается
относительно быстро. При снижении концентрации ПАУ скорость
их разложения падает, она увеличивается при их повторном внесе¬
нии. Убывание ПАУ в окружающей среде идет по экспоненте. Ско¬
рость деградации выше в теплое время года.
В воде ПАУ менее устойчивы, чем в почве. Есть данные о том,
что период полуразложения бенз(а)пирена в воде колеблется от
нескольких часов до суток. Время сохранения бенз(а)пирена в по¬
чве — 4—24 мес. Устойчивость ПАУ в почве связана с закреплени¬
ем их почвенными компонентами.
Самоочищение почвы от полиароматических углеводородов
возможно за счет естественных биотических и абиотических про¬
цессов их трансформации, деградации и миграции. Основные из
этих процессов следующие: а) окисление ПАУ под влиянием сол¬
нечного света (фотолиз) и кислорода воздуха. При окислении про¬
исходит частичное разрушение молекулы ПАУ; б) химическое раз¬
ложение, например щелочами; в) микробиологическая деструкция
(биодеградация) осуществляется микроорганизмами, которые ис¬
пользуют ПАУ как источник питания; г) сорбция почвой; д) погло¬
щение корнями растений; е) вынос из почв с водными потоками.
Возможно искусственное очищение почв, загрязненных ПАУ,
путем окисления их при облучении ультрафиолетовыми лучами,
процесс усиливается в присутствии окислителей, например пере¬
киси водорода.
183
Глава 10
При высоком уровне загрязнения почв бенз(а)пиреном (> 0,1 мг/
кг, или > 5ПДК) рекомендуется экскавация, вывоз и захоронение
почвы. Однако, как правило, подобный способ является труднореа¬
лизуемым.
Перспективными являются технологии ремедиации in situ за¬
грязненных бенз(а)пиреном почв с применением гуминовых и
гумино-минеральных препаратов в сочетании с добавками деструк¬
торов органических веществ (бактерий, грибов).
Токсичность. Влияние на здоровье населения. Полициклические
ароматические углеводороды (ПАУ) относятся к сильным канце¬
рогенам. Профессиональное воздействие каменноугольной смолы,
пека и некоторых минеральных масел вызывает у людей рак раз¬
личных локализаций, включая рак кожи, легких, мочевого пузыря,
кишечника. Канцерогенное действие этих продуктов обусловлено
присутствием в них бенз(а)пирена.
Токсические свойства связаны со строением ПАУ. Среди неза¬
мещенных соединений наиболее токсичны ПАУ с четырьмя или
пятью кольцами, из них бенз(а)пирен, бенз(§Ы)перилен, бенз(Ь)
флуорантен. Среди замещенных сильным канцерогенным действи¬
ем обладают метил замещенные, например 5-метилхризен. Высоко¬
токсичными являются нитро-ПАУ, например динитропирен.
По расчетам Б.А. Ревича с соавторами (2004), среднесуточное
количество бенз(а)пирена, поступающего в организм человека, со¬
ставляет, мкг: с воздухом 0,009—0,043; с водой — 0,0011; с продукта¬
ми питания — 0,16—1,60; при курении одной пачки сигарет — 2—5
мкг/сут. Дополнительное количество этого вещества может быть
получено и во время приготовления пищи на кухне — 0,54 мкг/сут.
Эколого-эпидемиологические исследования выявили достовер¬
ное увеличение заболеваемости злокачественными новообразова¬
ниями органов дыхания у населения городов с повышенным содер¬
жанием бенз(а)пирена в атмосферном воздухе (> 3 нг/м3), (Ревич и
др., 2004). В крупных городах ведущей средой, обусловливающей
риск развития канцерогенных эффектов, является атмосферный
воздух, который на 60—90 % определяет величину суммарного кан¬
церогенного риска (Рахманин, Онищенко, 2004).
10.5. Некоторые другие органические загрязнители
окружающей среды
По данным Российского регистра потенциально опасных хими¬
ческих и биологических веществ, в Российской Федерации произ¬
водится и применяется порядка 2600 веществ, из них около 1700
184
Загрязнение биосферы органическими токсикантами
соединений имеют утвержденные ПДК в различных средах. Более
половины из этих веществ — органические соединения. Стойкие
органические загрязнители, рассмотренные выше, занимают в
этом перечне небольшую долю.
Однако нет возможности остановиться на каждом из норми¬
руемых потенциально опасных органических веществ. Ниже будут
кратко рассмотрены лишь некоторые из них.
Поверхностно-активные вещества (ПАВ) — вещества, которые
используются в промышленности и в быту как моющие средства,
загрязняют окружающую среду с отходами коммунально-бытовой
деятельности. В состав ПАВ обычно входят одна или несколько
групп поверхностно-активных агентов и несколько связывающих
центров. Эти группы снижают поверхностное натяжение жидко¬
сти, в которой они растворяются, образуют стабильную эмульсию
с частицами удаляемых веществ, снижают жесткость воды. ПАВ по
составу обычно делятся на три группы: анионоактивные, катионо¬
активные, неионогенные. Примером анионоактивных может слу¬
жить алкилбензосульфонат, или линейный алкилсульфонат. Пре¬
парат содержит в своем составе полярную гидрофильную группу
S03 и гидрофобный органический радикал. Примером катионоак¬
тивных ПАВ являются четвертичные аммонийные соли, содержа¬
щие углеводородные радикалы, в том числе ароматические, а также
галоген или кислотную группу. Примером неионогенных ПАВ мо¬
гут служить бензол производные, содержание в качестве радикалов
различные предельные углеводороды.
В состав ПАВ входят также связывающие компоненты. Они мо¬
гут взаимодействовать с ионами кальция и магния, присутствующи¬
ми в виде солей в жесткой воде, а также в составе твердых веществ.
Наиболее распространено использование в качестве связывающих
компонентов смеси полифосфатов с триполифосфатом натрия.
ПАВ загрязняют природные воды. Они образуют на поверхно¬
сти воды пленку, которая препятствует газообмену между водой и
атмосферой, что снижает насыщенность воды кислородом. Фос¬
фаты, входящие в состав ПАВ, могут вызывать эвтрофикацию во¬
доемов, усиливая рост водных растений.
Способы очистки вод от ПАВ разрабатываются.
Летучие органические соединения (бензол, толуол, ксилол). В окру¬
жающую среду бензол поступает со сточными водами и газообраз¬
ными выбросами производств органического синтеза, нефтехими¬
ческих, химико-фармацевтических производств, предприятий по
производству пластмасс, взрывчатых веществ, ионообменных смол,
лаков, красок и искусственной кожи. Содержится он и в выхлопах
185
Глава 10
автотранспорта. Выброс бензола в атмосферный воздух в России
оценивается в 13—24 тыс. т в год (от стационарных источников).
Из водоемов бензол быстро испаряется в атмосферу. Есть сведе¬
ния о транслокации загрязнителя из почв в растения.
Среднесуточная ПДК бензола в атмосферном воздухе —
100 мкг/м3, в питьевой воде — 0,01 мг/л.
Бензол обладает канцерогенным, мутагенным, гонадотоксиче¬
ским, эмбриотическим, тератогенным и аллергическим действием.
Толуолы и ксилолы поступают в окружающую среду со сточны¬
ми водами преимущественно предприятий нефтеперерабатываю¬
щей и химической промышленности. Они могут длительное время
сохраняться и мигрировать в фунтовых водах. ПДК толуола в водах
водоисточников составляет 0,5 мг/л, ксилолов — 0,05 мг/л.
Толуол — яд общетоксического действия, вызывающий острые
и хронические отравления. Может проникать (и ксилолы так же)
в организм человека и животных через неповрежденную кожу.
Из-за высокой растворимости в липидах толуол накапливается в
жировой ткани и преимущественно в клетках центральной нерв¬
ной системы.
Ксилолы обладают эмбриотропным действием, нарушают про¬
цессы репродукции.
Фенол. Основными источниками поступления фенолов в окру¬
жающую среду являются металлургические и коксохимические
заводы, предприятия кожевенной и мебельной промышленности,
а также производства фенолформальдегидных смол, клеев, пласт¬
масс. Фенол поступает с выбросами в атмосферу и со сточными во¬
дами в водоемы. ПДК загрязнителя в атмосферном воздухе (сред¬
несуточная доза) составляет 3 мкг/м3, в воде водоемов — 1 мкг/л.
Содержание фенолов в воздухе крупных промышленных горо¬
дов часто превышает ПДК. Во многих поверхностных водах (бас¬
сейны Невы, Волги) отмечаются повышенные концентрации за¬
грязнителя. Особенно высоким становится содержание фенола в
воде при аварийных ситуациях (реки Белая, Амур). В этих случаях
он может попадать во все звенья водной пищевой цепи и даже вы¬
зывать гибель отдельных ее компонентов.
Фенол поражает нервную систему, оказывает раздражающее
действие на слизистые оболочки. Он быстро всасывается через
кожу, дыхательные пути и желудочно-кишечный тракт, а затем
концентрируется в печени и почках.
Глава 11
РАДИОАКТИВНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ БИОСФЕРЫ
Прежде чем перейти к разделу о радиоактивном загрязнении
биосферы, необходимо остановиться на основных явлениях, поня¬
тиях и принятых единицах измерения.
Радиоактивность — это способность атомных ядер химических
элементов к самопроизвольному превращению в другие ядра с ис¬
пусканием одной или нескольких заряженных частиц и фотонов.
Ядра, обладающие свойством самопроизвольно распадаться, назы¬
ваются радиоактивными, или радионуклидами.
За единицу радиоактивности принято количество радиоактив¬
ных превращений (распадов) в единицу времени. Единица, харак¬
теризующая 1 распад радионуклида в 1 с, называется 1 беккерель
(Бк). Ранее за единицу измерения радиоактивности была приня¬
та радиоактивность 1 г радия, которая называлась 1 кюри (Ки).
Между этими единицами установлено следующее соотношение:
1 Ки = 3,71010 Бк, или 1 Бк = 2,710п Ки.
В процессе распада радиоактивных ядер образуются потоки
у-квантов (фотонное излучение), а- и р-частиц, способных иони¬
зировать вещественную среду (воздух, воду, биологические клетки
и т.д.) и сообщать веществу дополнительную энергию. Мера иони¬
зирующего излучения называется дозой. Количество излучения,
испускаемое источником, называется экспозиционной дозой. Так,
например, если при воздействии у-квантов (фотонное излучение) в
см3 воздуха происходит ионизация с образованием 2,08* 109 пар ио¬
нов (что соответствует электрическому заряду в 1 кулон (К)), то это
значит, что экспозиционная доза излучения соответствует 1 рент¬
гену (Р).
Поглощенная доза (D) — это энергия излучения, поглощенная
единицей массы вещества; 1 грей (Гр) = 1 Дж/кг. Поскольку излу¬
чения, испускаемые радионуклидами, различаются по способно¬
сти вызывать биологические повреждения, для их сопоставления
вводится понятие относительной биологической эффективности
(ОБЭ), сравнивающей воздействие определяемого излучения с до¬
187
Глава 11
зой излучения условно принятого стандартного типа. Доза, учи¬
тывающая биологическую эффективность ионизирующего излу¬
чения, называется эквивалентной дозой. Единицей ее измерения
служит зиверт (Зв). Для у- и р-излучения 1 Зв соответствует 1 Гр,
для а-излучения — 20 Гр. Ранее используемая единица — биологи¬
ческий эквивалент рентгена (бэр) = 0,01 Зв.
11.1. Естественные радионуклиды
Естественные радионуклиды, имеющие природное происхожде¬
ние, присущи в тех или иных количествах всем природным объек¬
там нашей планеты (Рихванов, 1997). В настоящее время известно
более 230 типов радиоактивных ядер, имеющих естественное про¬
исхождение, которые можно разделить на три группы: 1) первич¬
ные радионуклиды с очень длительным периодом полураспада
(Т1/2 > 0,7* 109 лет), содержащиеся в составе Земли как планеты с
момента ее образования; 2) сравнительно более короткоживущие
продукты распада урана и тория (Т1/2 < 2,6* 105 лет); 3) радионукли¬
ды, постоянно образующиеся в атмосфере и земной коре за счет
природных ядерных реакций. Первичные радионуклиды являются
наиболее распространенными в природе. Наиболее важные среди
них (максимально распространенные) с экологических позиций —
238U, 232Th, 40К и87Rb (Титаева, 2000).
Среди продуктов распада долгоживущих природных радиону¬
клидов присутствуют радий, полоний, радон, актиний и др.
В атмосферном воздухе под действием космических лучей про¬
исходит образование так называемых космогенных радионукли-
ов, из которых наиболее важное значение имеют радиоуглерод и
тритий.
Источниками загрязнения объектов природной среды есте¬
ственными радионуклидами могут быть природные образования
(месторождения радиоактивных и некоторых других полезных
ископаемых, горные породы с повышенным содержанием радио¬
активных элементов, природные воды с высоким содержанием ра¬
дона, радия, иногда урана), а также промышленные предприятия
по добыче и переработке некоторых типов полезных ископаемых,
включая нефте- и газодобычу, а также ГРЭС и ТЭЦ, работающие на
углях, горючих сланцах.
Месторождения твердых полезных ископаемых в зависимости от
типов и генезиса несут в себе различные элементы потенциальной
радиационной опасности, по степени которой они подразделяются
на четыре категории или класса (табл. 11.1). В качестве примера в
188
Радиоактивное загрязнение биосферы
табл. 11.2 приведены материалы по классификации месторождений
восточной части Балтийского щита (Карело-Кольский регион).
Таблица 11.1
Предельные значения Аэфф для классификации месторождений твердых
полезных ископаемых по степени радиационной опасности
(Азфф — это удельная эффективная активность: Азфф = ARa + 1,31 ATh + 0,085АК)
Категория месторождения
(класс опасности)
Бк/кг
от
до
1. Особо опасные
более 3500
2. Опасные
1000
3500
3. Потенциально опасные
100
1000
4. Безопасные
менее 100
Таблица 11.2
Радиогеохимические характеристики месторождений восточной части
Балтийского щита
(Хайковин, Мац, Харламов, 1999)
Рудная формация
Геохимическая
ассоциация
Класс
опасности
Сульфидная медно-никелевая в базитах и
гипербазитах
Ni—Си—Со
4
Железо-титановая в габброидах
Fe-Ti
4
Меднорудная в диабазах
Си
4
Серно-колчеданная с медью в кератофир-
спилитах
Fe—S—Си—Аи
4
Кобальт-меднорудная в песчаниках и сланцах
Со—Си—Аи
4
Железо-титановая в габбро-апортозитах
Fe-Ti
4
Железорудная в кварцитах
Fe-магнетитовая
4
Железорудная в кварцитах
Fe-геммагнетитовая
3
Серебросвинцовая в барий-кальцитовых жилах
Pb—Zn—Ag
3
Бериллий-оловянная в скарнах и апоскарновых
метасоматитах
Be—Sn—Zn—Fe
3
189
Глава 11
Окончание табл. 11.2
Рудная формация
Геохимическая
ассоциация
Класс
опасности
Золотосульфидная в кварцевых жилах и зонах
раскварцевания
Аи—Си—As—Fe
3
Молибденитовая в кварцевых жилах и грейзенах
Mo-Ce-Y
3
Керамических пегматитов
Nb-Y-Be
3
Железо-титановая в габброидах
Fe-Ti-P-Nb-Zr
3
Глиноземистая в сланцах
Кианито-
силиманитовая
3
Тантал-церий-глинозем-фосфорная в нефели¬
новых сиенитах
Та—Ce—Zr—Mo
2
Ниобий-фосфор железорудная и флогопитовая
в щелочно-ультраосновных породах и карбона-
титах
Nb-Tl-Zr-Ce
2
Литий-цезиевая и тантал-бериллиевая в пегма¬
титах и метасоматитах
Li-Cs-Ta-Nb-
Be-Ce-Y
2
Золоторудная в кварцевых конгломератах
Au-U
2
Мусковитовых и керамических пегматитов
Nb-Be-Th-U
1
Ванадиево-урановая с медью, молибденом и
благородными металлами
V-U-Cu-Mo-
Au—Pt—Pd—Ag
1
В районах разработки и переработки радиоактивного минераль¬
ного сырья воздействие радионуклидов на природную среду про¬
исходит в основном вследствие ветрового переноса с пылящих по¬
верхностей отвалов, вентиляционных выбросов, водной миграции
из отвалов или хвостохранилищ, а также со сточными техническими
водами. Таким образом была загрязнена природная среда в Читин¬
ской и Свердловской областях, Чукотке и Казахстане. В качестве
примера на рис. 11.1 показана схема загрязнения окружающей сре¬
ды, происходящего при добыче и использовании каменного угля.
Источником радиоактивного загрязнения при нефте- и газодо¬
быче служат пластовые воды. В них концентрации изотопов радия
в 100—1000 раз превышают фоновые значения. В результате за счет
сброса пластовых вод на поля испарений и фильтрации происходит
загрязнение почв и компонентов экосистем в районе добычи, за¬
грязняется буровое и другое технологическое оборудование, твер-
190
Радиоактивное загрязнение биосферы
Рис. 11.1. Источники радиоактивного загрязнения окружающей среды при добыче
и использовании каменного угля
(Мауринева, Киселев, 2004)
дые радиоактивные отходы (шламы и отложения солей) накапли¬
ваются на складах списанного оборудования или в захоронениях.
В России в настоящее время складировано не менее 200 млн т отхо¬
дов нефтегазодобычи с повышенным содержанием радионуклидов
(Куриленко, Хайкович, 2004). Эти виды загрязнения окружающей
среды естественными радионуклидами при нефтегазодобыче мож¬
но условно назвать контролируемыми.
К неконтролируемым загрязнениям относятся проливы обвод¬
ненной нефти при авариях нефтепроводов, проливы пластовых
вод при разрывах водоводов, выделение радона при сжигании газа
в факелах и т.д.
На рис. 11.2 приведена схема распределения радиоактивности
на нефтепромыслах Ставропольского края.
Поступление естественных радионуклидов в агроэкосистемы свя¬
зано с применением минеральных удобрений и мелиорантов. Калий¬
ные удобрения являются источником поступления ^К, на долю ко¬
торого приходится около 0,012 % от всего количества калия. Однако
дополнительная активность при их применении в почвах агроэкоси¬
стем обычно не выходит за пределы варьирования природного фона.
Природные фосфориты, как правило, отличаются повышен¬
ной концентрацией радионуклидов урановых рядов. Их радио¬
активность для ряда 238U может достигать 5 Бк/г, для ряда 232Th —
191
Глава 11
Рис. 11.2. Схема распределения радиоактивности в технологическом цикле и ее вы¬
ход в окружающую среду (оценка 1992 г.), ГБк/год (Поляков, 1996). Обозначения:
I I—в цикле ; j — возможный выход в ОС
0,16 Бк/г. Фосфоритная мука, получаемая измельчением руды,
практически не отличается от нее по концентрации радионуклидов.
Содержание урана и продуктов его распада в фосфорных удобре¬
ниях зависит от технологии переработки фосфатного сырья. При
мокрой переработке фосфоритной руды с использованием сер¬
ной кислоты в качестве конечного продукта получают фосфорную
кислоту, в которую переходят 238U и значительная часть 232Th. 226Ra
остается в гипсе (фосфогипсе). При обработке фосфатного сырья
сухим отжигом с коксом и силикатом основная часть радия оста¬
ется в шлаке с силикатом кальция, а уран переходит в фосфорные
и фосфористые кислоты. Удобрения, получаемые из фосфорной
кислоты (например, аммофос), содержат изотопы урана и тория,
но свободны от радия. Двойной суперфосфат производят путем со¬
единения фосфорной кислоты с фосфатной рудой, поэтому он от¬
личается повышенным содержанием изотопов как урана и тория,
так и радия. Концентрация первичных радионуклидов в фосфор¬
ных удобрениях из разных стран находится в пределах от 70 до 2400
Бк/кг. В нашей стране она максимальна в фосфоритной муке.
Удельная эффективная активность (Аэфф) таких популярных
среди населения страны удобрений, как кемира (универсал и карто¬
фельное), составляет 350—364 Бк/кг, исполин (ягодный) — 46 Бк/кг,
аммиачная селитра — 5 Бк/кг (Мельник, Корнилов, 2004).
192
Радиоактивное загрязнение биосферы
Загрязнение природной среды радионуклидами (238U, 232Th,
228Ra 226Ra, 2l0Po, 2l2Pb, 2l4Pb, 2,4Bi и др.) происходит при сжигании
углей на ТЭЦ или ГРЭС. По расчетам J1.П. Рихванова (1997), одна
ТЭЦ средней мощности при современных средствах пылеулав¬
ливания будет выбрасывать в атмосферу 3—4 т урана ежегодно.
Распределение содержания некоторых радионуклидов в углях и
продуктах их сжигания приведено в табл. 11.3. Для сравнения в
табл. 11.4 приведены сведения о радиоактивности летучей золы
ТЭЦ из разных стран.
Таблица 11.3
Естественные радионуклиды в углях и продуктах их сжигания
(Адмакин, 2004)
Предприятие
Материал
Содержание, Бк/кг
238U
226Ra-106
232Th
40R.101
Забайкалье
Гусиноозеркая ГРЭС
Уголь
1,66
-
6,61
1,01
Шлак
3,86
5,11
13,42
18,08
Летучая зола
14,95
1,32
34,40
15,16
Иркутский бассейн
Иркутская ТЭЦ-12
Уголь
6,85
4,49
6,88
2,54
Шлак
19,45
10,13
65,51
13,69
Летучая зола
26,34
9,03
75,42
-
Кузнецкий бассейн
Кузнецкая ТЭЦ
Уголь
2,03
0,69
7,24
8,17
Шлак
10,04
4,99
13,31
7,96
Летучая зола
11,15
3,30
21,39
14,26
Печорский бассейн
Воркутинская ТЭЦ
Уголь
3,56
1,21
6,50
5,80
Шлак
7,88
2,69
14,51
27,79
Летучая зола
7,99
2,73
18,10
29,53
193
Глава 11
Учитывая характер обогащения радионуклидами продуктов
сжигания угля, основными путями загрязнения природной среды
при работе ТЭЦ и ГРЭС являются аэротехногенный, а также свя¬
занный с утилизацией золоотвалов.
Таблица 11.4
Радиоактивность золы уносов ТЭЦ из разных стран, в Бк/кг
(Sear, Weatherley, Damon, 2003)
Страна
Ряд урана
Ряд тория
среднее
диапазон
среднее
диапазон
Германия
119
93-137
121
96-155
Великобритания
89
72-105
68
3-94
Австралия
90
7-160
150
7-290
Польша
350
150
Италия
170
130-210
140
100-190
Дания
160
120-210
120
66-190
Швеция
150-200
150-200
Бельгия
181
112-316
150
88-277
Испания
91
80-106
89
77-104
Чехия
129
35-190
90
62-142
11.2. Искусственные радионуклиды
Появление искусственных радионуклидов обусловлено деятель¬
ностью человека. Главными физическими процессами, в результа¬
те которых образуются искусственные радионуклиды, являются
ядерное деление, ядерный синтез и нейтронная активация. Среди
искусственных радионуклидов основное экологическое значение
имеют изотопы цезия, стронция, рутения, церия, йода и плутония,
поскольку они обладают высоким выходом в ядерных реакциях.
Несмотря на то что большая часть (рис. 11.3) радиационного
воздействия на человека связана с естественными радионуклида¬
ми, именно техногенное воздействие может быть сконцентрирова¬
но во времени и пространстве в густонаселенных районах и пред¬
ставляет наибольшую опасность для населения.
194
Радиоактивное загрязнение биосферы
Рис. 11.3. Вклад естественных и искус¬
ственных источников радиоактивности
в облучение населения
(Ревич и др., 2004):
Щ — естественные источники;
В — медицинские источники;
Q — искусственные источники
В настоящее время основными
источниками загрязнения искус¬
ственными радионуклидами био¬
сферы являются (Рихванов, 1997):
1. Неуправляемые ядерные реакции, возникающие при испы¬
таниях ядерных устройств на полигонах Новая Земля, Семипа¬
латинск, Невада (США), Лобнор (Монголия) и др. или при про¬
ведении подземных ядерных взрывов в промышленных целях,
сейсмическое зондирование (Таймырский, Усть-Ордынский Бу¬
рятский автономные округа, республика Саха), взрывы для повы¬
шения нефтеотдачи пластов (Ямало-Ненецкий автономный округ,
Поволжье), создания каналов (Пермская обл.), подземных храни¬
лищ газа, дробления руды и др.
2. Деятельность предприятий ядерно-топливного цикла типа
НПО «Маяк» в Челябинске, а также энергетических ядерных реак¬
торов (АЭС).
3. Аварии на АЭС и реакторах (Чернобыльская, СССР, 1986;
Три-Майл-Айленд, США, 1979; Уиндскейл, Англия, 1957), на над¬
водных и подводных кораблях, космических аппаратах, использу¬
ющих реакторы и ядерные устройства; инциденты с ядерным ору¬
жием.
4. Захоронение радиоактивных материалов.
5. Халатное отношение к хранению и использованию техниче¬
ских устройств, в которых используются радиоизотопы.
Наиболее крупные очаги загрязнения природной среды радио¬
нуклидами формируются при ядерных испытаниях и авариях на
АЭС. Данные о выбросах некоторых радиоактивных изотопов при
ядерных взрывах и авариях приведены в табл. 11.5.
В России и на территории сопредельных государств существуют
пять крупных специфических очагов загрязнения: Новоземельский
(Россия), Чернобыльский (Украина, Россия, Белоруссия), Южно-
Уральский (Россия), Семипалатинский (Казахстан), Лобнорский
(Монголия) (Панин, 2002).
195
Глава 11
Таблица 11.5
Сравнение выбросов радиоактивных изотопов при ядерных взрывах
и авариях на ядерных реакторах
(Gudiksen et al., 1989)
Радионуклид
Выброс радиоактивности, ГБк, в пересчете на 3-й день после взрыва
или аварии
Хиросима
Ядерные испытания
Чернобыль
Унндскейл
l37Cs
0,1
1500
89
0,044
134Cs
-
-
48
0,0011
90Sr
0,085
1300
7,4
0,00022
|33Хе
140
2 100 000
4400
14
,3,I
52
780 000
1300
0,59
Всегда потенциально опасной для окружающей среды явля¬
ется деятельность предприятий ядерно-технологического цикла
(ЯТЦ) даже при работе в штатных режимах, поскольку существу¬
ют определенные трудности в улавливании некоторых радиону¬
клидов (например, изотопов криптона, ксенона и др.). Поэтому
газы после очистки и выдерживания в специальных газгольдерах
(для снижения их активности) на АЭС и радиохимических заводах
Рис. 11.4. Ядерный топливный цикл
(Рихванов, 1997)
196
Радиоактивное загрязнение биосферы
(РХЗ) выбрасывают через высокую трубу, чтобы обеспечить лучшее
разбавление в атмосфере (высота труб на АЭС обычно составляет
100—150 м, на РХЗ — не менее 200 м).
На всех этапах ЯТЦ (рис. 11.4) образуются радиоактивные от¬
ходы, причем наибольшее количество опасных для биосферы тех¬
ногенных радионуклидов образуется и содержится в отработанном
ядерном топливе (ОЯТ) с АЭС и продуктах его переработки на РХЗ.
Именно РХЗ являются основным источником радиоактивных от¬
ходов (собственно ОЯТ отходом не считается). В ОЯТ обычно со¬
держится не менее 96 % урана и более 1 % плутония, которые из него
извлекают на РХЗ. В образующиеся отходы попадают продукты де¬
ления, актиноиды, активированные материалы оболочек топлив¬
ных элементов. О примерном составе и радиоактивности отходов
можно судить по данным табл. 11.6.
Таблица 11.6
Удельная активность продуктов деления и трансурановых элементов
в отработанном топливе реакторов мощностью 1 ГВт
(Титаева, 2000)
Радионуклид
Период полураспада
Удельная активность,
Ku/т топлива
Радионуклид
Период полураспада
Удельная активность,
Ku/т топлива
Реактор на
тепловых
нейтронах
Реактор на
быстрых
нейтронах
Реактор на
тепловых
нейтронах
Реактор на
быстрых
нейтронах
Продукты деления
Трансурановые элементы
|44Се
284 сут.
892
1280
241 Ри
15 лет
116
600
95Nb
35 сут.
869
2660
242Ст
163 сут.
19,3
65,5
95Zr
64 сут.
524
2100
238ри
88 лет
2,79
11,2
l06Ru
1 год
459
1290
244Ст
18 лет
2,50
1,24
89Sr
51 сут.
214
637
240Ри
6,5* 103 лет
0,48
0,43
137Cs
30 лет
107
109
239Ри
2,4*104 лет
0,33
3,53
147 Pm
2,6 лет
104
353
24‘Ат
433 года
0,17
1,57
^Sr
29 лет
76,9
43,4
243Ат
7330 лет
0,017
0,050
3H
12,3 лет
0,7
0,9
242Ри
3,8-105 лет
0,0014
0,013
197
Глава 11
Помимо газообразных отходов на РХЗ образуются жидкие и твер¬
дые отходы. Низкоактивные жидкие стоки, например вода из охлаж¬
дающих бассейнов, обычно поступают в окружающую водную среду.
Жидкие отходы высокой удельной активности (они представляют со¬
бой азотнокислый раствор, содержащий 99,9 % продуктов деления,
часть неэкстрагированного плутония, некоторые трансурановые
элементы) концентрируют выпариванием для хранения в открытых
охлаждаемых емкостях до снижения тепловыделения, последующе¬
го перевода в твердую фазу и окончательного захоронения. Однако в
первый период деятельности РХЗ (1950—1960-е гг.) происходил бес¬
контрольный сброс жидких отходов в водоемы. Примерами могут
служить сбросы жидких отходов в Ирландское море в Селлафилде
(Уиндскейл, Великобритания), в р. Колумбию в Хэнфорде (США), в
р. Теча и оз. Карачай в Челябинской области (СССР).
Захоронение радиоактивных отходов в настоящее время осущест¬
вляется главным образом в глубокие геологические формации.
Об объемах и активности отходов и ОЯТ в нашей стране можно
судить по данным табл. 11.7.
Таблица 11.7
Объемы и активность радиоактивных отходов и ОЯТ на предприятиях атомной
промышленности, энергетики и атомного флота РФ
(Поляков, 2004)
Приуроченность отходов
Радиоактивные отходы
Отработанное ядерное
топливо
объем, м3
активность,
ТБк
масса,т
активность,
ТБк
Предприятия добычи и пере¬
работки
МО8
6,7 103
АЭС
2,86-105
1,6*103
7,2* 103
1,5* 108
Хранилище ОЯТ Минатома
НО3
1,8* 107
Остеклованные, объединение
«Маяк»
700
7,8-106
Производства ядерного оружия
4,5Т08
7,8-107
Хранилища С К «Радон»
2105
7,4* 104
Атомный флот
3,28*104
7,8* 102
1,2*106
Сумма накопленных РАО
и ОЯТ
5,5* 108
8,5* 107
8,3*103
1,7* 108
198
Радиоактивное загрязнение биосферы
11.3. Миграция радионуклидов в экосистемах
В экосистемы поступление радионуклидов происходит двумя
основными путями — с атмосферными выпадениями и в результате
сброса отходов. Схема переноса радионуклидов в агроэкосистеме
по наиболее важным пищевым цепям от радиоактивных выпаде¬
ний до организма человека показана на рис. 11.5.
Поступив в атмосферу, радионуклиды могут быстро распростра¬
няться и затем выпадать на очень большом расстоянии от места вы¬
броса. Например, радиоактивные продукты китайского взрыва до¬
стигли Японии через 1—3 сут., США — через 3—6 сут. (Панин, 2002).
Из атмосферы радионуклиды удаляются с атмосферными осад¬
ками (эпизодически) и сухим выпадением (непрерывно). При вы¬
падениях происходит очищение атмосферы, но и загрязнение под¬
стилающей поверхности, в первую очередь почвы и растительного
покрова наземных экосистем, а также водоемов. Попадая на по¬
верхность почвы, радионуклиды включаются в биогеохимические
процессы, протекающие в экосистемах. Как и в случаях с другими
загрязняющими веществами, почва служит основным депо для ра¬
дионуклидов. Главные процессы трансформации радионуклидов в
почве представлены на рис. 11.6.
Из почвы радионуклиды путем корневого поглощения поступа¬
ют в растения (другой путь поступления в растения — аэральный,
который значителен в первый период после радиоактивных выпа¬
дений или при ветровом загрязнении радиоактивной пылью).
При корневом поглощении накопление растениями радиоактив¬
ных элементов в основном определяется прочностью связи радиону-
Рис. 11.5. Блочная модель транспорта радионуклидов по пищевым цепям от
радиоактивных выпадений до организма человека
(Агроэкология, 2000)
199
Глава 11
Миграция с растворами
Миграция с почвенными частицами
Рис. 11.6. Схема процессов трансформации радионуклидов в почве
(Лпплби и др.,. 1999)
клида с твердой фазой почвы (а это зависит как от свойств элемента,
так и свойств почвы) и видовыми особенностями растений. Нако¬
пление радионуклидов растениями хорошо согласуется с аккумуля¬
цией их стабильных изотопных аналогов. Коэффициенты накопле¬
ния радионуклидов в зерне и соломе овса приведены в табл. 11.8.
Таблица 11.8
Коэффициент накопления радионуклидов в зерне и соломе овса
(Анненков, Юдинцева, 1991)
Радио¬
нуклид
Водный раствор
Дерново-подзолистая почва
Чернозем выщелоченный
солома
зерно
солома
зерно
солома
зерно
90Sr
24,1
3,4
10,0
0,5
1,2
0,09
l37Cs
100,3
36,5
0,8
0,3
0,13
0,03
l06Ru
0,4
-
0,12
0,005
0,03
0,003
,44Се
0,4
0,05
0,006
0,04
0,003
0,002
60Со
2,7
1,3
0,2
0,06
0,03
0,04
Перемещение радионуклидов по органам растений также ана¬
логично таковому для их стабильных изотопов. На рис. 11.7 пока¬
зано распределение некоторых радионуклидов между надземной и
подземной массой растений.
200
Радиоактивное загрязнение биосферы
Рис. 11.7. Распределение 100%
радионуклидов между над¬
земной частью и корневой во
системой растений
(Анненков, Юдинцева, 1991): во
| | — в вегетативной массе;
| — в корнях 40
20 - __
Аккумуляция расте- -
ниями основных ра- 0 J
r “Sr
дионуклидов-загряз-
нителей — ’“Sr и 137Cs при корневом поступлении в растения может
различаться для разных видов в 10—30 раз.
Попавшие в организм животных радионуклиды вовлекаются в
метаболические процессы, от интенсивности которых в конечном
счете зависит накопление радиоактивных элементов в продукции
животноводства. Типы распределения радионуклидов в организме
животных представлены в табл. 11.9.
Таблица 11.9
Ткп распределения радионуклидов в организме сельскохозяйственных животных
(Агроэкология, 2000)
Ъш распределения
Радионуклид
Равномерный
3Н, 7Li, 22Na, ^К, 86Rb, ,34-‘37Cs
Скелетный
7Ве, 45Са, 89>90Sr, 140Ва, 226Ra, 48V, 74Se, 76As, ,25Sb, 238U
Печеночный
48V, 74Se, 76As, 125Sb, 238U
Тиреотропный
13II, 21lAt
Поступление радионуклидов в водные экосистемы может осу¬
ществляться не только за счет атмосферных выпадений и сброса
жидких (и твердых) отходов, но и за счет твердого и жидкого по¬
верхностного и подземного стока с загрязненных территорий. Рас¬
пределение радионуклидов между жидкой и твердой фазами в во¬
доемах происходит главным образом в зависимости от химических
свойств радиоактивных элементов и физико-химических условий
водной среды (в формировании которых принимает участие и био¬
та). В истинно растворенном состоянии могут находиться радио¬
нуклиды стронция, цезия (гидратированные ионы), технеция, три¬
тия, углерода (в разнообразных органических и неорганических
формах), йода.
шСз ,0"Ru
p
жСе
“Co
201
Глава 11
В загрязнении гидробионтов играют роль не только радиону-
клиды, присутствующие в растворе. Например, концентрация l37Cs
в озерных рыбах на территории Швеции и Норвегии после Черно¬
быльской аварии тесно коррелировала с содержанием радионукли¬
да в донных отложениях. При этом было зафиксировано сначала
загрязнение бентосных рыб, а затем и хищных (Титаева, 2000).
11.4. Биологическое действие радиоактивного излучения
Механизм биологического действия радиоактивных излучений
сложен и до конца не изучен. В начале 1940-х гг. исследования
А.А. Дробкова, изучавшего рост клубеньковых бактерий вокруг
источника радиоактивного излучения, показали как губительное,
так и стимулирующее воздействие радиоактивного излучения од¬
новременно. Все зависит от дозовой нагрузки излучения на бак¬
терии (рис. 11.8).
Многочисленные исследования биологов, медиков, физиков
позволили представить механизмы воздействия ионизирующего
излучения и установить различие воздействия разных типов иони¬
зирующих частиц на биологические объекты (рис. 11.9).
Повреждения могут происходить на разных уровнях биологиче¬
ской организации (табл. 11.10).
Радиочувствительность живых организмов значительно различа¬
ется. Смертельная доза для бактерий составляет 104 Гр, для насеко¬
мых — 103 Гр, для млекопитающих — 10 Гр. Для сельскохозяйствен¬
ных животных разовые дозы облучения 1,5—2 Гр могут приводить к
возникновению лучевой болезни, дозы 0,1 Гр/год — к проявлению
генетических эффектов. В табл. 11.11 приведены LD50 у-излучения
для сельскохозяйственных животных.
Для растений радиобиологические повреждения проявляются
в следующем: на клеточном уровне в виде цитогенетических по¬
вреждений, оцениваемых
по снижению митоти-
Рис. 11.8. Схема эксперимен¬
та А.А. Дробкова: 1 — ис¬
точник излучения (кристалл
соли урана); 2 — зона смерти
(зона отсутствия роста); 3 —
зона сильно подавленного
развития; 4— зона стимуля¬
ции роста культуры
(цит. по Рихванову, 1997)
202
Радиоактивное загрязнение биосферы
Рис. 11.9. Воздействие ионизирую¬
щего излучения на ткани организ¬
ма: 1 — заряженные частицы — про¬
никающие в ткани организма (а- и
Р-частицы), теряют энергию вслед¬
ствие электрических взаимодей¬
ствий с электронами тех атомов, близ
которых они проходят; 2 — элек¬
трические взаимодействия — проис¬
ходит ионизация атомов в тканях
организма; 3 — физико-химические
изменения — свободные электроны
и ионизированные атомы участвуют
в сложной цепи реакций, в результате которых образуются новые молекулы, включая
свободные радикалы; 4 — химические изменения — образовавшиеся свободные ради¬
калы реагируют как друг с другом, так и с другими молекулами и могут вызывать хи¬
мическую модификацию важных в биологическом отношении молекул; 5 — биоло¬
гические эффекты — биологические изменения могут произойти как через несколько
секунд, так и через десятилетия после облучения и явиться причиной медленной
гибели клеток или таких изменений в них, которые могут привести к раку
(Радиация: дозы, эффекты, риск, 1988)
Таблица 11.10
Некоторые виды радиобиологических повреждений у млекопитающих
(Когалл, 1986; цит. по Рихванову, 1997)
Уровень биологической
организации
Важнейшие радиационные эффекты
Молекулярный
Повреждение макромолекул — ферментов, РНК,
ДНК и воздействие на обменные процессы
Субклеточный
Повреждение клеточных мембран, ядер, хромо¬
сом, митохондрий и лизосом
Клеточный
Подавление деления клеток, гибель клеток, злока¬
чественная трансформация
Ткани, органы
Нарушения таких систем, как центральная нерв¬
ная, пищеварительная, кроветворная, могут при¬
вести к возникновению злокачественных новооб¬
разований и гибели животных
Целое животное
Смерть, радиационное сокращение жизни
Популяция животных
Изменение генетических характеристик из-за ген¬
ных и хромосомных мутаций у индивидуумов
2 'V'\a
203
Глава 11
Таблица 11.11
Полулегальные дозы у-излучения для сельскохозяйственных животных
(Агроэкология, 2000)
1
Средняя про¬
должительность
жизни, сут.
Вид животного
Мощность
дозы, Р/мин
Доза в воздухе
по средней линии
животного, Р
Тканевая
поглощенная
доза, Г|>
Крупный рогатый
скот
0,9-6,6
200-543
1,25-1,60
20
Овцы
250-500
276-352
1,47
—
0,5-4,4
318-363
1,94
23
0,033-0,06
495-637
3,0-3,9
20
Козы
1,3-7,5
395-550
2,4-3,5
27
Свиньи
10-50
313-450
1,4-2,7
35
Ослы
0,4-0,8
620-770
2,8-2,9
46
Лошади
1,5
400
1,6
—
Птица взрослая
1,5
1100
—
—
ческой активности, увеличению числа хромосомных аберраций и
изменению длительности митотического цикла клеток апикальной
меристемы. В фитоценозе — это выпадение наиболее радиочув¬
ствительных видов растений, изменение числа растений и запасов
фитомассы на единице площади, нарушение течения нормальных
сукцессионных процессов и тд. Необходимо отметить, что при
воздействии на растения радиационных излучений в интервале не¬
высоких доз (1 —5 Гр для растений и 5—10 Гр для семян) происходит
явление радиостимуляции, т.е. ускорение темпов роста и развития
растений (Агроэкология, 2000).
Специфика радиационного поражения экосистем в зоне аварии
на Чернобыльской АЭС проявлялась в следующем: хвойные леса
пострадали при дозе облучения в 10 Гр/год (внешние проявления —
«рыжий лес»), лиственные — при 30 Гр/год и агроэкосистемы —
при 70 Гр/год (Алексахин, 1993).
Доза облучения человека определяется радиоэкологической ха¬
рактеристикой среды его обитания, потребляемых продуктов пита¬
ния и воды. Максимальная доза излучения, не причиняющая вреда
организму человека при многократном действии, равна 0,003 Гр в
неделю, а при единовременном действии — 0,025 Гр.
204
Радиоактивное загрязнение биосферы
Последствия радиационного воздействия на здоровье населения
впервые детально были изучены в Японии после атомных бомбар¬
дировок Хиросимы и Нагасаки. В результате проведенных исследо¬
ваний были сделаны следующие выводы (Ревич и др., 2004):
1) самое серьезное последствие (исходя из величины дозы на 1
млн жителей) — рак молочной железы у женщин;
2) наиболее частый вид нефатального рака — рак щитовидной
железы;
3) общее число случаев возникновения рака, обусловленного
облучением, у женщин на 50 % выше, чем у мужчин.
Исследованиями, проведенными в различных странах после
аварии на Чернобыльской АЭС, было показано, что эффект об¬
лучения щитовидной железы радиоактивными изотопами йода в
несколько раз превосходит эффекты облучения от внешнего ис¬
точника излучения. На территории России в 1986 г. подверглось
облучению радиоизотопами йода более 5 млн человек. Все эти
люди имеют повышенную вероятность заболевания радиационно-
индуцированным раком щитовидной железы. По расчетам В.К.
Иванова, А.Ф. Цыба и др. (2004), только в Брянской области по¬
рядка 4000 человек имеют значение индивидуального атрибутив¬
ного (т.е. дополнительного) пожизненного риска более 99 %. Для
других групп населения эта вероятность ниже.
Последствия радиационного загрязнения могут проявляться
не только в возникновении дополнительных случаев заболевания
раком щитовидной железы, но и в изменениях ее функции. В от¬
даленные сроки после воздействия ионизирующего излучения воз¬
можно развитие гипотиреоза и другой патологии. Наиболее выра¬
жены такие последствия радиационного воздействия (внутреннего
облучения щитовидной железы радионуклидами йода) в Уральском
регионе, где авария произошла более 50 лет тому назад.
Глава 12
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ЭКОСИСТЕМ ВЕЩЕСТВАМИ
РАКЕТНОГО ТОПЛИВА
Среди разных видов ракетного топлива (горючее на основе ги¬
дразина — гидразин, несимметричный диметилгидразин или геп-
тил, монометилгидразин; жидкий кислород и водород; азотные
окислители, такие, как азотная кислота, азотный тетраксид; пе¬
роксид водорода; углеводородное горючее; твердое горючее (перх¬
лорат аммония, октоген, алюминий, горючесвязующие вещества)
наибольшую экологическую опасность представляют несимме¬
тричный диметилгидразин (НДМГ) й его производные.
НДМГ относится к группе канцерогенных и мутагенных ве¬
ществ, установлено его токсическое воздействие на печень,
нервную и иммунную системы человека. Летальная доза для жи¬
вотных при пероральном введении НДМГ составляет < 50—200
мг/кг. Для микроорганизмов и растений НДМГ и его произво¬
дные малотоксичны. Содержание до 1 мг/кг почвы оказывает
стимулирующий эффект на рост и развитие растений и микро¬
организмов. У растений в этих случаях наблюдается увеличение
фотосинтетиеского потенциала. Фитотоксическое действие за¬
грязняющего вещества проявляется при более высоких концен¬
трациях (>20 мг/кг).
НДМГ попадает в природную среду с отделяющимися ступеня¬
ми ракет. Площадь районов падения составляет:
Россия — 20 млн га;
Казахстан — 46 тыс. км2;
Туркменистан — 12 тыс. км2;
Узбекистан — 1,7 тыс. км2.
Изучение экологических последствий падения остаточных ча¬
стей ракет, запускаемых с космодрома Байконур, проводятся в
Казахстане, Республиках Алтай, Тува, Хакасия и Саха, а также в
Омской, Новосибирской и Томской областях России. Только над
алтайскими территориями средний ежегодный уровень поступле¬
ния НДМГ составляет 2,24 т, что приводит в некоторых случаях к
превышению (до 15 раз) предельно допустимого уровня (ПДУ) это¬
го вещества в почвах, равного 0,1 мг/кг (Панин, 2002).
206
Загрязнение экосистем веществами ракетного топлива
При поступлении в природную среду НДМГ окисляется и раз¬
лагается. Продуктами его трансформации являются диметиламин
(ДМА), нитрозодиметиламин (НДМА), метилендиметилгидразин
(МДМГ), тетраметилтетразен (ТМТ), формальдегид (СН20), си¬
нильная кислота (HCN), а также вода, углекислый газ и молеку¬
лярный азот.
В природных водах наиболее интенсивно процесс окисления
НДМГ происходит в течение первых 7—10 сут. после его попада¬
ния. Стабильность водных растворов НДМГ и его производных в
моделируемых условиях приведена в табл. 12.1.
Таблица 12.1
Стабильность водных растворов НДМГ и его производных с концентрацией
1—10 мг/л в условиях, характерных для летнего и зимнего режима водоема
(Адушкин и др., 2000)
Вещество
Время полу¬
распада, сут.
Константы скоростей превращения веществ в воде, 1/сут.
Летние условия
Зимине условия
сн2о
1-2
0,345
0,345
ДМА
более 2
0,153
0,076
ТМТ
более 5
0,138
0,011
НДМГ
более 6
0,115
0,007
НДМА
более 15
0,046
0,004
В почвах также происходят процессы окисления и трансфор¬
мации НДМГ. Наиболее интенсивно они протекают в течение
первых нескольких суток после попадания загрязняющего веще¬
ства в почву.
Степень разложения НДМГ до его производных зависит от мно¬
гих условий, в том числе от исходной концентрации загрязняющего
вещества и свойств почвы. С увеличением содержания НДМГ умень¬
шается степень его разложения. Максимальная степень разложения
НДМГ отмечается в поверхностном горизонте почвы (Панин, 2002).
В то же время есть данные о том, что НДМГ может длительное
время (месяцы и годы) сохраняться в почве, в которой гидразиновое
горючее и продукты его трансформации могут достаточно прочно
связываться органо-минеральной частью. Большую сорбционную
емкость по отношению к НДМГ проявляют почвы тяжелого грану¬
лометрического состава.
207
Глава 12
НДМГ и его производные благодаря высокой растворимости
и относительной стабильности могут активно мигрировать вниз
по почвенному профилю. Его обнаруживали на глубине 200 см
(Панин, 2002). Миграционная способность НДМГ зависит от его
концентрации и природных факторов (химических, физических и
биологических свойств почвы, погодных условий и т.д.). Наиболее
интенсивно загрязняющие вещества мигрируют в песчаных по¬
чвах. В этих случаях не исключается попадание НДМГ и его произ¬
водных в фунтовые воды.
Наряду с процессами трансформации, поглощения и миграции
НДМГ происходит его испарение с поверхности почвы. Поэто¬
му воздействие на растения загрязняющее вещество оказывает не
только через корневую систему, но и аэрально.
Исследования, проведенные в Центральном Казахстане (Во-
рожейкин и др. 2001, Панин, 2002), показали, что наиболее часто
встречающиеся концентрации НДМГ в растениях в районах па¬
дения остаточных частей ракет составляют 0,2—0,3 мг/кг и редко
превышают 0,6 мг/кг. Ореолы распространенности загрязнения
растений значительно шире по площади, чем почв, что связано с
аэральным (фолиарным) поглощением НДМГ растениями. Вы¬
явлено наиболее интенсивное поглощение НДМГ растениями из
семейства маревых и сложноцветных.
Поскольку не регламентировано содержание НДМГ в продук¬
тах питания и продовольственном сырье (для НДМА допустимая
концентрация не должна превышать 0,002 мг/кг), а часть гидрази-
нового горючего загрязняет сельскохозяйственные районы, эколо¬
гические последствия, в том числе и отдаленные, этого процесса
пока невозможно предусмотреть.
А Б
1990 1991 1992 1993 1994 1990 1991 1992 1993 1994
Рис. 12.1. Гистограммы сравнительного медико-демографического анализа для
исследуемого и контрольных районов: А — случаи врожденных аномалий у детей;
Б— уровень заболеваемости детей (новообразования) (Садовский и др., 2001, цит.
по Панин, Безель, 2008):
— районы падения; Щ — контрольные районы
208
Загрязнение экосистем веществами ракетного топлива
Данные медицинских исследований свидетельствуют о том, что
в районах падения ступеней ракет достоверно возрастают случаи
возникновения новообразований у детей, а также случаи врож¬
денных аномалий (рис. 12.1). Данный факт может быть обусловлен
присутствием в среде обитания диметилнитрозоамина.
Литература
1. Ворожейкин А.П., Королева Т.В., Проскуряков Ю.В., Пузанов А.В. Поведе¬
ние несимметричного ди метил гидразин а в ландшафтах районов падения оста¬
точных ракет-носителей, стартующих с космодрома «Байконур» // Сибирский
экологический журнал. 2001/№ 2. С. 167—174.
2. Курочкина Г.Н., Тайдалович В.Г., Пинский Д.Л. Анализ изменения пара¬
магнитной активности гумуса почв, загрязненных несимметричным диметил-
гидразином // Сб. материалов И Международной научной конференции «Со¬
временные проблемы загрязнения почв». М., 2007. Т. 1. С. 392—395.
3. Панин М.С. Химическая экология. Семипалатинск. 2002.
4. Панин М.С., Безель B.C. Экотоксикология. Алматы: Раритет, 2008.
Глава 13
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ТЕРРИТОРИЙ ВОЕННО-
ПРОМЫШЛЕННОГО КОМПЛЕКСА
Загрязнение компонентов биосферы, происходящее в результа¬
те милитаризации, может составлять до 40% от общего мирового
загрязнения почв, вод, атмосферы и других объектов окружающей
среды. В процессе военной деятельности изымаются из сельскохо¬
зяйственного оборота площади, равные сумме площадей Франции,
Марокко, Португалии, Швеции и Таиланда. Территория, занимае¬
мая полигонами, военными базами, аэродромами и т.д., составляет
порядка 2,3 млн га (Рэуце, Кырстя, 1986).
В большинстве своем это загрязнение носит неспецифический
характер: нефтепродукты, бытовые отходы и т.д. Для объектов
военно-космического назначения специфическими загрязняющи¬
ми веществами являются компоненты ракетного топлива: гидрази-
новое горючее, а также азотсодержащие окислители. Воздействие
названных загрязняющих веществ на компоненты экосистем рас¬
смотрено в других разделах учебника.
Химическое оружие и проблема его уничтожения
Опасность загрязнения природных сред высокотоксичными
химическими соединениями представляют объекты хранения хи¬
мического оружия. Освобождение планеты от оружия массового
поражения находится в центре внимания как в России, так и за
рубежом.
В январе 1993 г. Российская Федерация подписала «Конвенцию
о запрещении разработки, производства, накопления и примене¬
ния химического оружия». В связи с этим особую экологическую
значимость приобрела проблема уничтожения запасов химическо¬
го оружия.
Чем предопределяется опасность процесса уничтожения хими¬
ческого оружия (ХО)? Токсичность такого отравляющего вещества,
как зарин, примерно в 1000, а зомана — в 2500 раз выше, чем ток¬
сичность особо опасных промышленных веществ, относящихся к
первому классу опасности, со среднесмертельной дозой, равной
15 мг/кг (Кондратьев, Петрунин, 2007).
210
Загрязнение территорий военно-промышленного комплекса
Рис. 13.1. Двухстадийная
схема технологического
процесса уничтожения сна¬
рядов с ОВ
(Кондратьев, Петрунин, 2007)
Эвакуация ОВ
Первая стадия
Расснаряженне снарядов
Дегазация корпусов
Металлолом
Объекты по уни¬
чтожению химического
Детоксикация ОВ (получение
реакционной массы)
оружия потенциально
опасны для природной
Вторая стадия
Битуммрование реакционных масс
Сжигание реакционных масс
среды в связи с возмож¬
ностью химического воздействия продуктов детоксикации и деструк¬
ции отравляющих веществ (ОВ) на компоненты экосистем. Кроме
того, при попадании этих продуктов в природную среду вероятна их
трансформация в другие вещества. На сегодняшний день вопросы
трансформации ОВ в окружающей природной среде, токсичности
продуктов их деструкции и накопления в компонентах экосистем,
механизмов воздействия на живые организмы малых и сверхмалых
доз образующихся соединений практически не изучены.
Первые опыты уничтожения ХО были проведены в прошлом
веке американскими специалистами, которые пошли по пути одно¬
стадийного процесса уничтожения ОВ методом сжигания. Создан¬
ные специализированные печи показали их недостаточную надеж¬
ность, из-за чего отмечались случаи нарушения технологического
режима с выбросом в атмосферу токсичных соединений (Кондра¬
тьев, Петрунин, 2007).
В России создана двухстадийная технология уничтожения ХО
(рис. 13.1), предусматривающая химическую нейтрализацию ОВ
при обычной температуре и нормальном давлении с последующей
утилизацией образующихся реакционных масс методом сжигания
или битумирования. Образующиеся битумно-солевые массы 4-го
класса опасности (с токсичностью LDso>50 мг/кг), а также соеди¬
нения, сорбированные поглотителем в процессе сжигания реакци¬
онных масс, подлежат захоронению на полигоне. Двухстадийная
технология уничтожения ХО более безопасна и надежна (Кондра¬
тьев, Петрунин, 2007).
Тем не менее в районах расположения предприятий по уни¬
чтожению ХО должен проводиться комплексный экологический
мониторинг, схема которого представлена на рис. 13.2. Структура
системы экологического мониторинга окружающей природной
среды в районе размещения объекта по уничтожению химического
оружия (УХО) имеет свою специфику и показана на рис. 13.3.
211
Глава 13
Система производст¬
венного контроля и
мониторинга объекта
Комплексный экологический
мониторинг объекта УХО
Рис. 13.2. Структурно-функциональная схема специализированного комплексно¬
го экологического мониторинга объектов уничтожения ХО
(Лшихмина, 2007)
Рис. 13.3. Структура системы экомониторинга ОС в районе размещения ОУХО
(Ашихмина, 2007)
В соответствии с Программой по уничтожению ХО полное уни¬
чтожение запасов ОВ на территории Российской Федерации долж¬
но быть завершено в 2012 г.
212
Загрязнение территорий военно-промышленного комплекса
В настоящее время на территории России действуют четыре
объекта по уничтожению ХО категории 1 («Марадыковский» в Ки¬
ровской области (с 2006 г.), в п. Леонидовка Пензенской области (с
2008 г.), в г. Почеп Брянской области (с 2009 г.), в г. Щучье Курган¬
ской области (с 2009 г.). Планируется строительство в г. Кизнер (Уд¬
муртия) еще одного завода по уничтожению химического оружия.
В 2009 г. два объекта — в п. Горный в Саратовской области и в
г. Камбарка в Удмуртии уже полностью завершили работы по уни¬
чтожению ХО. В настоящее время продолжаются работы по пере¬
работке отходов утилизации ХО.
На предприятиях в п. Горный и г. Камбарка осуществлялась
переработка большинства запасов ОВ кожно-нарывного действия
(иприта, люизита и ипритно-люизитных смесей), хранящихся на
территории России. Практически полностью подвергнуты битуми-
рованию реакционные массы (РМ) от уничтожения двойных сме¬
сей. Переработаны высокотемпературным сжиганием РМ от уни¬
чтожения иприта.
В настоящее время на объекте «Горный» размещены два вида
мышьяксодержащих отходов — РМ от уничтожения люизита,
осуществленного на данном объекте, и арсенит натрия гидро¬
лизный, полученный при уничтожении люизита и последующей
переработке РМ до сухих солей на объекте «Камбарка». На пред¬
приятии совершенствуются технологии переработки РМ и сухих
солей арсенита натрия гидролизного в мышьяксодержащую вос¬
требованную продукцию. Более 20 т РМ уже переработаны мето¬
дом электролиза с получением мышьяка и гипохлорита натрия
(Капашин и др., 2010).
В нашей стране создана уникальная полномасштабная система
государственного экологического контроля и мониторинга (СГЭ-
КиМ) объектов хранения и объектов уничтожения ХО. Созданная
СГЭКиМ обеспечивает контроль безопасности объектов уничтоже¬
ния ХО со стороны специально уполномоченных органов государ¬
ственной исполнительной власти (в настоящее время — Ростехнад¬
зора, Росприроднадзора и Росгидромета), а также администрации
регионов и других органов, в чьем ведении находятся вопросы уни¬
чтожения ХО. Структурная схема СГЭКиМ и организация наблю¬
дений за состоянием компонентов природной среды приведены на
рис. 13.4 и 13.5.
Помимо того что в состав лабораторного комплекса СГЭКиМ
входят лаборатории биомониторинга и биотестирования, позво¬
ляющие вести наблюдения за состоянием компонентов природной
среды в районах переработки оружия, в 2007—2009 гг. на базе РЦ
213
Глава 13
Минпромторг
Ростехнадзор
Т
Росприроднадзор
k
\
Росгидромет
ФГУ ГосНИИЭНП
Федеральный
ГУ НПО
^ W
информационный центр
\
\
«Тайфун»
Территориальные
органы Ростехнадзора
Региональные
центры СГЭКиМ
Территориальные органы
Росприроднадзора
Информационно-аналитическая система
Лабораторный комплекс
Система
пробоотбора
Мобильная тест-
лаборатория
Центральная
лаборатория
Лаборатория
биомониторинга и
биотестирования
Рис. 13.4. Структурная схема системы государственного экологического контроля
и мониторинга
(Чупис, 2010)
Рис. 13.5. Организация наблюдений за состоянием компонентов природной среды
(Чупис, 2010)
СГЭКиМ Пензенской и Курганской областей созданы две межре¬
гиональные лаборатории: лаборатория экотоксикологии и лабора¬
тория общей токсикологии.
214
Загрязнение территорий военно-промышленного комплекса
Развивается биоиндикационное направление оценки состояния
природной среды близ мест уничтожения ХО с использованием ме¬
тодов альгоиндикации, лихеноиндикации, бриоиндикации, нали-
ноиндикации, биоиндикации по гидробионтам и микробиоте почв.
Осуществляются поиски наиболее информативных биоиндикаторов
наземных и водных экосистем. Биоидикаторы подбираются как на
основные токсические компоненты, образующиеся в процессе уни¬
чтожения ХО, так и на продукты трансформации этих веществ.
В качестве наиболее чувствительного биоиндикатора загрязне¬
ния природной среды мышьяком можно использовать макромицет
Lepista nuda, для которого характерна тесная связь между содержани¬
ями элемента в грибном теле и окружающей среде (Иванов, 2007).
Перспективным биоиндикатором загрязнения почв мышья¬
ком рассматривается липа мелколистная Tilia cordata L. (черенки
липы). Оценку степени загрязнения проводят по доле сухих почек,
листьев и покраснению коры.
На объекте «Марадыковский» впервые в нашей стране нача¬
то уничтожение фосфорорганических ОВ (ФОВ) нервно-пара¬
литического действия (Vx газов, зарина, зомана), а также продол¬
жена детоксикация ипритно-люизитных смесей (так называемой
двойной смеси, или ДС).
Общая формула ФОВ
(R0)CH3P(0)X,
где для Vx газов
Х= SCH2CH2N(CH2CH3)2, R = (СН3)2СНСН2,
для зарина и зомана
X = F,R = (СН3)2СН и R = (СН3)3ССН(СН3)
соответственно.
Основными продуктами детоксикации и трансформации ФОВ в
природных средах могут быть метилфосфоновая кислота (МФК) и
ее эфиры; серосодержащие соединения — ал кил меркаптаны, диал-
килдитианы; фторсодержащие соединения; изопропиловый, изо-
бутиловый спирты; алкены; азотсодержащие соединения — моноэ-
таноламин, трибутиламин и их аммониевые соли, а также продукты
их взаимодействия с природными карбонильными соединениями.
МФК является конечным продуктом гидролиза и универсаль¬
ным маркером ФОВ. По химическим свойствам — это кислота
средней силы, хорошо растворимая в воде. МФК устойчива в при¬
родных условиях и сохраняется в почве десятилетиями (Савельева
и др., 2002). Некоторые производные МФК применяются в каче¬
стве пестицидов.
215
Глава 13
МФК при попадании в природную среду в низких концентра¬
циях (< 0,1 моль/л) может оказывать комплексное негативное воз¬
действие на растения (рис. 13.6), сопровождающееся изменением
морфофизиологичесих и биохимических реакций (Огороднико¬
ва, 2004). Увеличение активированных форм кислорода (АФК) в
тканях растений может приводить к повреждению генозависи¬
мых процессов. Свободнорадикальная атака нарушает третичную
структуру, вызывает агрегацию и денатурацию белков, что приводит
к снижению их функциональной активности (Finkel, 2000). Инду¬
цируя образование АФК, МФК вызывает повреждение биомоле¬
кул, клеточных структур, нарушение интенсивности метаболизма.
У растений изменяется дыхательная активность и тепловыделение,
отмечаются нарушения в пигментном комплексе, увеличивается
активность антиоксидантного фермента пероксидазы, усиливается
перекисное окисление липидов, снижается оводненность тканей,
замедляется рост и накопление биомассы. Среди растений наи¬
большую чувствительность к МФК проявляют бобовые (пелюшка,
чина луговая, клевер луговой, горошек мышиный), которые можно
использовать при биомониторинге мест хранения и уничтожения
фосфорорганических ксенобиотиков (Огородникова, 2004).
МФК оказывает воздействие и на антиоксидантную систему те¬
плокровных животных. Так, у мышей под действием МФК проис¬
ходила активация перекисного окисления липидов в эритроцитах и
печени. Причем перераспределение продуктов перекисного окис¬
ления липидов у животных в ответ на интоксикацию МФК проис¬
ходит так же, как и при отравлении четыреххлористым углеродом
(Шингаренко, Плотникова, 2007).
Окислительный
стресс (АФК)
Изменение активности
Нарушение
ферментов
\ МФК /
метаболизма растений
Замедление роста и
Снижение фонда
накопления биомассы
пигментов
Рис. 13.6. Эффекты МФК на растения
(Огородникова, 2004)
216
Загрязнение территорий военно-промышленного комплекса
Считается, что наиболее чувствительным показателем влияния
загрязнения окружающей среды на организм является состояние
иммунной системы животных (Иванов, 2007).
У крупного рогатого скота, выпасавшегося близ мест прежнего
уничтожения химического оружия, установлен ряд отклонений от
нормы по следующим параметрам:
— относительному и абсолютному содержанию Т-лимфоцитов
и В-лимфоцитов в периферической крови (клеточное звено имму¬
нитета, синтез иммуноглобулинов);
— фагоцитарной активности нейтрофилов и макрофагов (со¬
стояние фагоцитарной защиты организма);
— концентрации иммуноглобулинов G-, М- и А-изотопов в сы¬
воротке крови (гуморальное звено иммунитета);
— бактерицидной активности сыворотки крови (Боряев, 2003).
Разнообразные реакции микроорганизмов на присутствие в
среде МФК позволяют использовать одни из них в качестве био¬
индикаторов, а другие — в качестве биоагентов при ремедиации
загрязненных почв. Наиболее чувствительными индикаторами на
МФК из фототрофных микроорганизмов являются цианобактерии
вида Microchaete tenera (Ашихмина и др., 2007).
В то же время ряд микроорганизмов может использовать метил-
фосфонаты в качестве единственного источника фосфора. В этом
случае присутствие МФК стимулирует размножение таких микро¬
организмов. В лабораторных опытах выявлено, что бактерии Bacillus
sp. и Pseudomnas sp. вызывают биодеградацию фосфорорганических
загрязняющих веществ, вследствие чего среда обогащается мине¬
ральными фосфатами (Кононова, Несмеянова, 2002). Это свойство
микроорганизмов лежит в основе технологий биоремедиации за¬
грязненных фосфорорганическими соединениями почв.
Наибольшее стимулирующее действие (среди фототрофных ми¬
кроорганизмов) МФК оказывает на почвенные водоросли группы
Cyanophyta (Cyanobacteria), которые также можно рассматривать в
качестве биоагентов ремедиации почв от продуктов разложения
ФОВ (Ашихмина и др., 2007).
Глава 14
ЗАГРЯЗНЕНИЕ АГРОЭКОСИСТЕМ
ПРИ ПРИМЕНЕНИИ УДОБРЕНИЙ
И МЕЛИОРАНТОВ
Опыт мирового земледелия показывает, что высокая его продук¬
тивность основана на интенсивном применении агрохимических
средств (удобрений, мелиорантов). Экологическое же состояние
пахотных земель в значительной мере определяет качество выра¬
щиваемой продукции, а следовательно, и здоровье населения дан¬
ного региона (Минеев, 2006).
Агрохимические средства не только повышают продуктивность
сельскохозяйственных культур, восполняя элементы питания рас¬
тений и поддерживая почвенное плодородие, но и выполняют
экологические функции в агроэкосистемах. В.Г. Минеевым (2006)
сформулированы важнейшие из них:
— регулирование круговорота биогенных элементов в агроценозе;
— оптимизация параметров показателей плодородия и основ¬
ных химических и физико-химических свойств почв;
— усиление деятельности физиологических барьеров, препят¬
ствующих поступлению токсических веществ и элементов в рас¬
тения;
— инактивация подвижных форм тяжелых металлов в почвах и
снижение их поступления в растения;
— улучшение радиологической ситуации в агроэкосистеме;
— создание оптимального культурного агроландшафта за счет
комплексного агрохимического воздействия на его звенья;
— снижение эрозионной опасности почвенного покрова за счет
развития более мощной корневой системы, улучшения физических
и химических свойств почвы на хорошо удобренных площадях аг¬
роэкосистем;
— регулирование биологической активности и улучшение струк¬
туры микробоценозов почвы;
— повышение устойчивости культурных растений к грибным и
другим болезням;
— улучшение химического состава и питательной ценности про¬
дукции растениеводства.
218
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
Признавая безальтернативную на сегодняшний день роль агро¬
химических средств в повышении эффективности сельскохозяй¬
ственного производства, нельзя не отметить, что те же самые сред¬
ства (в основном при неправильном их применении, включающем
несовершенство организации и технологии использования) могут
оказывать негативное воздействие на природную среду. Основны¬
ми видами неблагоприятного влияния удобрений и мелиорантов
могут быть: загрязнение почв некоторыми элементами-примесями
агрохимических средств; загрязнение поверхностных и фунтовых
вод соединениями азота, фосфора, некоторыми другими химиче¬
скими элементами; усиление эвтрофикации водоемов; нарушение
круговорота и баланса питательных веществ; ухудшение хими¬
ческих и физических свойств почвы; снижение продуктивности
сельскохозяйственных культур и качества получаемой продукции;
ухудшение фитосанитарного состояния посевов, развитие болез¬
ней растений (Минеев, 1988).
Минеральные удобрения
Ведущее место среди агрохимических средств в восполнении
обеспеченности растений элементами питания и увеличении их
урожайности занимают минеральные удобрения.
Классификация минеральных удобрений показана на рис. 14.1.
Простые минеральные удобрения (азотные, фосфорные, калийные)
содержат один основной питательный элемент, комплексные — два
и более. Микроудобрения содержат соли микроэлементов (бор, цинк,
медь, кобальт, марганец, молибден). Ассортимент (или формы) каж¬
дого из видов минеральных удобрений представлен в табл. 14.1—14.5.
Помимо основных компонентов удобрения (элементов пита¬
ния) в их составе обычно присутствуют примеси тяжелых металлов
и металлоидов. Уровень их содержания зависит от качества исхо¬
дного сырья и технологии его переработки.
Рис. 14.1. Виды минеральных удобрений
219
Глава 14
Таблица 14.1
Классификация основных форм азотных удобрений
Удобрение
Содержание
N, %
Удобрение
Содержание
N, %
Нитратные
Амидные
Натриевая селитра
Мочевина
(карбамид)
Мочевина (карбамид)
46
Кальциевая селитра
13-15
Аммиачные
Аммонийные
Безводный жидкий аммиак
82,3
Сульфат аммония
20,5-21
Аммиачная вода или водный
аммиак
20,5
Аммон ийно-нитратные
Медленнодействующие
Аммиачная селитра
34-35
Мочевиноформальдегидное
удобрение (МФУ)
33-42
Таблица 14.2
Классификация основных форм фосфорных удобрений
Удобрение
Содержание
р2о5,%
Удобрение
Содержание
р2о5,%
Водорастворимые фосфаты
Цитрат-растворимые фосфаты
Суперфосфат простой
19-20
Преципитат
38
Суперфосфат двойной
43-49
Термофосфаты
8-12
Суперфос
38-41
Томасшлак
14
Труднорастворимые фосфаты
Обесфторенный фосфат
36
Фосфоритная мука
20-29
Полифосфат кальция
45,8-50,4
Вивианит
28
Как видно из табл. 14.6, в калийных и азотных удобрениях со¬
держание тяжелых металлов и мышьяка невелико.
Обобщение собственных и многочисленных литературных (Сает
и др., 1982; Гапонюк и др., 1983; Потатуеваи др., 1987, 1994; Кабата-
Пендиас, Пендиас, 1989; Чумаченко, 1991; Ишкаевидр., 1992; Пост¬
ников и др., 1994; Овчаренко, 1997; Крамарев и др., 2000; Черных,
220
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
Таблица 14.3
Классификация основных форм калийных удобрений
Удобрение
Содержание
к,о,%
Удобрение
Содержание
1^0,%
Хлористый калий
57-60
Сильвинит
15
Сернокислый калий
46-50
Каинит
10-12
40 %-ная калийная соль
40
Калимагнезия
26-28
Таблица 14.4
Классификация основных форм комплексных удобрений
Удобрение
Содержание, %
N-PA-I^O
Удобрение
Содержание, %
N—Р205—KjO
Сложные
Комбинированные (смешанные)
Аммофос
О
1
§
1
40
т
с?
т
Азофоска
20-11-11
Диаммофос
(10—21)—(46—63)—0
Нитрофоска
(12—16)—(10—
16)—(12—16)
Полифосфаты ам¬
мония
(13—16)—(38—61)—0
Нитрофос
19-20-0
Калийная селитра
13-0-46
Нитроаммофоска
17,5-17,5
-17,5
Жидкие комплексные удобрения (ЖКУ)
Нитроаммофос
(23—24)—(23—
24)—0
Водные растворы
или суспензии
С различным соотно¬
шением питательных
веществ
Карбоаммофоска
20-20-20
Карбоаммофос
(20—21)—(20—
21)—0
Овчаренко, 20024 Charter et al., 1995; McLaughlin et al., 1995; Naidu,
1996; Haneklaus et al., 1997; Production of Phosphoric acid, 2000 и др.)
данных позволило сделать заключение о том, что в азотных и калий¬
ных удобрениях могут встречаться наибольшие количества примеси
Мп, Cr, Ni, Zn, И — до 100—400 мг/кг, а также В — до 50—60 мг/кг.
Наиболее обогащены химическими элементами-примесями
фосфорные удобрения. В России значительную долю фосфатно¬
го сырья составляют апатитовые месторождения. Из фосфоритов
основное место в балансе отечественных запасов фосфора зани-
221
Глава 14
Таблица 14.5
Ассортимент микроудобрений
Удобрение
Содержание
действующего
вещества, %
Удобрение
Содержание
действующего
вещества, %
Борные
Молибденовые
Борная кислота
В- 17,1
Молибдат аммония
Мо — 52,0
Бормагниевое удо¬
брение
В-2,27
Суперфосфат с мо¬
либденом
Мо — 0,1
Р205 - 20
Боросуперфосфат
В-0,2
Р205 - 20
Кобальтовые
Сульфат кобальта
Со-21,0
Медные
Хлористый кобальт
Со - 24,0
Сульфат меди
Си-23,4-24,9
Суперфосфат с ко¬
бальтом
Со-0,1
Р205 - 20
Медно-калийное удо¬
брение
Си - 1,0
Марганцевые
Цинковые
Сульфат марганца
Мп - 20,0-22,0
Сульфат цинка
Zn-21,8-22,8
Суперфосфат с мар¬
ганцем
Мп- 1,0-2,0
Р205 - 20
Цинковое полими¬
кроудобрение
Zn-2,0-5,0
Таблица 14.6
Содержание микроэлементов в калийных и азотных удобрениях, г/т
(Овнаренко, 1997)
Удобрение
минеральное
Со
Сг
Си
Мп
Ni
Pb
Zn
As
Cd
Калийная
селитра
0-1
МО-
172
2-24
13-27
12-30
8-20
0-12
0-5
н.о.
Сульфат
калия
2-8
40-76
9-22
15-82
0-15
0-19
5-10
0-5
0-1
Калий хло¬
ристый
0-2
12-51
4-23
91-
171
7-30
2-12
11-
57
1-3
1-5
Карбамид
0-2
7-37
2-52
7-160
5-34
н.о.
2-29
0-2
н.о.
222
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
Окончание табл. 14.6
Удобрение
минеральное
Со
Сг
Си
Мп
Ni
Pb
Zn
As
Cd
Сульфат
аммония
0-8
12-
172
0-51
27-
428
5-93
0-2
5-69
0-18
0-2
Селитра
аммиачная
0-1
2-22
2-18
10-76
4-17
0-1
6-30
н.о.
0-1
Вода
аммиачная
1-12
69-
121
17-92
100—
368
20-
117
0-1
62-
108
2-12
0-1
мают конкреционные Таблица 14.7
фосфориты. И фосфо- Содержание фтора и кадмия в фосфатном сырье
риты, и апатиты от- разных месторождений
личаются высоким СО- (Ягодин " др'1989; КаРпова> Потатуева, 1990, 1991;
г с* гл Naidu, 1996; Черных, Овнаренко, 2002)
держанием F и Sr. Од-
нако доля F в фосфат¬
ном сырье из стран
СНГ несколько ниже,
чем в фосфоритах
крупнейших зарубеж¬
ных месторождений.
Отечественное сырье
выделяется и относи¬
тельно низким содер¬
жанием Cd (табл. 14.7).
В табл. 14.8 пока¬
зано содержание тя¬
желых металлов и ме¬
таллоидов в основных
формах фосфорных
удобрений, получен¬
ных из отечественно¬
го сырья (апатитов и
фосфоритов). Все ви¬
ды фосфорных удоб¬
рений из всех элемен-
тов-примесей содер¬
жат наибольшие количества F: от 0,1—0,6 % в диаммофосе до 2,1 %
в двойном суперфосфате. В процессе изготовления удобрений по
сравнению с сырьем содержание большинства металлов в них сни-
Месторождение
F, % Р205
Cd, г/т Р205
Апатиты СНГ
0,9-3,1
0,4-30
Фосфориты СНГ
1,8-3,3
0,8-12
Фосфориты
США:
Флорида,
Северная Каролина,
Запад
3,7-4,2
3-35
4,8-40
122-150
Марокко
2,8-4,0
60
Израиль
н.д.
71
Тунис
н.д.
90
Сенегал
н.д.
255
Сирия
2,2-3,7
10-20
Южная Африка
н.д.
75
Австралия
н.д.
4-109
223
Глава 14
Таблица 14.8
Содержание химических элементов в фосфорных удобрениях из апатитового
концентрата* и фосфоритов**, мг/кг
(Гапонюк и др., 1983; Карпова, Потатуева, 1990, 1991; Потатуева и др., 1987, 1994;
Овнаренко, 1997, Крамарев и др., 2000)
Удобрение
р2°5,
%
As
Ва
Cd
Ni
Pb
Zn
Mn
Sr, %
F,
%
Суперфосфат*
20
3
220
0,2-
1,6
11
2-
5
10-
20
21
1,2
0,6
Суперфосфат**
20
5
260
0,8-
2,1
30
2-
6
12-
15
67
—
0,8
Двойной супер¬
фосфат*
50
3
410
0,8-
1,8
24
9,1
9,6
42
0,3
2,1
Двойной супер¬
фосфат**
49
3-
26
546
0,4-
3,5
7-
24«
2,6-
21
19-
40
768
0,2
0,8
Аммофос*
51
1-
9
11
4-5
5-
14
3-
12
17-
142
200-
300
0,06-
OJ
1,9
Аммофос**
51
4-
12
31
2-5
5-
9
6-
20
9-
128
272—
990
0,009-
0,1
1,0
Диаммофос*
52
8,3
11
0,6
27
5
21
200
0,1
0,6
Диаммофос**
52
18,4
1,8
—
27
17
5
226
0,0006
0,1
жается. Однако простой и двойной суперфосфат, независимо от
исходного сырья, а также фосфоритная мука большей части ме¬
сторождений содержат существенные примеси Sr — от 0,2 до 1,2 %.
В меньших количествах Sr присутствует в концентрированных удо¬
брениях, особенно из фосфоритов — аммофосе, диаммофосе.
В удобрениях из фосфоритов повышено содержание Мп (до
0,1 %). В некоторых формах фосфорных удобрений присутствуют
существенные количества Ва и Zn (до 0,01—0,05 %).
Длительное внесение минеральных удобрений может приводить
к накоплению некоторых тяжелых металлов и металлоидов в по¬
чвах агроэкосистем и сельскохозяйственной продукции.
В зависимости от форм применяемых удобрений в пахотных
горизонтах почв может наблюдаться накопление Mn, V, Ni, Ва,
Sr, В, F, Zr, Ti, Pb, Cr, Co, Cu, Zn, As и Cd. Большинство зару¬
бежных исследователей связывают накопление Cd и As в почвах
агроэкосистем с применением фосфорных удобрений, изготов-
224
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрении и мелиорантов
Рис. 14.2. Влияние удобрений на интенсификацию циклов
тяжелых металлов (ТМ) в агроэкосистемах
ленных из североамериканских, австралийских или африкан¬
ских фосфоритов.
Для F увеличение валового содержания в пахотных почвах под
влиянием длительного внесения удобрений обычно не превышает
10—20 %, для Sr и Ti — 30 %, для Mn, Zn, В, Cr, Zr, V, Со, Ni, As мо¬
жет достигать 1,4—2 раз (Карпова, 2006).
Если длительно (более 70 лет) применять минеральные удобре¬
ния на почвах с исходным (фоновым) относительно низким со¬
держанием тяжелых металлов (например, на дерново-подзолистых
почвах Московского региона), то это не приводит к достижению
в них предельных или ориентировочно допустимых уровней кон¬
центраций металлов. Но даже в этих случаях отдельные виды сель¬
скохозяйственных культур, особенно их вегетативная масса, могут
содержать металлы и металлоиды на уровне ПДК. Это может быть
связано с более широким действием удобрений на систему почва-
растение. Таким образом, минеральные удобрения не только слу¬
жат источником поступления металлов в агроэкосистемы, но и яв¬
ляются мощным средством интенсификации их циклов (рис. 14.2)
как за счет прямого взаимодействия удобрений и почвы, так и кос¬
венного (через стимуляцию роста и развития растений).
В почвах же с высоким региональным фоном тяжелых ме¬
таллов применение минеральных удобрений может приводить к
накоплению металлов в сельскохозяйственных растениях выше
ПДК. Нормативы содержания металлов в продовольственном
сырье, продуктах питания и кормах показаны в табл. 14.9. Так,
225
Глава 14
Таблица 14.9
ПДК тяжелых металлов в некоторых продуктах питания и кормах
Культура
Си
Zn
Cd
Pb
Ni
Cr
Зерно зерновых
ПДК
В МДУ
10
30
50
50
0,1
о,з
0,5
5,0
1,0
0,5
Овес (зеленая масса)
В МДУ
30
50
0,3
5,0
3,0
0,5
Зеленые корма (кукуруза, кле¬
вер, трава)
ВМДУ
30
50
0,3
5,0
3,0
0,5
Картофель (клубни)
ПДК
ВМДУ
5
30
10
100
0,03
0,3
0,5
5,0
3,0
0,5
по данным Т.М. Минкиной (2008), из-за высокого регионально¬
го фона в растениеводческой продукции из Ростовской области
часто превышена предельно допустимая концентрация РЬ. В ра¬
ботах шведских исследователей (Eriksson, 1990; Jonsson, Eriksson,
2003; Wangstrand, Eriksson, 2003) отмечается накопление Cd (выше
ПДК) в зерновых культурах при применении даже очищенных от
металла минеральных удобрений. В центральных районах Шве¬
ции отмечены геохимические аномалии, характеризующиеся по¬
вышенным содержанием Cd в почвообразующих породах и почвах
(Башкин, Касимов, 2004).
При выращивании сельскохозяйственных культур в условиях
высокого регионального фона тяжелых металлов почвах необходи¬
мо сочетать применение минеральных удобрений с другими агро¬
химическими средствами (известь, органические удобрения, цео¬
литы и др.), которые могут снижать подвижность металлов, а также
способствовать усилению физиологических барьеров растений,
ограничивающих поступление металлов.
Другим видом негативного воздействия минеральных удобре¬
ний на природную среду является избыточное накопление в почве
и сельскохозяйственных культурах нитратов, миграция их в грун¬
товые и поверхностные воды при применении повышенных доз
азотных удобрений.
На рис. 14.3 показано, насколько большое значение имеет обе¬
спечение растений оптимальными дозами минеральных удобрений.
При несбалансированности элементов питания, нарушении во-
226
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
Рис. 14.3. Схема некоторых последствий недостаточного или избыточного внесе¬
ния азотных удобрений
(.Агроэкология, 2000)
дного режима, недостаточной освещенности и других неблагопри¬
ятных условиях высокие дозы азотных удобрений могут привести к
повышенному содержанию нитратов в выращиваемой продукции.
В данном случае необходимо учитывать, что нитраты в повышенных
Рис. 14.4. Возможные эффекты воздействия повышенных количеств нитратов и
их производных на организм человека
(Ильницкий, 1991)
227
Глава 14
количествах негативно влияют на организм человека и животных
(рис. 14.4). В частности, они могут вызывать такое заболевание, как
метгемоглобинемия (нитраты, восстанавливаясь в крови человека и
животных, окисляют двухвалентное железо гемоглобина до трехва¬
лентного, переводя гемоглобин в метгемоглобин, который не спосо¬
бен быть переносчиком кислорода), которое приводит к удушью.
Нитраты являются предшественниками нитрозаминов — силь¬
нейших канцерогенов, образующихся в природной среде, продук¬
тах питания и в организме человека и животных. Доказан эндоген¬
ный синтез нитрозаминов у животных и человека, в частности в
кислой среде желудочного сока из нитратов и вторичных аминов
или амидов.
ПДК нитратов и нитритов в продуктах питания и кормах пред¬
ставлены в табл. 14.10, 14.11.
Попадание азота из удобрений и почвы в грунтовые и поверхност¬
ные воды может приводить к эвтрофикации природных водоемов
и загрязнению источников питьевого водоснабжения населения.
Оптимальный рост водных организмов (эвтрофирование) проис¬
ходит при концентрации нитратного азота в водах 0,9—3,5 мг/л
и фосфора — 0,09—1,8 мг/л. ПДК нитратов в питьевых водах со¬
ставляет 45 мг/л, нитритов — 3 мг/л, аммония — 2 мг/л.
Таблица 14.10
ПДК нитратов в продуктах питания растительного происхождения, в мг на 1 кг
сырой массы
Продукт
пдк
Продукт
пдк
картофель
250
свекла столовая
1400
капуста белокочанная (ран¬
няя)
900
лук репчатый
80
капуста белокочанная (позд¬
няя)
500
лук перо
600
морковь ранняя
400
дыня
90
морковь поздняя
250
арбуз
60
томаты
150
кабачки
400
огурцы
150
перец сладкий
200
тыква
200
листовые овощи (салат, шпи¬
нат, укроп, петрушка, кинза
и др.)
2000
228
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрении и мелиорантов
Таблица 14.11
ПДК нитратов и нитритов в кормах для животных, в мг на 1 кг сырой массы
Продукт
Нитрат
Нитрит
Продукт
Нитрат
Нитрит
картофель
300
10
зеленые корма
200
10
свекла
800
10
сено, солома
500
10
силос, сенаж
200
5
зернофураж
300
10
Поступление азота в водные объекты зависит от природных (по¬
годные условия, рельеф, гидрология, тип и гранулометрический
состав почв) и антропогенных (система удобрения, степень сель¬
скохозяйственного использования территории) факторов.
Идентифицировать основные процессы поступления нитратов в
природные воды (миграция из минеральных удобрений, естествен¬
ные почвенные процессы, привнос сельскохозяйственных или
городских фекальных стоков и др.) можно по изотопному составу
азота (Крайнов, Закутан, 1993). Соединения азота минеральных
удобрений имеют изотопное соотношение, близкое атмосферно¬
му азоту со средним значением 5 15N 0,07±0,15 для NH4+ и 2,4±2,1
для N03 (величина 5 15N определяется как отношение тяжелого 15N
и легкого 14N в исследуемом образце к отношению тяжелого 15N и
легкого 14N в стандарте); нитраты почвенного происхождения ха¬
рактеризуются значениями 5 15N 8—9; нитраты продуктов окисле¬
ния животноводческих и коммунальных стоков обогащены тяже¬
лым азотом, их 5 15N в среднем равно 12 (Кастани, 1984).
Основным элементом, обусловливающим процесс эвтрофика-
ции природных вод, является фосфор. Обычно в водоемах его не¬
достаточно и поэтому поступление даже относительно небольших
количеств фосфора (в основном с поверхностным и жидким стоком
из почв агроландшафтов) приводит к значительному увеличению
биологической продуктивности водного объекта. В 1980-е гг. (в пе¬
риод наивысшего уровня применения удобрений в нашей стране),
по ориентировочным расчетам (Коплан-Дикс и др., 1985), в водные
объекты поступало порядка 665 тыс. т Р205 из всего фосфора, ис¬
пользовавшегося в земледелии Нечерноземной зоны. При этом
доля его поступлений в природные воды, происходящих в результа¬
те потерь при транспортировке и хранении удобрений, составляла
34 %. В результате поверхностного и жидкого стока из почв агро¬
ландшафтов поступало порядка 21 % (от всех поступлений). Около
45 % от всех поступлений фосфора в природные воды обеспечивают
животноводческие и коммунальные стоки.
229
Глава 14
Снижение потерь питательных элементов из агроэкосистем в
природные воды, по данным В.Г. Минеева (1988), может быть до¬
стигнуто за счет реализации оптимальных агрохимических и агро¬
технических приемов.
14.1. Органические удобрения
Органические удобрения — это органические вещества раститель¬
ного и животного происхождения. В них содержатся в относительно
небольших количествах все питательные элементы (табл. 14.12). Од¬
нако поддержание и увеличение почвенного плодородия при сель¬
скохозяйственном производстве возможно только при применении
органических и минеральных удобрений. Поэтому значение орга¬
нических удобрений не снизится даже при полном удовлетворении
сельского хозяйства минеральными удобрениями (Минеев, 2004)
Таблица 14.12
Среднее содержание элементов питания в основных органических удобрениях
(Минеев, 2004; Лебедева, Едемская, 2005)
Удобрение
N, %
р2о5,%
к,о,%
Навоз полупревший подстилочный:
КРС;
0,54
0,28
0,60
конский;
0,50
0,26
0,59
овечий;
0,86
0,47
0,88
свиной
0,84
0,58
0,62
Навоз бесподстилочный:
КРС (бычки);
0,77
0,44
0,76
(коровы);
0,43
0,28
0,50
свиной
0,72
0,47
0,21
Навозная жижа:
молочных ферм;
0,26
0,12
0,36
свиноводческих ферм;
0,31
0,06
0,36
конюшень
0,39
0,08
0,58
Помет:
куриный;
1,6
1,5
0,8
утиный;
0,7
0,9
0,6
гусиный
0,5
0,5
0,9
Торф:
верховой;
0,9
0,1
0,01
низинный
2,0
0,2
0,15
Солома:
злаков;
0,3-0,9
0,2-0,3
0,5-1,1
бобовых
1,2-2,0
0,3-0,4
0,6-1,8
230
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
Основные виды негативного воздействия органических удо¬
брений на природную среду те же, что и минеральных удобрений:
1) могут быть источниками поступления тяжелых металлов и ме¬
таллоидов в почвы и растения агроэкосистем; 2) загрязнение грун¬
товых и поверхностных вод соединениями азота, в меньшей степе¬
ни фосфора.
Содержание тяжелых металлов и металлоидов в органических
удобрениях варьирует в широких пределах. Концентрация каждо¬
го из них в наиболее традиционном органическом удобрении —
навозе крупного рогатого скота (КРС) — может различаться на
несколько порядков. Это зависит от применяемых кормовых ми¬
неральных добавок, а также от биогеохимических особенностей
среды (биогеохимические провинции с избытком или недостат¬
ком различных химических элементов) и ее техногенного загряз¬
нения. Так, концентрация мышьяка в навозе может варьировать
от 0,1 — 10 мг/кг (средняя полоса России) до 10—50 мг/кг сухой
массы (биогеохимическая провинция и техногенное загрязнение,
Кабардино- Балкария).
По обобщенным литературным данным, с навозом в расчете
на га почвы (при дозе внесения 50 т/га) может поступать: от 40 до
200 г свинца, от 2 до 100 г кадмия, от 7,5 до 350 г никеля, от 50 до
1000 г меди, от 1400 до 5000 г цинка, от 2000 до 5000 г марганца
и от 2000 до 13 500 г стронция. По некоторым данным (Парамо¬
нова, 1991), уровни поступления некоторых тяжелых металлов с
торфяно-пометным компостом (60 т/га) могут быть еще выше: до
3500 г/га свинца, до 1700 г/га никеля и до 1250 г/га хрома.
Для предотвращения загрязнения агроэкосистем тяжелыми ме¬
таллами и металлоидами в результате применения органических
удобрений необходимо контролировать в них содержание загряз¬
нителей и ограничивать применение удобрений с высокой концен¬
трацией тяжелых металлов.
Загрязнение грунтовых и поверхностных вод соединениями азо¬
та в основном происходит при нарушении технологий применения
(хранения) навоза, навозной жижи и птичьего помета. Результатом
такого загрязнения (в зависимости от его уровня) может быть как
эвтрофикация водоема, так и гибель в нем рыбы и некоторых дру¬
гих организмов. В этих же случаях возможно и загрязнение вод па¬
тогенными микроорганизмами.
В грунтовых водах, загрязненных животноводческими стока¬
ми, поданным С.Р. Крайнова и В.П. Закутана (1993), было обна¬
ружено 180 мг/л NH4+, 40 мг/л N03', 80 мг/л N02‘, а также 50 мг/л
рол
4
231
Глава 14
14.2. Нетрадиционные удобрения
К нетрадиционным удобрениям относятся сапропели, осадки
сточных вод (ОСВ), древесная зола, костная мука, а также отходы
некоторых производств (фосфат-шлаки, опилки, лигнин и т.д.) и
компосты на их основе.
Наибольшее значение из нетрадиционных удобрений приобре¬
ли сапропели и осадки сточных вод.
Сапропель — это донные отложения пресноводных водоемов,
состоящие из органо-минеральных веществ. Содержание основ¬
ных элементов питания в расчете на сухое вещество варьирует в
них в следующих пределах: N — 0,6—9,5 %; Р205 — 0,01—2,5 %;
К20 — 0,1—9,8 %.
Донные отложения в водных экосистемах, так же как и почва
в экосистемах наземных, играют роль депо для большей части за¬
грязняющих веществ. Поэтому содержание тяжелых металлов,
металлоидов, радионуклидов и некоторых стойких органических
загрязняющих веществ в сапропелях может варьировать в широ¬
ких пределах, в зависимости от антропогенной нагрузки на во¬
доем, из которого идет добыча удобрения. Для предотвращения
негативного воздействия сапропелей на агроэкосистемы и дру¬
гие компоненты природной среды необходимо контролировать
в удобрениях концентрацию загрязняющих веществ и ограничи¬
вать применение сапропелей с высоким содержанием металлов,
радионуклидов и т.д.
Согласно ГОСТ Р 17.4.3.07-2001, ОСВ — это твердая фракция
сточных вод, состоящая из органических и минеральных веществ,
выделенных в процессе очистки сточных вод методом отстаива¬
ния (сырой осадок) и комплекса микроорганизмов, участвовавших
в процессе биологической очистки сточных вод и выведенных из
технологического процесса (активный ил). Осадки, применяемые
в качестве удобрений, должны содержать в расчете на сухое веще¬
ство массовую долю органических веществ не менее 20 %, N — не
менее 0,6 %; Р205 — не менее 1,5 %.
Содержание тяжелых металлов и мышьяка в ОСВ нормирует¬
ся (табл. 14.13), ограничивая их сельскохозяйственное исполь¬
зование. Так, осадки группы II допустимо применять только под
зерновые, зернобобовые, зернофуражные и технические культу¬
ры. Для осадков группы I круг сельскохозяйственного использо¬
вания шире. Ограничения по их применению, согласно ГОСТу,
связаны только с овощными и зеленными культурами, грибами
и земляникой.
232
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрении и мелиорантов
Металл
Концентрация, мг/кг сухого
в-ва, не более
I
II
Свинец
250
500
Кадмий
15
30
Никель
200
400
Хром
500
1000
Цинк
170
3500
Медь
750
1500
Ртуть
7,5
15
Мышьяк
10
20
Но даже при соблюдении Таблица 14.13
норм и правил применения Допустимое валовое содержание тяжелых
ОСВ нагрузка тяжелых ме- металлов и мышьяка в ОСВ
таллов (регламентируемых) (гост р 17.4.3.07-2001)
на агроэкосистемы и город¬
ские ландшафты (ОСВ и
компосты на их основе часто
применяют в декоративном
цветоводстве, зеленом стро¬
ительстве и т.д.) значительно
возрастает. В этом случае из¬
менение погодных условий,
замена сельскохозяйствен¬
ной культуры, агротехники,
системы удобрения и т.д.
могут существенно увели¬
чить подвижность тяжелых
металлов в почве и накопле¬
ние их растениями, вплоть
до превышения предельно
допустимого уровня.
Не учитываются экологические последствия от других (не-
нормируемых) загрязняющих веществ в ОСВ. Ведь промышлен¬
ные и коммунально-бытовые стоки редко разделяют. В составе
коммунальных стоков могут присутствовать практически все хи¬
мические элементы таблицы Менделеева (это зависит от струк¬
туры и специфики городской промышленности). Иллюстраци¬
ей к сказанному могут служить данные о составе ОСВ Ангарской
нефтехимической компании (табл. 14.14), приведенные в работе
Г.Е. Мерзлой (2005).
В качестве источника микроэлементов, особенно при отсутствии
или высокой стоимости микроудобрений, сельскохозяйственное
применение иногда находят отходы некоторых производств (пи-
ритные огарки, отходы электроламповой промышленности, раз¬
личные шлаки и т.д.). Однако с ними, как правило, в агроэкоси¬
стемы поступает и значительное количество тяжелых металлов,
металлоидов и редкоземельных элементов.
Так, в пиритных огарках, которые используют в качестве мед¬
ных микроудобрений, может содержаться порядка 4500 мг/кг РЬ,
10 000 мг/кг Zn, 1500 мг/кг As и только около 4000 мг/кг собственно
Си. В золе углей в среднем содержится 16 мг/кг Cd, 320 мг/кг Ni,
103 мг/кг Hg и 880 мг/кг As (Минеев, Болышева, 2005).
233
Глава 14
Таблица 14.14
Химический состав осадка промышленно-бытовых сточных вод
Ангарской нефтехимической компании
Элемент
Содержание, %
Элемент
Содержание, мг/кг
Na
0,53
Li
18,5
Mg
0,75
Be
1,8
Al
3,7
Sc
5,7
Si
7,9
W
10,5
P
1,92
Ga
11,0
K
0,51
Ge
4,1
Ca
1,83
As
1,9
Fe
4,03
Y
7,4
Ti
0,153
Nb
4,1
Zn
0,110
Mo
8,2
Ba
0,116
Pd
0,3
Zr
0,010
Ag
15,6
Cr
0,082
Cd
5,7
Mn
0,048
Sn
52,0
Sr
0,024
Sb
7,1
Cu
0,025
La
15,7
Pb
0,013
Yb
1,2
Co
0,0062
Hg
0,9
Ni
0,0053
Те
2,5
В
0,0027
Bi
12,9
V
0,0036
14.3. Мелиоранты
Основными приемами химической мелиорации в земледелии
России служат известкование кислых и гипсование солонцовых
почв с целью улучшения их химических, физических и биологи¬
234
Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и мелиорантов
ческих свойств (Минеев,
2004). Наиболее распростра¬
ненными мелиорантами для
известкования служат твер¬
дые (известняки, доломити-
зированные известняки, до¬
ломитовая мука, мергель) и
мягкие (известковые туфы,
жженая известь, гашеная
известь, гажа) известковые
породы, а также отходы
промышленности, обога¬
щенные известью (сланце¬
вая зола, дефекат, отходы
свеклосахарных заводов).
Для гипсования обычно
используют гипс сыромо¬
лотый и фосфогипс, являю¬
щийся отходом производства
двойного суперфосфата.
Природные известковые
материалы помимо карбо¬
натов (оксидов или гидрок¬
сидов) кальция и магния содержат тяжелые металлы и металло¬
иды (табл. 14.15), из которых наиболее существенной является
примесь Sr.
В известь-содержащих отходах промышленности набор и уро¬
вень концентрации загрязняющих веществ еще более широкий.
В меловых отходах может содержаться до 130 мг/кг Hg и более 60
мг/кг As (Минеев, Болышева, 2005), а эти элементы входят в ряд
наиболее опасных загрязнителей природной среды. В таких отхо¬
дах также практически всегда присутствует Sr.
Основными примесями фосфогипса являются Sr (более 2 %) и F
(до 4 %), причем около 80 % от общего содержания F в мелиоранте
находится в виде комплексных соединений с ионами Fe и А1, под¬
вижными в щелочной среде. Поскольку фосфогипс применяют на
солонцовых почвах, характеризующихся щелочной реакцией, высо¬
кое содержание в мелиоранте F как элемента, относящегося к I клас¬
су опасности, представляет серьезную экологическую угрозу. С фос-
фогипсом в агроэкосистемы может поступать до 80 кг/га элемента.
Загрязнение агроэкосистем соединениями стабильного Sr в ре¬
зультате применения известковых материалов, фосфорных удобре¬
Таблица 14.15
Содержание микроэлементов в известняках
из карьеров Московской области, мг/кг
(Шильников, Аканова, 1995)
Элемент
Лесков¬
ское
Домоде¬
довское
Афана¬
сьевское
Мп
121
162
136
Cd
0,1
<0,1
<0,1
Pb
2,8
1,0
2,0
Zn
72
49
68
Со
1
1
< 1
Ni
4
2
-
Мо
<0,1
0,1
-
Cu
42
51
39
Cr
63
79
102
Sr
406
290
354
235
Глава 14
ний и фосфогипса представляет серьезную экологическую опас¬
ность. Хотя содержание Sr в почвах и растениях не нормируется,
накопление металла в почвах в процессе длительного сельскохо¬
зяйственного использования не может не вызывать тревогу.
Увеличение концентрации Sr и соответствующее изменение со¬
отношения Са—Sr в растениях могут приводить к подобному яв¬
лению в организме человека и животных. Еще в 1950-е гг. было
показано, что обогащение кормового рациона телят Sr вызывало
накопление элемента в костной ткани и приводило к изменению
костно-суставной системы и хрящевой ткани (Самарина, 1960).
Стабильный Sr у человека и животных может вызывать рахит, не
излечивающийся применением витамина Д (при полноценном
питании). Имеются сведения о гонадотропном и мутагенном дей¬
ствии Sr на клетки животных (Амченкина и др., 2006).
14.4. Другие источники загрязнения агроценозов
Загрязнение сельхозугодий происходит не только вследствие
поступления в почвы химических элементов, сопутствующих удо¬
брениям. С выхлопами газами дизельных установок и вследствие
истирания механизмов почвы агроценозов загрязняются Fe, Cr, V,
Ni, из-за истирания шин автомобилей — Zn.
Все виды отходов, образующиеся в животноводстве и птице¬
водстве, характеризуются высоким содержанием Р, Hg, W, Sr, Zn,
в меньшей степени F, Bi, Ag, Си, В (Трефилова, Ачкасов, 1989).
Имеются сведения о присутствии значительных количеств ртути
в промышленных комбикормах. Возможно, что это связано с ис¬
пользованием рыбной муки, которая готовится преимуществен¬
но из морской рыбы, часто имеющей повышенное содержание
металла.
В состав типовых рационов питания сельскохозяйственных
животных добавляют Zn, Mn, Cu, Со, J, иногда F, В, Se, Мо. Сточ¬
ные воды животноводческих комплексов содержат, как правило,
повышенное количество Cu, Mn, Zn, Fe, Мо, W, Hg, Sr и других
элементов.
Глава 15
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ,
ПОДВЕРЖЕННОЙ ВОЗДЕЙСТВИЮ ПРЕДПРИЯТИЙ
РАЗЛИЧНЫХ ОТРАСЛЕЙ
Экологическая обстановка в зоне воздействия предприятий
цветной металлургии и теплоэнергетики в Мурманской области
Предприятия эти находятся на территории Кольского полуо¬
строва в лесотундровой и северотаежной подзонах, где распростра¬
нены лишайниковые зеленомошно-кустарниковые березовые ред¬
колесья.
Медно-никелевые комбинаты Североникель и Печенганикель
относятся к числу самых крупных в мире источников выбросов S02
и тяжелых металлов. Здесь перерабатываются разнообразные виды
руд (медно-никелевые, апатито-нефелиновые, железные, редкозе¬
мельные, слюды). На предприятиях теплоэнергетики сжигаются
большие объемы угля и мазута, что обусловливает огромные объе¬
мы аэрозольных выбросов и широкий набор содержащихся в их со¬
ставе химических элементов. В Мурманской области на долю этих
предприятий приходится 75—90 % всех выбросов.
В составе аэрозольных выбросов высокое содержание S02, N02,
Fe, Со, Cd, Mg, Mn, Pb, Cu, Ni, Cr, Zn. Присутствие кислотных ком¬
понентов способствует снижению pH атмосферных осадков до 4,0 и
даже ниже против 4,8 на фоновых участках Кольского полуострова.
В десятки раз повышено содержание в осадках Си и Ni вблизи комби¬
натов, в меньшей мере повышено содержание Fe Zn Al. Годовые вы¬
падения в окрестностях комбината Североникель в середине 1980-х
гг. достигали в эпицентре S — 36 г/м2, Ni — 35 г/м2, Си — 15 г/м2.
Только 15% серы выпадает в локальной зоне, 15 % выпадает в ре¬
гионе, остальные 70% переносятся на дальние расстояния. Что ка¬
сается тяжелых металлов, наибольшая часть их выпадает в пределах
локальной и региональной зон. Часть металлов от источников, рас¬
положенных на Кольском полуострове, достигает Арктики. Содер¬
жание сульфатов в осадках сильно варьирует (табл. 15.1).
Загрязнение ландшафтов региона серой сказывается на составе
поверхностных и фунтовых вод. Содержание серы в поверхност-
237
Глава 15
Таблица 15.1
Медианные уровни концентрации серы в атмосферных осадках
на открытых местах, в поверхностных и грунтовых водах водосборов вблизи
г. Мончегорска (п. В2) и удаленных от него (п. В7 — фоновый район в Финляндии)
(Кашулина, 2002)
Среда
Показатель, мг/ л
Пункт B2
Пункт В7
Дождь
s-so4
1,63
0,29
Снег (раствор)
s-so4
0,82
0,26
Снег (тв. остаток)
s
0,18
< 0,005
Воды ручья
S-S04
9,23
0,54
Грунтовые воды
s-so4
6,55
н.о.
ных и грунтовых водах значительно выше концентрации ее в ат¬
мосферных осадках. Локально встречаются ситуации, когда гидро¬
карбонатные воды сменяются на сульфатные.
Загрязнение серой растений происходит при оседании на на¬
земной части растений пыли, обогащенной серой. Наиболее чув¬
ствительными являются мхи, хвоя сосны. Содержание серы во мхах
четко соответствует ее концентрации в воздухе, атмосферных осад¬
ках и является надежным индикатором распространения серы на
Кольском полуострове.
Верхние органогенные горизонты почв чувствительны к кис¬
лотному воздействию. Критические кислотные нагрузки на почву
измеряются величинами 200—400 моль/га в год, а существующий
уровень выбросов кислотных компонентов превышает этот уро¬
вень почти на половине рассматриваемой территории. При этом
активного закисления почв здесь не наблюдается. Это связано со
значительным аэрозольным поступлением катионов в составе вы¬
бросов, а также с влиянием распространенных в регионе богатых
основаниями коренных пород.
Почвы региона загрязняются металлами. Уже в 1966 г. в окрест¬
ностях Мончегорска загрязнение отмечалось на площади более
6000 км2 и ареал загрязнения имел форму эллипса, вытянутого в
меридиональном направлении на 120—160 км. К 1978 г. общая пло¬
щадь разрушенных экосистем в окрестностях комбинатов Северо-
никель и Печенганикель измерялась 10 000 км2, а к концу 1980-х гг.
она возросла до 55 000 км2.
Основная доля металлов аккумулируется в верхних горизонтах
почв. В конце 1980-х —начале 1990-х гг. прошлого века в верхних го¬
ризонтах почв окрестностей комбината Североникель (2 км от ком¬
бината) содержание металлов составляло: Ni — 4640—8180 мг/кг,
238
Загрязнение окружающей среды, подверженной воздействию предприятий
Си — 1460—1720 мг/кг, Со — 174—260 мг/кг. На расстоянии 70 км
их содержание снижалось соответственно до 102—112,10—16 и 10—
20 мг/кг. Суммарный индекс загрязнения в верхнем органогенном
горизонте соответствовал 600 фоновым уровням в окрестностях
г. Мончегорска и 100 уровням в окрестностях г. Никеля.
Третье место в ряду загрязняющих веществ региона занимают
оксиды азота. Ежегодные выбросы их составляют около 20 тыс. т.
Поступают оксиды азота как от стационарных, так и от пере¬
движных источников. Транспорт обеспечивает преимущественно
линейный характер их распространения. Концентрация оксидов
азота в воздухе быстро снижается по мере удаления от источника
выбросов, и повышенные концентрации их в воздухе встречаются
нечасто.
С оксидами азота и серы связано образование кислых осадков.
Кислые осадки меняют микробиологическую и биохимическую
активность почв. Поступившая сера ингибирует рост бактерий.
В почвах тормозится деятельность целлюлозоразрушающих микро¬
организмов, а следовательно, и разложение растительных остатков.
Вследствие этого изменяется скорость круговорота питательных
веществ, снижается азотфиксирующая и нитрифицирующая ак¬
тивность и интенсивность дыхания.
На расстоянии кислые осадки действуют на растения как непо¬
средственно, так и опосредованно путем изменения агрохимиче¬
ских свойств почв, а также ингибирования микробиологической
деятельности. Прямое действие их состоит в поражении листьев,
появлении некротических явлений при pH ниже 3,0, снижении
фотосинтеза и продуктивности фитоценоза.
Состояние всех компонентов экосистемы проявляет четкую гра¬
диентную зависимость от воздушного загрязнения. С приближе¬
нием к источнику загрязнения закономерно снижается надземная
масса деревьев, как наиболее чувствительная к его воздействию, па¬
дает продуктивность коренных и антропогенно-преобразованных
лесов. Далее происходит отмирание отдельных частей сосны,
уменьшение в фитомассе доли фотосинтезирующих органов, ин¬
гибирование продуцирования живого органического вещества и
интенсификация его отмирания, изменение структуры опада, уве¬
личение объема мортмассы в десятки раз по сравнению с фоном.
Наблюдаются изменения и в структуре фитоценоза. Происходит
выпадение жизненных форм, более чувствительных к загрязнению
(зеленые мхи, лишаники), которые доминируют в фоновых усло¬
виях. Запас фитомассы напочвенного покрова снижается. Доми¬
нирование переходит к кустарникам. Среди них возрастает доля
239
Глава 15
вороники, брусники, которые проявляют большую устойчивость к
загрязнению. На основе этих и ряда других признаков выделены
достоверно различающиеся типы состояния лесных биогеоценозов
региона: фоновый, дефолиирующий, техногенное редколесье, тех¬
ногенная пустошь.
Влияние выбросов металлургических предприятий на свойства
почв проявляются по-разному. Они могут вызывать подкисление
при выпадении больших количеств серы или подщелачивание при
обогащении почвы ионами кальция, магния, катионами тяжелых
металлов, содержащимися в промышленной пыли.
Экологическая обстановка в зоне воздействия Канско-Ачинского
топливно-энергетического комплекса КАТЭК
Это крупнейшая тепловая электростанция в Ангаро-Енисейском
регионе Красноярского края, работающая на базе Канско-Ачинских
углей. Уголь на ТЭЦ сжигается в пылевидном состоянии. Загрязне¬
ние окружающей среды преимущественно происходит за счет вы¬
бросов продуктов сгорания из дымовых труб. Дымовые трубы име¬
ют высоту 150, 180 и 250 м. На ТЭЦ установлены электрофильтры,
обеспечивающие на 80 % очистку газов. Действует также система
золошлакоудаления.
Угли отличаются высоким содержанием оксида кальция (до
35—40 %). Наиболее обогащены им самые мелкие фракции летучей
золы. Сера и щелочные металлы накапливаются в мелких фракци¬
ях пыли. Еще в 1985 г. Минздравом СССР были установлены уров¬
ни ПДК этой золы в атмосферном воздухе: максимальная разовая
ПДК — 0,05 мг/м3, среднесуточная — 0,02 мг/м3. Содержание серы
в углях невелико (0,2—0,8 %), половина этой дозы приходится на
колчеданную, половина — на органическую форму. При полном
сгорании конечными продуктами являются сульфаты и газоо¬
бразные оксиды. Максимальная разовая приземная концентрация
сернистого ангидрида 0,17—0,3 мг/м3. Оксиды азота в выбросах
представлены преимущественно диоксидом NOr Количества его в
выбросах чаще всего не превышают ПДК. Для N02 максимальная
разовая доза составляет 0,085 мг/м3.
Основной загрязняющий агент на КАТЭК — зола. В начальный
период работы комплекса выбросы твердого вещества достига¬
ли 1000 т/км2 в год. Позже выбросы снизились до 50—100 т/км2 в
год. Общее количество твердых отходов накапливалось год от года.
Мощность золошлаковой толщи в местах складирования отходов
составляет не менее 2 м, местами достигая 9 м. Техногенный ареал
240
Загрязнение окружающей среды, подверженной воздействию предприятий
площадью около 200 км2 протянулся на 4—5 км на северо-восток от
комбината.
Подфакельные снеговые и дождевые воды имеют pH 10—11,
минерализация их достигает 100—150 мг/л. В почвенных водах
уровень pH составляет 7,4—8,2 при повышенной минерализации
300—500 мг/л. Воздействие на воды реки Чулым проявилось в уве¬
личении их минерализации, в повышении содержания биогенных
элементов, нефтепродуктов и некоторых микроэлементов (Мо,
Мп). Таково же направление изменений свойств подземных вод.
Отмечено местное изменение климатических условий, которое
проявилось в снижении прозрачности атмосферы, числа ясных
дней. Прогнозные модели показывают, что из-за запыленности
листовых пластинок растений произойдет снижение активности
фотосинтеза и как следствие снижение продуктивности агроцено¬
зов на 30 %.
Изменения затронули и растительный покров. Определяющее
влияние оказывают щелочная реакция и избыточное поступление
кальция. В результате произошла перестройка видового состава
растительности, основные изменения наблюдались в первые 5—10
лет работы ГРЭС. Отмечено выбывание кальциефобов (грибов, ли¬
шайников), рост кальциефилов (бобовых, сложноцветных, зонтич¬
ных). Древостой представлен в основном сосной с участием березы.
На расстоянии 3—5 км от источника отмечено запыление листовых
пластинок растений.
Загрязненные почвы характеризуется повышенным содержа¬
нием ряда химических элементов. Отмечена аккумуляция Мп, Ti,
Ва, Sr. Загрязняющие химические вещества сосредоточены пре¬
имущественно в верхних 3—5 см почвы. Щелочная реакция почв
ограничивает миграцию загрязняющих их металлов. Длительное
воздействие щелочных выбросов превратили исходные серые лес¬
ные, дерново-подзолистые, аллювиальные почвы во вторично-
поверхностно-карбонатные с содержанием СаС0310—12 %.
Прогнозируется влияние ухудшения экологической обстановки
на здоровье людей: рост астматических, аллергических, сердечно¬
сосудистых заболеваний.
Экологическая обстановка в зоне воздействия систем газовой
промышленности (буровые предприятия, газодобывающие,
газотранспортные, распределения, подачи потребителям)
В газохранилищах хранятся огромные объемы газа. Подземные
хранилища газа организованы, как правило, в истощенных газо¬
241
Глава 15
вых и нефтяных месторождениях, в горных выработках плотных
пород или в отложениях каменной соли. Располагаются они чаще
всего вблизи крупных городов. Ежегодный объем загрязняющих
веществ, выброшенных в атмосферу предприятиями этой отрасли,
например, в 1994—1998 гг., достиг 2244—2463 тыс. т. Из них 70% со¬
ставил и углеводороды, в основном метан, 22 % — оксиды углерода,
6 % — оксиды азота, 2 % — оксиды серы. В России действуют более
строгие нормативы качества воды и воздуха, чем во многих эконо¬
мически развитых странах.
Метан относится к числу основных газов, поступающих с вы¬
бросами отраслей газовой промышленности и загрязняющих ат¬
мосферу. Фоновое содержание метана в приземных слоях атмос¬
феры составляет 0,002 мг/л, над болотами 0,003 мг/л. Природные
источники поступления метана — переувлажненные ландшафты.
Глобальные выбросы метана в газовой промышленности составля¬
ют около 8 % от годового поступления его в атмосферу. Увеличе¬
ние содержания метана в атмосфере при подземном хранении газа
обусловлено эмиссией техногенно-аллохтонного метана из недр и
выбросами, утечками из наземных источников — компрессорных,
газораспределительных станций, скважин. При больших объемах
выбросов турбулентное и диффузионное рассеяние газа захваты¬
вает значительные пространства атмосферы и почв, превышая в
2—30 раз фоновое содержание метана. Ограничивает миграцию ат¬
мосферного метана поглощение его почвенными частицами. Фик¬
сация атмосферного метана составляет 30—70 % эмиссионного по¬
тока. Важное значение имеют процессы бактериального окисления
техногенно-аллохтонного метана в иллювиальных горизонтах почв
газоносных территорий, что сопровождается ростом численности
аэробных метаноокисляющих бактерий и значимым снижением
уровня ОВП на 50—90 мВ по сравнению в фоновыми участками.
В почвах промышленных зон происходит снижение активности
бактериального окисления метана вследствие загрязнения почв не¬
фтепродуктами и сильно минерализованными водами.
Имеет место обратная эмиссия метана в атмосферу из загряз¬
ненных почв, что связано с дисбалансом микробиологических про¬
цессов в них.
Глава 16
ЗАГРЯЗНЕНИЕ ГОРОДСКИХ ПРИРОДНО¬
ТЕХНОГЕННЫХ КОМПЛЕКСОВ
На планете растет число людей, проживающих в городах. Урба¬
низация — рост и развитие городов, увеличение доли городского
населения, изменяющего своей жизнью и деятельностью природ¬
ные ландшафты и превращающего их в природно-техногенные
комплексы. Одновременно с ростом населения Земли (ежегод¬
ный прирост составляет 80 млн человек) на планете интенсив¬
но идет процесс создания урбоэкосистем. Урбоэкосистема — это
природно-городская система, состоящая из фрагментов природных
систем, окруженных домами, промзонами, автодорогами и т.д. Ис¬
кусственно создаются новые типы систем в результате деградации,
уничтожения и (или) замещения природных систем. В настоящее
время на планете городское население составляет не менее полови¬
ны всего населения, а к 2025 г. его доля достигнет 3/5.
К началу XXI в. в Западной Европе количество городских жите¬
лей составило 80 %. В России около 75 % населения городов про¬
живает на территории, составляющей 0,65 % всей площади страны.
В стране и на планете в целом растет число мегаполисов. Особенно¬
стью современных городов является большое число предприятий,
размещенных компактно на ограниченной территории. Плотность
проживания, концентрация людских и производственных ресурсов
на ограниченной площади ведет к ухудшению качества всех компо¬
нентов окружающей среды.
В городах имеют место многочисленные экологически негатив¬
ные явления: отчуждение земель под городские постройки, сокра¬
щение сельскохозяйственных земель и зеленых насаждений, расту¬
щее строительство, создание асфальтовых покрытий, размещение
различных видов производств и проч. Одним из наиболее опасных
для человека является загрязнение окружающей среды различны¬
ми отходами. Количество загрязняющих веществ, поступающих в
атмосферу городов, измеряется сотнями и миллионами тысяч тонн
в год. Наибольший вклад в загрязнение атмосферы городов вносит
автотранспорт (до 90 %).
243
Глава 16
Загрязнение атмосферы городов отходами автотранспорта ста¬
новится настоящим экологическим бедствием. Если в вначале
1970-х гг. доля загрязняющих веществ, вносимых автотранспортом
в загрязнение городов, составляла в среднем 13 %, то в настоящее
время — не менее 70 %, во многих городах она достигает 90 % и
продолжает расти. Например, на каждого жителя Москвы ежегод¬
но приходится не менее 0,5 кг токсичных веществ от транспорта.
В состав отработанных газов двигателей внутреннего сгорания
входит более 280 различных химических веществ. В основном это
газообразные вещества, некоторое количество веществ находится
во взвешенном состоянии. Среди газообразных выделяются неток¬
сичные (N2, 02, С02, Н20, Н2) и токсичные вещества. Токсичные
газы представлены оксидом углерода, присутствующим в больших
количествах (до 12 % в отходах бензиновых двигателей), оксидом
азота (из них на долю N0 приходится 98—99 %, на долю N02 —
1—2 %), широким набором углеводородов (среди них преобладают
предельные и непредельные), альдегидов (преобладают формаль¬
дегиды). Дополняют перечень токсичных веществ оксиды серы и
соединения свинца (табл. 16.1). До конца XX в. около 75 % выпу¬
скаемого в РФ бензина содержало от 0,17 до 0,37 г/л свинца при его
наибольшей токсичности.
Таблица 16.1
Среднее содержание основных веществ в отработанных газах автомобильных
двигателей (кроме N2, Ог, НгО)
(Луганин, Трофименко, 1993)
Вещества
Дизели
Бензиновые
% по массе
% по токсично¬
сти (на СО)
% по массе
% по токсично¬
сти (на СО)
со2
98,6
10,2
96,6
5,8
СО
0,4
9,6
2,6
36,7
CmHn
0,2
0,1
0,4
0,1
NO
0,4
21,1
0,3
12,1
so;
0,3
42,2
0,02
1,7
Твердые частицы
0,1
16,0
0,008
0,2
Альдегиды
0,005
0,8
0,002
0,2
Свинец
—
—
0,003
41,2
В атмосферном воздухе с насыщенным движением автотран¬
спорта содержание СО составляет 10—15 частей на 1 млн частей
воздуха. Оксидов азота в выбросах бензиновых двигателей содер¬
244
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
жится на порядок меньше, чем оксидов углерода. Преобладает сре¬
ди оксидов азота монооксид. В выбросах автомобильного транс¬
порта доля оксидов серы невелика, она зависит от содержания серы
в используемом топливе. Наибольший вклад в загрязнение воздуха
атмосферы городов вносят автомобили с дизельным топливом. Со¬
держание S02 в отработанных газах дизельных двигателей суще¬
ственно превышает ПДК и достигает 50—100 мг/м3.
В составе отработанных газов автомобилей присутствует боль¬
шой набор органических веществ. Среди них выделяют: а) али¬
фатические углеводороды и продукты их окисления (альдегиды,
кислоты); б) ароматические соединения, включая гетероциклы и
их окисленные продукты (фенолы, хиноны); в) алкилзамещенные
ароматические соединения и их окисленные продукты (алкилфе-
нолы, алкилхиноны, карбоновые кислоты); г) нитроароматические
соединения (нитроПАУ).
Последствия длительного использования бензина с добавками
свинца проявляются в повышенном содержании металла в поверх¬
ностных горизонтах почв на расстоянии 10—100 м от полотна ав¬
тодорог.
Автотранспорт — источник загрязнения окружающей среды твер¬
дыми частицами. Есть сведения, что 20—30 % твердых частиц в го¬
родском воздухе составляют микрочастицы, выбрасываемые грузо¬
выми автомобилями и автобусами вместе с отработанными газами.
На твердых частицах адсорбированы разнообразные органические
вещества, которые представлены несгоревшими углеводородами и
продуктами их окисления. Они опасны для здоровья человека, так
как могут быть причиной легочных и респираторных заболеваний.
Разработаны количественные показатели токсичности отрабо¬
танных газов автомобилей. Для приведения токсичности разных
веществ к единой шкале введен коэффициент токсичности /-го ве¬
щества (К), равный отношению среднесуточного (сс) ПДК окси¬
да углерода к ПДК (сс) определяемого /-го химического вещества.
В табл. 16.2 приведены значения К. для токсичных веществ, харак¬
терных для отработанных газов автомобилей.
Заслуживает внимания содержание в воздухе бенз(а)пирена.
Смена марок бензина приводит к существенному изменению его
токсичности. Так как в состав этиловой жидкости, добавляемой к
бензину, входят галогенизированные углеводороды, в продуктах
горения присутствуют диоксины. Поступление их в окружающую
среду невысоко, но велика их токсичность.
Соединения первичного состава, поступающие с выбросами ав¬
тотранспорта, в атмосфере подвергаются различным трансформа-
245
Глава 16
Таблица 16.2
Величины среднесуточных предельно допустимых концентраций (ПДК)
и коэффициент токсичности (К) отработанных газов
(Игнатович, Кутенев, 1980)
Компонент
ПДК, мг/м3
*
СО
СН
m п
NOx
Сажа (без учета ПАУ)
Свинец
ПАУ (в пересчета на бенз(а)пирен
С НО (в пересчете на формальдегид)
so2
1
1,5
0,085
0,05
0,0007
0,000001
0,012
0,05
1
0,67
11,8
20
1430
1 000 000
83
20
циям. Они включаются в процессы: а) сухого и мокрого осаждения;
б) фотолиза; в) химических взаимодействий в гетерогенной системе,
содержащей вещества в газообразном, водорастворимом, твердом
состоянии. При фотолизе происходит диссоциация многих соеди¬
нений (N02,02,03, НСНО) с образованием высокореакционных ра¬
дикалов и ионов, взаимодействующих как между собой, так и с более
сложными молекулами, в частности с ароматическими веществами.
Например, оксиды азота, выбрасываемые автотранспортом, содер¬
жат NO, N02, N20, HN03, возможно, HN02, N20. В тропосфере, в
стратосфере происходит серия преобразований оксидов азота.
С середины 1960-х годов в мире начата разработка нормативов
содержания в отходах автотранспорта токсичных химических ве¬
ществ. Усиливается внимание к разработке альтернативных видов
топлива для автомобилей. Имеется опыт использования в качестве
топлива водорода (энергетические показатели его высоки, сырье¬
вая база не ограничена, в составе отработанных газов отсутствует
большинство опасных химических веществ), природных углеводо¬
родных газов (преимущественно метана с добавками других угле¬
водородов и инертных газов), спиртов.
Отходы предприятий различного профиля поступают в газоо¬
бразном, жидком и твердом состояниях. С аэрозольными выбро¬
сами предприятий черной и цветной металлургии в атмосферу по¬
ступают колоссальные количества пыли, обогащенной тяжелыми
металлами. Запыленность воздуха в городах в 5—10 раз повышает
фоновые показатели (атмосферные выпадения твердых частиц на
фоновых территориях Русской равнины измеряются величинами
10—15 кг/км2). Потребление химических элементов каждым пред¬
приятием и выброс отходов соответствующего состава создают
246
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
сложную картину распределения загрязняющих веществ. Приме¬
ром могут служить показатели технофильности, которые для одно¬
го из предприятий цветной металлургии измерялись сотнями ты¬
сяч (табл. 16.1).
Таблица 16.1
Потребление металлов предприятием цветной металлургии
Элемент
Потребление, т/год
Кларк литосферы, %
Технофильность
Ni
111
5.810 3
19 138
Мо
70
1.М04
636 363
Ge
19
1.4104
135 714
Высокие кларки концентрации наиболее технофильных эле¬
ментов свидетельствуют о поступлении их в почву с техногенными
потоками. В городских комплексах техногенные факторы подавля¬
ют природные факторы миграции элементов.
Вокруг предприятий — источников загрязнения — формируется
техногенный ареал, характеризующийся максимальной концентра¬
цией загрязняющих веществ в центре и понижением их содержа¬
ния к периферии. Ассоциации химических элементов отличаются
большим разнообразием. Особенностью является накопление как
катионогенных, так и анионогенных элементов, т.е. формируются
техногенные ассоциации, считающиеся запрещенными в природ¬
ных условиях.
Наиболее типичными ассоциациями химических элементов,
распространенными в городских почвах, являются ассоциации ме¬
таллов Zn, Cu, Pb, Ni, часто встречаются техногенные аномалии,
характеризующиеся накоплением Sn, Cr, Мо, W, Sr, Ag. Содержа¬
ние в аэрозольных выбросах Hg, Cd, Pb, Zn, Cu, Mn, Cr, Sn, As, Co
в городах в десятки раз превышает уровень ПДК этих веществ для
воздуха и почв. Суммарный индекс загрязнения для промышлен¬
ных центров достигает нескольких сотен единиц (250—550).
Анализ снега свидетельствует о высоком уровне воздействия го¬
рода на состав атмосферы, уровне техногенной нагрузки на почвы.
Изменение состава снега в одном из промышленных центров по¬
казано в табл. 16.2.
Общая картина загрязнения города зависит от концентрации
производства и мощности выбросов предприятий. Выделяется два
типа загрязнения городских территорий: очаговый, созданный од¬
ним или несколькими крупными центрами и имеющий закономер¬
ное зональное строение с падением концентрации поллютантов от
247
Глава 16
Таблица 16.2
Состав снеговой воды в городе со сталеплавильным производством
(Москаленко, Смирнова, 1984)
Компонент
снеговой воды
Фон
Город
С
ср
С
макс
к макс
pH
5,1-6,5
7,5
9,0
S04,2 мг/л
0,5-1,0
10,0
1299
1500
НСО/
1,0-3,7
10,0
44
20
С1-
0,6-1,6
2,0
4,8
5
Са2+
0,4-1,0
3,1
545
600
Mg2+
0,1
0,4
2,8
28
Na+
0,3-1,1
3,0
9,5
20
NH/
4
0,1
0,3
3,0
30
центра к периферии, и мозаичный с локальными комплексными
аномалиями вблизи предприятий без явно выраженной законо¬
мерности распространения поллютантов.
На два-три порядка повышены уровни содержания сульфатов,
кальция и общая минерализованность снеговых вод, на 1,5—2 еди¬
ницы повысился уровень pH, в несколько десятков раз увеличи¬
лось содержание Ag, Na, Si, Cr, Ni, Hg, повысилось содержание
нитратов и аммония.
Загрязнение, неизбежно сопровождающее урбоэкосистемы,
способствует формированию в них специфических черт структуры
и функционирования, которые отличаются от таковых в природных
ландшафтах. Прежде всего в городах происходит изменение кли¬
мата. Очаги тепла и выбрасываемой пыли, плотность застройки,
кирпичные и бетонные стены, сохраняющие тепло, асфальтовые
покрытия способствуют тому, что температура в городе на несколь¬
ко градусов выше, чем за городом. Проявляется это по-разному в
разных районах. Различия температур могут достигать 10—15°.
С техногенной запыленностью городского воздуха связывают
повышение количества осадков в городах. Например, количество
годовых осадков в Москве в среднем на 25 % превышает их коли¬
чество за городом. В городе летом выше число ливней, гроз, следо¬
вательно, больше водный сток, который способствует распростра¬
нению загрязняющих веществ, развитию эрозионных процессов,
изменению свойств почв.
В зимний период в городе иначе, чем за городом, формирует¬
ся снежный покров, отличаются и сроки, и скорости его таяния.
Снежный покров активно поглощает загрязняющие вещества. Тех¬
248
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
ногенные ареалы пыли в снежном покрове в 2—3 раза более кон¬
трастны, чем в атмосферном воздухе. Химический состав снега в
городах является четким показателем состава аэрозольных выбро¬
сов. Подщелачивание снеговых вод наблюдается при поступлении
больших количеств пыли предприятий цементной, строительной
промышленности, теплоэнергетики, которые богаты карбонатами,
солями кальция, магния. Выбросы оксидов серы, азота с отходами
предприятий цветной металлургии и ТЭЦ способствуют подкисле¬
нию снеговых вод.
Большую опасность для городов представляют поступающие с
выбросами тяжелые металлы и полиароматические углеводороды.
Аккумулируясь в снеговых осадках окрестностей различных пред¬
приятий, они четко свидетельствуют о вкладе этих предприятий
в формирование локальной экологической обстановки в городах.
В снеговом покрове загрязняющие вещества распространяются,
как правило, неравномерно, формируя мозаичные техногенные
аномальные зоны с различным уровнем загрязнения и сочетанием
загрязняющих веществ.
В Национальном докладе о состоянии окружающей среды да¬
ется оценка экологического состояния городов. В 6 % обследован¬
ных за период 1990—2003 гг. населенных пунктах выявлен опасный
уровень загрязнения почв тяжелыми металлами, например в Мон¬
чегорске, Рудной Пристани, Свирске. В десятой части обследован¬
ных городов отмечено умеренное загрязнение.
За названный период на 48 % увеличилось число городов, в ко¬
торых уровень показателя ИЗА, характеризующий суммарное за¬
грязнение атмосферы, классифицируется как высокий и очень вы¬
сокий, что обусловлено преимущественно ростом концентрации
бенз(а)пирена. В крупнейших городах России наблюдается рост
уровня показателя ИЗА более чем на 30 % (табл. 16.3).
В этот список входят также города: Балаково, Благовещенск-на-
Амуре, Братск, Зима, Комсомольск-на-Амуре, Краснотурьинск,
Курган, Магадан, Нерюнгри, Новочеркасск, Первоуральск, Петро¬
павловск-Камчатский, Радужный, Югра, Рязань, Селенгинск, Улан-
Удэ, Уссурийск, Чебоксары, Чита, Шелехов, Южно-Сахалинск.
В природно-техногенном комплексе происходит изменение всех
его компонентов. Растительность искусственно озелененных го¬
родов коренным образом отличается от природной — наряду с зо¬
нальными видами растений в ней широко представлены интроду-
цированные виды. Растительность призвана не только обеспечивать
комфортное проживание горожан, но и защищать их от пыли, аэро¬
золей. Деревья способны уловить почти половину общего количества
249
Глава 16
Таблица 16.3
Приоритетный список городов с наибольшим уровнем
загрязнения воздуха в 2004 г.
Город
Вещества, определяющие высокий
уровень загрязнения атмосферного
воздуха
Ангарск
БП, Ф
Барнаул
БП, ВВ, Ф, N02
Владимир
БП, Ф, фенол
Волгоград
БП, N02, NO, Ф, HCL
Екатеринбург
Ф, БП, N02
Иркутск
Ф, БП, N02
Кемерово
N02, БП, Ф, NH3
Кызыл
БП, Ф, ВВ
Магнитогорск
БП, Ф, ВВ, N02
Набережные Челны
БП, фенол, Ф
Нижнекамск
N02, БП, Ф
Новокузнецк
Ф, БП, ВВ, N02
Новороссийск
БП, Ф, фенол
Норильск **
БП, Ф
Омск
Ф, БП, ЭБ
Ростов-на-Дону
N02, NO, Ф, БП
Саратов
N02, БП, Ф, фенол
Уфа
Ф, БП, N02
Хабаровск
БП, Ф, N02, ВВ
Челябинск
БП, Ф, HF
Череповец
БП, CS2, Ф
Примечание: Ф — формальдегид, ВВ — взвешенные вещества,
БП — бенз(а)пирен, ЭБ — этилбензол, N02 — диоксид азота, CS2 —
сероуглерод, N0 — оксид азота, HCL — хлористый водород, NH3 —
аммиак, HF — фтористый водород.
Города приоритетного списка не ранжируются по степени за¬
грязнения.
загрязняющих веществ (в том числе тяжелых металлов, 3,4 бенз(а)
пирена и др.), присутствующих в атмосфере. Для выполнения расти¬
тельностью ее оздоровляющей функции в городе на каждого жителя
предположительно требуется 20 м2 зеленых насаждений. Однако в
большинстве городов России эта норма не достигается. К тому же
за время 30—40-летнего существования растительность городов пре¬
терпевает существенные техногенные изменения. В условиях силь¬
ного загрязнения воздуха (прежде всего выхлопными газами авто¬
мобильного транспорта) происходит повреждение наземной части
растений, отмирание ветвей, ослабление образования побегов, что
нередко завершается преждевременной гибелью.
250
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
Существенно отличаются от природных почв городские почвы.
Городские почвы — это почвы, имеющие созданный человеком
поверхностный слой мощностью более 50 см, полученный пере¬
мешиванием, насыпанием, погребением или загрязнением мате¬
риалами урбаногенного происхождения (строительно-бытовой
мусор). Техногенные ареалы загрязненных почв в городах нередко
имеют зональный характер. В эпицентрах, которые представлены
чаще всего промзонами, формируются полиэлементные ассоциа¬
ции загрязняющих веществ с наибольшими их концентрациями.
Высокие концентрации поллютантов превращают чаще всего по¬
чвы этих зон в бесплодный грунт. К периферии из перечня загряз¬
няющих почвы веществ отдельные элементы могут выпадать. Тем
не менее концентрации многих неорганических и органических
поллютантов, превышающие фоновые уровни, обнаруживаются в
почвах и селитебных зон, и даже в парково-рекреационных зонах.
Экологическое состояние городских почв, как и других почв, в
наибольшей степени характеризуют не показатели общего содер¬
жания металлов и металлоидов, а показатели содержания непрочно
связанных соединений, подвижных форм этих элементов. Состав
ПАУ также информативен при оценке экологического состояния
загрязненных ими почв. Например, сигналом ухудшения обстанов¬
ки в зоне воздействия выбросов Астраханского газоконденсатного
комбината стало повышение в составе ПАУ доли наиболее опасных
их компонентов (3,4 бенз(а)пирена и др.).
Выявлены некоторые закономерности распространения загряз¬
няющих веществ в городах: наибольшее влияние металлургических
заводов и ТЭЦ проявляется в радиусе 5—10 км, заводов машино¬
строения — 1,5—2 км, приборостроения — 0,5—1,0 км, автотран¬
спорта 0,1—0,2 км. Загрязнение почв ведет к ухудшению их важных
химических свойств (ионообменных, кислотно-основных, гумус-
ного состояния), структуры и водно-физических свойств.
Процессы техногенного химического преобразования город¬
ских почв дали основание выделить их в современной класси¬
фикации городских почв. Представляют загрязненные почвы
индустриземы и интруземы. Индустриземами называют почвы
промышленно-коммунальных зон, сильно загрязненные метал¬
лами и другими неорганическими поллютантами. Неблагопри¬
ятные для живых организмов химические свойства делают такие
почвы практически непригодными для сохранения в них жизни.
Интруземы загрязнены преимущественно органическими поллю¬
тантами, а именно техническими маслами, бензином и другими
нефтепродуктами.
251
Глава 16
В городах одной из важных экологических проблем является
загрязнение вод рек и ручьев вследствие сброса канализационных
стоков. Например, концентрации многих химических элементов в
стоках г. Подольска, сливаемых в водные артерии города, значи¬
тельно превышают фоновые уровни. Ежегодно поступающий оса¬
дочный материал (не менее 3 тыс. т) резко отличается от природно¬
го руслового аллювия (табл. 16.4).
Таблица 16.4
Геохимические ассоциации и Кк в осадках сточных вод г. Подольска (ОСВ)
и техногенных илах (ТИ) ручья Черного
(Янин, 2003)
Компонент
Ассоциации и величины КЛ химических элементов
>100
100-30
30-10
10-3
3-1,5
ОСВ
Cd-Ag
Pb—Sn—Cu
In—Ni—Hg-
Bi—Cr—Zn—
W-Sb
Sr—Be—Mo
As—Co—
Mn—Ba
ТИ
Hg-Ag
Cd—In
Cu-Ni-Pb-
Sn—Sb—Se
V-Zn-Cr-
W-As-Bi-
Sr—Ba
Co —Be —
Mo-Sc-F
Распределение в водах рек загрязняющих их металлов происхо¬
дит иначе, чем в природных условиях. Повышенные концентрации
металлов в водах создаются частично за счет увеличения мутности
вод, но главным образом за счет увеличения концентрации ме¬
таллов и неметаллов во взвеси. Экологическую опасность создает
и доминирование в составе взвеси металлов в составе подвижных
соединений. Техногенные аномалии взвешенных форм металлов
более устойчивы во времени и определяют уровень загрязнения рек
и русловых отложений (Янин, 2003).
Рассмотрим влияние загрязняющих веществ на формирование
экологической обстановки на примере г. Ростова-на-Дону. Число
жителей в городе превышает миллион, в городе имеется множество
предприятий, являющихся источниками загрязнения окружающей
среды. К их числу относятся автотранспорт, ГРЭС, ТЭЦ, Ростсель¬
маш, мебельная фабрика, гипсовый завод, кожевенный завод, Ро¬
ствертол и др. Ежегодно они выбрасывают в окружающую среду
около 150 тыс. т химических веществ. На долю транспорта прихо¬
дится 72 % общего объема атмосферных выбросов.
Для приземного слоя воздуха города характерна сильная запы¬
ленность, количество твердых частиц в воздухе на порядок превы-
252
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
держание Zn, Cu, Ni в почвах превышает ПДК в 2—6 раз, в то время
как содержание их подвижных соединений превышает фоновое в
десятки и сотни раз. В растениях суммарный индекс загрязнения
также максимальный.
В селитебной зоне атмотехногенная нагрузка превышает фоно¬
вый уровень в 10 раз, суммарный индекс загрязнения соответству¬
ет умеренно опасному загрязнению. В геохимической ассоциации
металлов цинк уступает свое доминирующее место кальцию и меди.
Обогащения растений железом не обнаруживается. На расстоянии
4—8 км от комбината картина распределения металлов в почвах и
растениях приобретает мозаичный характер. Не отмечено домини¬
рующего присутствия какого-либо элемента во всех аномальных
ассоциациях.
Техногенное влияние комбината выявлено на почвах агроланд¬
шафтов, расположенных на расстоянии 2—20 км от комбината. Вы¬
ращивались здесь преимущественно овощи. В то время как в почвах
и наземных органах овощей количество металлов соответствовало
допустимому уровню, в плодах отмечено превышение допустимых
уровней содержания Pb, Cr Fe — в моркови, капусте, картофеле на
28—33 %, что связывают с влиянием выбросов комбината.
Глава 16
оксидов азота, 5,7 тыс. т углеводородов. Техногенная пыль состоит
на 30—70 % из соединений железа, 1—20 % соединений кальция и
магния. Содержание микроэлементов невелико: оксидов марганца
0,3—0,9 %, оксидов цинка и хрома соответственно 2,0 % и 0,6 %.
Почвы исследуемого региона преимущественно представле¬
ны дерново-подзолистыми, развитыми на моренных и озерно¬
ледниковых отложениях, которые обеднены микроэлементами.
Высокие уровни техногенной нагрузки выбросов Череповецко¬
го комбината создают в окружающих природных средах высокий
уровень обогащения микроэлементами по сравнению с фоновыми
территориями. По результатам снеговой съемки модуль техноген¬
ного давления в городе составляет 539 т/км2. При высокой доли
пыли в составе выпадений взвеси выпадений в несколько раз бога¬
че химическими элементами, чем растворимая фракция. В составе
выпадений велика доля кальция и железа, что ведет к повышению
общего содержания железа в почвах и уровня pH в них. Что касается
микроэлементов, атмосферные выпадения обогащены Pb, Cu, Cd,
Zn, Bi, Fe, Co. Суммарный показатель атмотехногенной нагрузки
достигает 334, что характеризует ее как экологически опасную.
В растениях города отмечена аккумуляция Fe, Pb, Zn, Cr, но рез¬
кой техногенной аномалии по этим показателям не выявлено.
Техногенно-обусловленное изменение состояния городских
почв связано с высоким обогащением верхних горизонтов почв
цинком и свинцом. Два обстоятельства определяют экологические
последствия этого — реакция почв, близкая к нейтральной, что
обусловлено высоким уровнем содержания в выбросах кальция и
способствует ограничению миграции металлов, а также исходная
обедненность пород и почв микроэлементами, в том числе и теми,
которые доминируют в выбросах. В результате в то время как уро¬
вень техногенной нагрузки металлов на почвы оценивается как
опасный, реальное состояние почв, получающих эту нагрузку, оце¬
нивается по содержанию в них металлов как умеренно опасное.
В городе отмечена четкая дифференциация экологического со¬
стояния отдельных регионов города в зависимости от их удаленно¬
сти от комбината и их функции в городе. Крупнодисперсная пыль
выпадает преимущественно в непосредственной близости от ис¬
точника загрязнения. Максимальная нагрузка отмечена в пределах
1 км от комбината, и уже на расстоянии 6—9 км от комбината при¬
ближается к фоновой.
В пределах промплощадок атмотехногенная нагрузка металлов
максимальна, суммарный коэффициент загрязнения достигает не¬
скольких тысяч. В почвах уровень pH повышен до 8,0. Общее со¬
254
Загрязнение городских природно-техногенных комплексов
держание Zn, Cu, Ni в почвах превышает ПДК в 2—6 раз, в то время
как содержание их подвижных соединений превышает фоновое в
десятки и сотни раз. В растениях суммарный индекс загрязнения
также максимальный.
В селитебной зоне атмотехногенная нагрузка превышает фоно¬
вый уровень в 10 раз, суммарный индекс загрязнения соответству¬
ет умеренно опасному загрязнению. В геохимической ассоциации
металлов цинк уступает свое доминирующее место кальцию и меди.
Обогащения растений железом не обнаруживается. На расстоянии
4—8 км от комбината картина распределения металлов в почвах и
растениях приобретает мозаичный характер. Не отмечено домини¬
рующего присутствия какого-либо элемента во всех аномальных
ассоциациях.
Техногенное влияние комбината выявлено на почвах агроланд¬
шафтов, расположенных на расстоянии 2—20 км от комбината. Вы¬
ращивались здесь преимущественно овощи. В то время как в почвах
и наземных органах овощей количество металлов соответствовало
допустимому уровню, в плодах отмечено превышение допустимых
уровней содержания Pb, Cr Fe — в моркови, капусте, картофеле на
28—33 %, что связывают с влиянием выбросов комбината.
Глава 17
УЛУЧШЕНИЕ КАЧЕСТВА ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ
Усиливающийся пресс антропогенного воздействия на при¬
родную среду приводит к нарушению почвенного покрова, его
деградации, один из видов которой связан с химическим загряз¬
нением почв.
Восстановление нарушенных хозяйственной деятельностью че¬
ловека почв, растительности и ландшафтов с использованием спе¬
циальных технологий является задачей рекультивации.
Рекультивация почв — комплекс работ, направленных на вос¬
становление почвенного покрова, продуктивности и хозяйствен¬
ной ценности нарушенных земель.
Рекультивация земель имеет обычно два этапа: технической и
биологической рекультивации. Техническая рекультивация — этап,
включающий подготовку земель для последующего целевого ис¬
пользования. К ней относятся планировка, формирование отко¬
сов, снятие, транспортирование и нанесение почв и плодородных
пород, при необходимости коренная мелиорация, строительство
дорог, специальных гидротехнических сооружений и т.д.
Биологическая рекультивация — этап работ, включающий ком¬
плекс агротехнических и фитомелиоративных мероприятий, а так¬
же микробиологических технологий по восстановлению плодоро¬
дия нарушенных земель.
Технологии восстановления почв стремительно развиваются.
Требования к ним — снизить концентрацию загрязняющих ве¬
ществ, удалить их полностью или частично. Рассмотрим различ¬
ные методы восстановления загрязненных почв (Аренс и др., 1999;
Методические указания..., 1996; Barker, 1988; Bradl, Xenidis, 2005;
Mirsal, 2008).
Для обозначения комплекса мероприятий по восстановлению
загрязненных почв, грунтовых и поверхностных вод (их очистке)
существует специальный термин — ремедиация.
Методы восстановления загрязненных почв и вод можно разде¬
лить на три группы: а) методы пассивного восстановления состоя-
256
Улучшение качества загрязненных почв
ни я загрязненных почв; б) методы сдерживания распространения
поллютантов и их изоляции; в) методы удаления или обезврежива¬
ния загрязняющих веществ.
Методы пассивного восстановления загрязненных почв направ¬
лены на сохранение естественных процессов (в первую очередь
биологических), которые воздействуют на загрязняющие вещества
в почве, ослабляя их негативное влияние на окружающую среду.
Постепенное восстановление исходных параметров загрязнен¬
ных почв может происходить непроизвольно за счет растительно¬
микробной системы. Однако скорость этих процессов очень низ¬
кая. Метод требует регулярных мониторинговых наблюдений для
контроля эффективности самовосстановления загрязненных почв.
Методы сдерживания распространения загрязняющих веществ и
их изоляции. Для выполнения этой задачи применяют ряд техно¬
логий.
1. Создание физических барьеров для ограничения водной миграции
загрязняющих веществ. В качестве барьеров может служить защит¬
ный слой, ограждающий территорию свалок, захоронений отходов
для предотвращения выщелачивания из них загрязняющих ве¬
ществ, ограничения их диффузии и поступления в грунтовые воды.
Во избежание взаимодействия поллютантов с материалом барьеров
их изготовляют из стойких материалов с учетом состава и свойств
загрязняющих веществ. Барьеры чаще всего бывают неметалличе¬
ские и готовятся из цемента, бентонита, асфальта или другого по¬
добного материала.
2. Капсулирование загрязняющих веществ (эту технологию мож¬
но относить и к методам обезвреживания загрязняющих веществ, в
перечне которых она будет также рассмотрена). Метод состоит в
добавлении к отходам или загрязненным почвам препаратов, кото¬
рые обеспечивают превращение загрязняющих веществ в форму, не
способную к миграции. Путем инъекций к отходам или загрязнен¬
ным почвам добавляют отвердители (стабилизаторы), которые спо¬
собствуют полимеризации загрязняющих веществ и заключению
их в своеобразную оболочку. Метод капсулирования отличается от
метода создания физических барьеров тем, что при этом изолиру¬
ется не территория от загрязняющих веществ, а само загрязняющее
вещество.
Методы удаления или обезвреживания загрязняющих веществ.
На рис. 17.1 приведена современная система существующих техно¬
логий ремедиации (удаления или обезвреживания загрязняющих
веществ), в которой выделяют методы биологической обработки
(биоремедиации), физической и химической обработки, а также
257
Глава 17
Рис. 17.1. Технологии ремедиации
термической обработки, отверждения и стабилизации, которые по
существу являются также методами физической обработки и в не¬
которых системах отдельно не выделяются.
Методы механической обработки включают технологии: а) экс¬
кавации («срезания») наиболее загрязненного поверхностного слоя
почвы и его размещения на свалках для дальнейшей утилизации
(секвестрование); б) разбавления-перемешивания загрязненного
слоя с менее загрязненными подповерхностными слоями почвы
посредством плантажной вспашки на глубину > 40 см; в) землева-
ния — покрытия загрязненного поверхностного слоя «привозной»
чистой почвой (Галиулин и др., 2009).
Методы удаления или обезвреживания загрязняющих веществ в
зависимости от характера и масштаба загрязнения, а также специ¬
фики ремедиационных технологий почв проводят in situ (на месте)
или ex situ в специальных реакторах (тенках). Соотношение этих
двух операционных режимов с основными техниками ремедиации
почв и вод показано в табл. 1.
Остановимся на принципах действия основных технических
приемов ремедиации.
Физическая и химическая обработка
Окисление. Эффективно для почв, загрязненных органически¬
ми токсичными веществами и цианидами. В качестве окислителей
258
Улучшение качества загрязненных почв
Таблица 17.1
Операционные режимы и их соотношение с основными технологиями ремедиации
(Mirsal, 2008)
Операционные режимы
Ремедиационная техника
In situ
почвенная вакуумная экстракция
In situ или в специальных реакторах
(тенках)
адсорбция углем, ионный обмен, осаж¬
дение, восстановление
In situ или в специальных реакторах
(тенках)
термическая десорбция, дехлорирова¬
ние, стеклование, известковое отвер¬
ждение, капсулирование
In situ или в специальных реакторах
(тенках)
нейтрализация, окисление, биореме¬
диация
В русле (ложе) потока. Применяется для
вод
фотолиз
В специальных реакторах (тенках)
пиролиз, инфракрасное облучение, об¬
жиг в роторной печи, промывка
обычно применяют пероксид водорода, озон и перманганат калия.
В качестве примера рассмотрим окисление трихлорэтилена:
ЗН202 + С2НС13 — 2С02 + 2Н20 + ЗНС1
03 + Н20 + С2НС13 — 2С02 + ЗНС1
2KMnO. + C.HCL — 2С0, + 2MnO, +2КС1 + НС1
4 2 3 2 2
Ионный обмен. Осаждение. Применяется для почв, загрязнен¬
ных металлами, иногда органическими загрязняющими вещества¬
ми (Mirsal, 2008).
В этом случае в почву добавляют ионообменные смолы, цеоли¬
ты или глины, которые связывают положительно заряженные ионы
(группы) загрязняющих веществ на отрицательно заряженных по¬
верхностях (группах).
Для осаждения и прочной фиксации катионов металлов в по¬
чвах часто применяют некоторые формы фосфорных удобрений,
особенно фосфатные породы (фосфориты и апатиты). Наиболее
эффективно их применение при загрязнении почв свинцом, мень¬
ше — цинком и кадмием. Для цинка и кадмия взаимодействие с
апатитом зависит от pH среды (Iskander, 2001; Bradl, Xenidis, 2005).
В загрязненных кислых почвах осаждение металлов в форме ги¬
дроксидов или карбонатов можно производить с помощью извест¬
кования.
259
Глава 17
Применение натуральных и синтетических алюмосиликатов
также способствует фиксации (стабилизации) металлов в почвах.
В последние годы большое внимание уделялось методам осаж¬
дения загрязняющих веществ (в первую очередь металлоидов,
реже — металлов) на активных формах железа.
Иногда методы осаждения рассматривают в группе техноло¬
гий отверждения и стабилизации загрязняющих веществ (Bradl,
Xenidis, 2005).
Фотолиз. Ультрафиолетовое облучение обычно применяют для
вод, загрязненных органическими веществами.
Метод для почв предназначен для их очистки от летучих и по-
лулетучих органических веществ, полиядерных ароматических
веществ, галогенсодержащих веществ, диоксинов, фуранов, пе¬
стицидов, взрывчатых веществ. Загрязняющие вещества после
смешивания с реагентами помещают в реактор, находящийся под
действием ультрафиолетового излучения, где они подвергаются
фотокаталитическому окислению.
Для многих веществ эффективность метода зависит от длины
волны ультрафиолетового облучения. A. Welkhov (1991) выявил
оптимальные длины волн для обработки среды, загрязненной
бензеном (184 нм), ацетоном (220 нм и 318 нм), трихлорэтиленом
(280 нм).
Адсорбция на гранулированном активированном угле. Метод при¬
меняется для почв и вод, загрязненных органическими вещества¬
ми. Поскольку адсорбция на угле органических веществ возрастает
с увеличением их молекулярной массы, наиболее эффективно при¬
менение данной технологии в случае загрязнения сред углеводоро¬
дами с высокой молекулярной массой, взрывчатыми веществами,
пестицидами и др.
В комбинированной технологии использование активирован¬
ного угля существенно расширяет возможности in situ биоремедиа¬
ции загрязненных почв за счет быстрой локализации загрязните¬
лей и снижения их токсического действия на микроорганизмы-
деструкторы и растения. Это обеспечивает ускоренную минерали¬
зацию ксенобиотиков и (или) биодеградацию с последующим свя¬
зыванием продуктов почвенно-угольным матриксом.
Восстановительное дехлорирование. Эффективная технология
удаления хлора из хлорсодержащих органических загрязняющих
веществ, что способствует снижению их токсичности. Восстанови¬
тельное дехлорирование может быть каталитическим, когда лету¬
чие хлорсодержащие соединения при откачивании их из почвы с
газовой фазой и добавлением реагента (например, полиэтиленгли-
260
Улучшение качества загрязненных почв
Рис. 17.2. Схема технологии барбо- Закачка чистого воздуха
тажа почв
(Mirsal, 2008)
д
Экстракиионные пары
fll
коля) пропускают через слой
КаТаЛИЗаТОрОВ (блаГОрОДНЫХ Загрязненная почва
металлов). В этом случае, на¬
пример, трихлорэтилен трансформируется до этана.
Восстановительное дехлорирование может происходить на ре-
докс-активных почвенных компонентах, например оксидах железа.
Редуктивное микробиологическое дехлорирование — метод ком¬
бинированной технологии, в которой абиотическое дехлорирование
усилено микробиологическим.
Вакуумная экстракция паров (вентилирование почвы). Задача тех¬
нологии состоит в удалении из почв летучих органических поллю¬
тантов, которые могут представлять остаточные вещества жидких
неводных фаз. Почвенный воздух, загрязненный ими, откачивают
через скважины вакуумным способом.
Барботаж почв. Прием восстановления почв, загрязненных ле¬
тучими органическими веществами, при котором для вытеснения
этих веществ дополнительно подается кислород воздуха. Благодаря
этому наряду с вентилированием почв в них ускоряется окисление
и биоразложение летучих органических веществ (рис. 17.2).
Промывание почв на месте. Метод применятся для удаления за¬
грязняющих веществ типа солей. Растворяющее действие воды
усиливается добавлением к ней растворителей, которыми могут
служить ЭДТА или метанол. Для сбора загрязненного экстракта
могут быть использованы насосные скважины.
Промывание почв в реакторе. Метод основан на предварительном
разделении почвы на тонко- и грубодисперсную части (сепарации).
Распределение загрязняющих веществ зависит от удельной поверх¬
ности частиц сорбента (почвы). На рис. 17.3. приведена удельная
поверхность сферических частиц в зависимости от их диаметра.
Тонкодисперсная часть по¬
чвы (глинистые и илистые
частицы) как концентратор
загрязняющих веществ по¬
ступает на дальнейшую об-
Рис. 17.3. Удельная поверхность
сферических частей в зависимости
от их диаметра
(Bradl, Xenidis, 2005)
261
Глава 17
Рис. 17.4. Схема технологии «элек-
трокинетического транспорта»
(Bradl, Xenidis, 2005)
работку, в которой исполь¬
зуются процессы флотации,
выщелачивания, экстрак¬
ции, высокоградиентной
магнитной сепарации (Bradl,
Xenidis, 2005).
Электроремедиация. Электрокинетический транспорт. Иногда ме¬
тоды, связанные с воздействием электрического поля, включают
в общую группу физических методов. В основу их положены три
электрокинетических процесса: электроосмос, электромиграция и
электрофорез, эффективность применения которых зависит от гра¬
нулометрического состава почв. Технология электрокинетического
транспорта может применяться для очистки почв, загрязненных тя¬
желыми металлами, а также полярными органическими поллютанта-
ми. Транспорт ионов к соответствующим электродам индуцируется
электрическим полем (рис. 17.4) Возможно использование дополни¬
тельных добавок для повышения подвижности поллютантов.
Методы отверждения/стабилизации загрязняющих веществ в почвах
Для предотвращения миграции из почв загрязняющих токсич¬
ных веществ можно применять способы отверждения или стаби¬
лизации, среди которых наиболее распространен метод цементации
загрязненных почв (перемешивание с цементом), а также техноло¬
гии их битумирования. Разработаны и другие приемы в рамках раз¬
дела ремедиации, связанной с отверждением и (или) стабилизаци¬
ей загрязняющих веществ в почвах.
Капсулирование загрязняющих веществ. Метод состоит в до¬
бавлении к отходам или загрязненной почве препаратов, которые
обеспечивают превращение загрязняющих веществ в форму, не
способную к миграции. Путем инъекций к почве добавляют отвер-
дители (стабилизаторы), которые способствуют полимеризации за¬
грязняющих веществ и заключению их в своеобразную оболочку.
Наиболее эффективно в последнее время капсулирование в тер¬
мопластических материалах.
Полиэтиленовая экструзия. Загрязненную почву в реакторах
(тенках) смешивают с полиэтиленовым связующим веществом, на¬
гревают и затем охлаждают. Образующиеся структуры с загрязняю¬
щими веществами удаляют или используют другим образом.
Загрязненная почва
262
Улучшение качества загрязненных почв
Стеклование загрязняющих веществ. Метод, при котором раз¬
личными обработками загрязненных почв загрязняющие вещества
переводятся в твердую стекловидную форму. Возможно примене¬
ние всех приемов, используемых при капсулировании, нередко при
этом применяется электрическая обработка.
Методы термической обработки почв
Сжигание. Метод эффективен при загрязнении почв органиче¬
скими поллютантами, особенно полихлорированными соединени¬
ями. При температуре 970—1200 °С в специальных печах (кипяще¬
го слоя, барабанных, циклонных, распылительных), часто в потоке
кислорода обеспечивается практически полная их деструкция.
Пиролиз в плазменной дуге. Метод предназначен для удаления
ПХБ, диоксинов, фуранов, пестицидов. Пиролиз проводится при
Т 10 ООО °С. При этом токсичные вещества разлагаются до без¬
вредных.
Термическая десорбция. При обработке загрязненных почв вода
и органические вещества нагреваются до температуры 100—600 °С.
Газообразные продукты скапливаются и обрабатываются в сепара¬
торе (рис. 17.5).
Биоремедиация. При рассеянном загрязнении больших терри¬
торий (например, пестицидами, нефтепродуктами и др.) практи¬
чески нет альтернативы биоремедиации in situ. Однако некоторые
методы биологической очистки почв и вод могут применяться и ех
situ (в специальных биореакторах или тенках). Необходимые усло¬
вия проведения биоремедиации приведены на рис. 17.6.
Стратегия использования организмов и биосистем в ремедиации в
основном осуществляется по экстенсивному и интенсивному направ¬
лениям (рис. 17.1). Существуют и другие схемы систем биоремедиа¬
ции (Mirsal, 2008), где подразделение методов основано на специфике
функционирования микрооганизмов, т.е. выделяются технологии с
использованием аэробных и анаэробных микроорганизмов.
Жидкие
органические
вещества на
дальнейшую
переработку
Загрязненная почва
Рис. 17.5. Схема технологии термической десорбции
(Mirsal, 2008)
263
Глава 17
Микроорганизмы
/ Источник
/ энергии
Акцепторы
электронов
/
/ Влажность
рн \
/
/ Элементы питания
Температура
Отсутствие
токсичности
Удаление
метаболитов
Отсутствие хищников
Рис. 17.6. Требования для биоремедиации
(Alvarez, I liman, 2006)
Экстенсивные методы основаны на стимулировании деятель¬
ности аборигенных микроорганизмов, разрушающих загрязняю¬
щие вещества в почве. Интенсивные — на интродукции активных
микроорганизмов-деструкторов в загрязненную почву в виде су¬
спензии свободных или иммобилизованных на специальных носи¬
телях клеток. В этом случае используют и отселектированные або¬
ригенные микроорганизмы, и выделенные из других загрязненных
местообитаний (чуждых для данного места). Такой прием получил
название биоаугментация (биоулучшение).
Биоремедиация с использованием аборигенных микроорганиз¬
мов. Для стимуляции аборигенных микробных популяций на за¬
грязненных территориях вносят различные вещества: окислители,
косубстраты (мелассу, этанол, навоз), источники азота и фосфо¬
ра, эмульгаторы. Для нефтезагрязненных почв активизацию або¬
ригенных микроорганизмов- деструкторов углеводородов про¬
водят путем внесения азотно-фосфорных удобрений, мелассы и
поверхностно-активных веществ.
В последнее время разрабатываются сорбционно-биологи¬
ческие методы, основанные на сочетании двух приемов — приме¬
нение природных сорбентов (цеолитов, вермикулитов, активиро¬
ванного угля и др.) и стимуляция аборигенных микроорганизмов.
При этом сорбент ограничивает концентрацию загрязняющих ве¬
ществ в почвенном растворе, снижая их токсический уровень и
обеспечивая тем самым условиях для их микробной детоксикации.
Некоторые сорбенты, например цеолиты, модифицируют, обога¬
щая их матрицу элементами питания, что повышает их стимули¬
рующее действие на аборигенные микроорганизмы-деструкторы
загрязняющих веществ.
Биоремедиация с использованием интродуцируемых активных
штаммов микроорганизмов-деструкторов. При применении данно¬
264
Улучшение качества загрязненных почв
го приема биоремедиации необходимо углубленное исследование
состояния экосистемы, в которую будет осуществляться интродук¬
ция микроорганизмов. В данном случае важна не только эффек¬
тивность микроорганизмов-деструкторов, но и их абсолютная эко¬
логическая безопасность.
Для увеличения скорости самоочищения нефтезагрязненных
почв применяют Bacillus sp. (биопрепарат Бациспецин), а также
различные виды родов Pseudomonas, Rhodococcus, Corynebacterium и
Azotobacter. Бактерии рода Azotobacter способны усваивать углеводо¬
роды нефти в качестве источника углерода и энергии. Кроме того,
они активируют размножение аборигенных бактерий, окисляющих
углеводороды. Наряду с бактериями в качестве основы препаратов
для биоремедиации нефтезагрязненных почв применяют и грибы
родов Trametes и Fomitopsis.
Для биовыщелачивания из загрязненных почв тяжелых метал¬
лов с их последующей постадийной экстракцией используют авто-
трофные бактерии Thiobacillus spp., продуцирующие серную кис¬
лоту. Эта технология очистки почв осуществляется в специальных
реакторах (тенках).
Для биосорбции тяжелых металлов из сточных вод наиболее эф¬
фективно использование дрожжей и актиномицетов.
Использование микробных консорциумов является также ин¬
тенсивным методом биоремедиации. Микробные консорциумы
обычно включают несколько видов или штаммов микроорганиз¬
мов (природного происхождения или искусственно сконструиро¬
ванных). Микроорганизмы консорциума объединены за счет тро¬
фических связей типа метабиоза или протокооперации. На основе
природного консорциума микроорганизмов-нефтедеструкторов
Bacillus brevis и Arthrobacter ^.создан биопрепарат Ленойл. Для
очистки от нефти почвы и воды эффективно зарекомендовал себя
препарат Родобел-Т, в состав которого входят представители ги¬
дрофильных и липофильных микроорганизмов, что обеспечивает
возможность его активного действия на границе водно-нефтяного
слоя и в загрязненной толще.
Фиторемедиация основана на применении высших растений
для очистки загрязненных почв и вод. Общие механизмы фиторе¬
медиации показаны на рис. 17.7. Они обусловливают применение
соответствующих технологий: фитоэкстракции, фитофильтрации
(ризофильтрации), фитостабилизации, фитодеградации, фитово-
латилизации.
Фитоэкстракция применяется для ремедиации почв и вод, за¬
грязненных тяжелыми металлами и радионуклидами. Она основана
265
Глава 17
Рис. 17.7. Общие механизмы фиторемедиации
(Alvarez, Illman, 2006)
на поглощении металлов корнями и транслокации их в надземную
часть растения, которая после завершения вегетации удаляется с
последующей утилизацией или переработкой. Для фитоэкстрак¬
ции используют растения, сочетающие в себе два свойства — вы¬
сокий коэффициент аккумуляции загрязняющего вещества и
возможность продуцирования большой биомассы. Известные
растения-гипераккумуляторы, накапливающие более 1000 мг/кг
соответствующего металла, как правило, не обладают высокой про¬
дуктивностью, поэтому применение их в целях фиторемедиации
не всегда эффективно. В табл. 17.2 приведены примеры некоторых
растений-гипераккумуляторов.
Для повышения эффективности фитоэкстракции применяют
обработку почв агентами, увеличивающими биодоступность тяже¬
лых металлов и радионуклидов (лимонная кислота, ЭДТА и др.).
В последнее время появились разработки, позволяющие соче¬
тать фиторемедиацию (фитоэкстракцию) с производством биоэ¬
нергии (рис. 17.8 и 17.9).
Фитостабилизация основывается на способности растений к
иммобиизации металлов в почве посредством поглощения, а также
осаждения и комплексообразования.
Фитофильтрация воснов-
[ фитоэкстракция ] НОМ ИСПОЛЬЗувТСЯ ДЛЯ ОЧИСТ-
|деревьяj
1 Рис. 17.8. Получение энергии
( сжигание J при утилизации растений-
фиторемедиаторов
1 зола ]——[ теш,ота ) (Dejonghe, 2007)
266
Улучшение качества загрязненных почв
Рис. 17.9. Использование для фиторемедиации растений, которые можно эффек¬
тивно применять для последующего производства биоэнергии
(Dejonghe, 2007)
ки сточных вод от тяжелых металлов. В данном случае растения-
накопители загрязняющих веществ играют роль фильтра-сорбента.
Ризофильтрация основана на способности растений создавать во¬
круг корневой системы микросреду, способствующую адсорбции
металлов на поверхности корней. Например, образование пленки
гидроксидов железа на поверхности корней растений риса способ¬
ствует осаждению на ней арсенатов из почв и вод с повышенным
содержанием мышьяка.
Таблица 17.2
Примеры накопления металлов некоторыми растениями-гипераккумуляторами
Металл
Вид растения
Максимальный уровень концентра¬
ции в листьях, мг/кг
Zn
Thlaspi calaminare
39 600
Си
Aoellanthus biformifolius
13 700
Ni
Phyllanthus serpentines
38 100
Со
Haumaniastrum roberti
10 200
Cd
Thlaspi caerulescens
1800
Фитодеградация основана на возможности растений совмест¬
но с почвенными (ризосферными) микроорганизмами осущест¬
влять ферментативное расщепление органических загрязняющих
267
Глава 17
веществ. Фитодеградационная технология эффективна при за¬
грязнении почв ПАУ, фенолами, пестицидами, нефтепродуктами
и др.
Фитоволатилизация, или испарение. В основу этой техноло¬
гии положена способность некоторых видов растений (люцерна,
тополь, некоторые виды акации и др.) выделять с поверхности
листьев металлы и металлоиды (в основном это относится к рту¬
ти, мышьяку и селену) в виде газообразных соединений. Однако
серьезным ограничением применения фитоволатилизации может
быть возможное загрязнение атмосферного воздуха.
Наибольшего эффекта в очистке загрязненных территорий
можно достичь при сочетании разных стратегий ремедиации, на¬
пример фиторемедиации и использования микробных сообществ
(биоремедиации).
Глава 18
ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ
ХИМИЧЕСКОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ БИОСФЕРЫ
18.1. Снижение биоразнообразия под влиянием антропогенной
деятельности
Многообразие видов организмов на планете Земля соответству¬
ет разнообразию условий обитания на ней. Миллионы биологиче¬
ских видов — это основной ресурс устойчивости биосферы. Видо¬
вой состав живых организмов на планете регулируется процессами
вещественно-энергетического обмена. Современная систематика
насчитывает в живой природе пять высших таксонов, представи¬
тели которых различаются по типу обменных процессов и роли
в природе: бактерии, простейшие, грибы, растения и животные.
В каждой из этих групп есть примитивные и более сложно орга¬
низованные представители. Все они в высокой степени адаптиро¬
ваны к среде своего обитания. Отношения между продуцентами
и консументами соответствуют принципу оптимизации, т.е. рен¬
табельности биопродуктивности. Растения и другие продуценты
дают биомассу, достаточную для потребления всем биотическим
сообществом. Растительная биомасса наземных экосистем на 90 %
перерабатывается грибами и бактериями, на 9 % — мелкими бес¬
позвоночными и бактериями, около 1 % энергии первичной про¬
дукции получают крупные животные.
Представители всех биологических видов планеты взаимосвяза¬
ны, что является свидетельством принадлежности их к одной си¬
стеме — биосфере. Ее устойчивость обеспечивает поддержку гено¬
фонда. Под влиянием антропогенных факторов происходит потеря
разных представителей живого мира. Она сказывается на сниже¬
нии численности отдельных видов, на их изменениях, вызванных
мутациями, имеет место и их полное исчезновение.
Биологическое разнообразие является главным критерием и
признаком устойчивости экосистемы. Задача сохранения биологи¬
ческого разнообразия, охраны генофонда возложена на заповедни¬
ки. Предполагается, что задачу свою они могут выполнить, если их
площадь будет не менее 1/6 части наземной площади планеты.
269
Глава 18
Экосистемы имеют иерархическую организацию, в соответ¬
ствии с этим экологи (Whittaker, 1997) различают четыре уровня
разнообразия таксонов, которые отражают иерархию биоразноо¬
бразия. Уровень «альфа» характеризуется разнообразием таксонов
в пределах данной экосистемы или местообитания (видовое раз¬
нообразие), уровень «бета» измеряется разнообразием биоценозов
в пределах экосистемы или ландшафта (биотопа). Уровень «гамма»
относится к более крупным единицам типа ландшафта и характе¬
ризует разнообразие общей сложности структуры групп участков.
Уровень «эпсилон» отражает региональное биогеографическое
разнообразие, относящееся к микро-мезо-макрокомбинациям
экосистем, соответствующих урочищам, местностям и ландшаф¬
там. Измерение разнообразия более высокого уровня экосистемы
является трудной задачей, так как границы сообществ и экосистем
менее дискретны, чем они есть на видовом уровне. Для расчета раз¬
нообразия чаще всего используют индекс Шеннона—Вивера.
Техногенные воздействия на природные экосистемы приводят
к снижению биоразнообразия, обеднению генофонда, оно уже до¬
стигает глобальных масштабов. Есть документальные свидетель¬
ства влияния хозяйственной деятельность человека на животный
мир. В настоящее время на планете насчитывается около 1,3 млн
видов животных, 300 тыс. видов высших растений. По сведениям
Международного союза охраны природы, с 1600 г. на Земле вымер¬
ло 94 вида птиц и 63 вида млекопитающих. Под угрозой вымирания
находится еще большее их число. Близкие данные приводятся и в
других источниках (табл. 18.1).
Таблица 18.1
Утрата видового разнообразия по некоторым таксонам с 1600 г.
(Красилов, 1992)
Таксон
Исчезло видов
Под угрозой исчезновения видов
Высшие растения
384 (0,15 %)
18 699 (7,4%)
Рыбы
23 (0,12)
320(1,6)
Амфибии
2 (0,05)
48(1,1)
Реплилии
21 (0,33)
1355(21,5)
Птицы
113(1,23)
924(10,0)
Млекопитающие
83 (1,99)
414(10,0)
На территории России выделено 312 видов млекопитающих, что
составляет около 6 % фауны мира. За последние 200 лет из них вы¬
мерло 5 видов, а еще 6 видов перестали встречаться на территории
270
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
России (Мокиевский, 1998). Данные по Московской области сви¬
детельствуют, что из 285 видов птиц, обитающих в области, за по¬
следние 100 лет перестали гнездиться 15, под угрозой исчезновения
находятся еще 20. Причины сокращения численности птиц в Под¬
московье (Зубакин, 1990) только на 12 % предположительно обу¬
словлены загрязнением, большее значение имеют деградации мест
обитания, фактор беспокойства, уничтожение. Другие группы жи¬
вых организмов более чувствительны к загрязнению окружающей
среды. Это проявляется на разных уровнях организации экосистем.
Микроорганизмы почвы, их видовой состав чутко реагируют на
загрязнение почв. Диагностическим признаком является снижение
микробиологической активности (снижение активности фермен¬
тов инвертазы, дегидрогеназы, уреазы и др.), общей численности
микроорганизмов. О глубокой перестройке почвенной микробио¬
ты свидетельствует снижение богатства видов и видового разноо¬
бразия микроорганизмов. Например, в загрязненной тяжелыми
металлами дерново-подзолистой почве, в сероземе наблюдалось
сокращение числа некоторых видов микроорганизмов (чувстви¬
тельными являются представители рода Bacillus), рост доминантов,
среди которых отмечен ряд видов микромицетов (ими часто явля¬
ются представители пигментированных видов PenicUlium skryabini,
purpurogenum и др.), некоторых видов микроскопических грибов.
Отмечено, что разнообразие видового состава эпифитных дрожжей
на растениях, выращенных на загрязненном металлами сероземе,
снижается на 40 %. При чрезвычайно высоком загрязнении проис¬
ходит практически полная гибель микроорганизмов (Левин и др.,
1989). Присутствие в почвах остаточных количеств пестицидов в
повышенных дозах вызывает как обратимое снижение разнообра¬
зия видового состава микроорганизмов, так и более опасные необ¬
ратимые изменения, т.е. исчезновение некоторых видов на загряз¬
ненных почвах (Бызов и др., 1989).
Загрязнение (химическое, физическое, биологическое) окру¬
жающей среды — это механизм прямого токсического влияния на
биоразнообразие. Примером может служить закисление водоемов,
вызывающее отрицательное влияние на дыхание и репродуктив¬
ность рыб из-за повышенной концентрации свободных ионов алю¬
миния в водах. Закисление вод сопровождается исчезновением в
водоемах многих видов диатомовых и зеленых водорослей, некото¬
рых представителей зооплантктона.
Под влиянием загрязнения снижается видовое разнообразие
высших растений. Повышенную чувствительность к атмосфер¬
ному загрязнению диоксидом серы проявляют хвойные деревья
271
Глава 18
(кедр, ель, сосна). При загрязнении на них отмечаются различные
повреждения, преждевременное опадение хвои, снижение биомас¬
сы, подавление репродуктивной деятельности, снижение прироста,
снижение продолжительности жизни и, как следствие, наступает
гибель деревьев, которая отражается на изменении видового соста¬
ва лесных угодий, на снижении их видового разнообразия.
Высокая чувствительность лишайников к загрязнению атмос¬
ферного воздуха стала основой эффективной лихеноиндикации
воздуха атмосферы при экологическом мониторинге. На терри¬
тории, загрязненной различными полютантами (оксидами серы,
металлами, углеводородами), резко снижается видовое разноо¬
бразие лишайников. Первоначальная гибель более чувствитель¬
ных, менее устойчивых видов лишайников (сначала исчезают ку¬
стистые, затем листовые и далее накипные формы) завершается
их полным исчезновением.
Практически во всех техногенно-нарушенных ландшафтах на¬
блюдается изменение структуры биогеоценоза. Например, на тер¬
ритории, подверженной аэрозольным выбросам комбината Севе-
роникель, четырехярусный биогеоценоз, исходно представленный
древесной, кустарниковой, травянистой растительностью и мохово¬
лишайниковым покровом, за 30 лет работы комбината лишился сна¬
чала лишайников, затем ели и сосны. На расстоянии 20—30 км от
комбината биогеоценоз представлял редколесье с фрагментарным
травянисто-кустарничковым покрытием, а в непосредственной бли¬
зости к комбинату сформировалась техногенная пустошь.
Снижение биоразнообразия на ландшафтном уровне проис¬
ходит не только из-за загрязнения, но и из-за урбанизации, сель¬
скохозяйственного освоения, вырубки лесов и пр. За последние два
десятилетия нарушены степные ландшафты, повсеместно постра¬
дали болотные системы.
Большой ущерб нанесен лесам. Пострадали леса Центральной
Америки, Юго-Восточной Азии, умеренного пояса. Например, в
Греции и в Англии, где площадь лесов невелика (около 1000 тыс. га),
деградировано около 65 % лесов. В Германии, Польше, Норвегии
(при общей площади лесов 6000—8000 тыс. га) деградировано не
менее 50 % лесов. За последние десятилетия площадь лесов сокра¬
тилась на 200 млн га. Это представляет опасность для биосферы,
так как лесные экосистемы выполняют важную средообразующую
функцию. Продукция и биомасса леса — это запас органического
веществ и энергии, сохраненной растениями в процессе фотосин¬
теза. Интенсивность фотосинтеза определяет скорость поглощения
С02 и выделения кислорода. Так, при образовании 1 т раститель¬
272
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
ной продукции в среднем поглощается 1,5—1,8 т С02 и выделяется
1,2—1,4 т 02. Леса обладают высокой пылепоглощающей способ¬
ностью, они могут осаждать до 50—60 т/га пыли в год. Биомасса
леса очищает воздух от загрязняющих веществ. Происходит это за
счет осаждения пыли на поверхности листьев и стволов растений, а
также за счет включения содержащихся в ней веществ в обменные
процессы, аккумуляции в составе органических веществ. После от¬
мирания последних они поступают в состав органических веществ
почвы, а после их минерализации — в состав других почвенных
соединений.
Снижение биоразнообразия опасно не только из-за деградации
экосистем, но из-за нарушения равновесия в биосфере. Качеством
природы может «автоматически» управлять только биота, т.е. сово¬
купность всех живущих на Земле организмов. Биологическое раз¬
нообразие является главным критерием и признаком устойчивости
экосистемы. Искусственно создать среду обитания для человека
невозможно. Восстановить нарушенное человеком (в том числе пу¬
тем распространения загрязняющих веществ) состояние окружаю¬
щей среды, обеспечить нормальное качество воды, воздуха, почвы,
пищи способна только биота, и только при обеспечении биологи¬
ческого разнообразия.
18.2. Снижение продуктивности биогеоценозов
Загрязнение почв опасно не только ухудшением качества про¬
дукции, обусловленном повышением содержания в ней опасных
химических веществ и (или) снижением содержания ценных ком¬
понентов, но и снижением продуктивности растений. Продуктив¬
ность — способность живых организмов создавать, консервировать
и трансформировать органическое вещество. Нередко продуктив¬
ность рассматривают как синоним продукции и измеряют ее как
отношение массы производимого вещества к площади (т/га) или
массы ко времени (т/год).
В лесных биогеоценозах, подверженных воздействию аэрозоль¬
ных выбросов различных предприятий, отмечаются зоны с раз¬
личным уровнем отклонений от нормального развития. По мере
удаление от источника загрязнения зона отсутствия растительно¬
сти (техногенная пустошь) сменяется зоной сильного угнетения
всех представителей растительного сообщества, в первую очередь
чувствительных видов, далее зоной среднего и слабого угнетения.
Нарушения проявляются нередко на расстоянии в десятки км, на¬
пример в окрестностях комбината Североникель.
273
Глава 18
Если почвы агроцеонозов подвержены аэрозольному загрязне¬
нию, в них не только отмечается повышенное содержание метал¬
лов, металлоидов, но и снижение количества и активности микро¬
организмов, простейших и других обитателей почвы, влияющие на
ее продуктивность.
Сельскохозяйственные растения страдают не только от косвенно¬
го влияния поллютантов, присутствующих в почве, но и вследствие
прямого влияния загрязняющих веществ на растения. Загрязняющие
вещества аэрозольных выбросов загрязняют листовые пластинки
растений, затрудняя их дыхание, проникают внутрь листа, вызывая
внутриклеточные изменения, нарушение обмена веществ. Отмеча¬
ется некроз листьев, со специфическим проявлением его у разных
видов растений, возможно усыхание листьев, их преждевременный
опад. Это сопровождается нарушением роста растения, его развития,
плодоношения, уменьшением количества продукции.
Эффект зависит от вида загрязняющего вещества, уровня и
продолжительности его воздействия На растения. Повышенное
содержания диоксида серы в воздухе вызывает некроз с появлени¬
ем на листьях белых, коричневых пятен, их недоразвитие. Опасно
нарушение важнейших биохимических процессов в растениях.
В растениях происходит сбой процесса фотосинтеза, снижение со¬
держания хлорофилла в листьях, способности к поглощению угле¬
кислого газа. В связи с поражением клеток эпидермиса у растений
нарушается способность сохранять и накаливать влагу в клетках,
что снижает устойчивость растений к засухе. Разрушение под влия¬
нием диоксида серы белковой мембраны повышает проницаемость
ее для сахаров и ионов питательных элементов, что сопровождает¬
ся освобождением протонов, снижением уровня pH, а это в свою
очередь тоже ведет к нарушению процессов фотосинтеза. Высокие
концентрации диоксида серы снижают способность растений к де¬
токсикации, которая в незагрязненных растениях обеспечивается
образованием в клетках свободных серусодержащих аминокислот.
Отмечается, что фитотоксичное действие диоксида серы на сель¬
скохозяйственные растения отмечается при его концентрации в
воздухе 50—90 мкг/м3 (Агроэкология, 2000).
Загрязнение окружающей среды тяжелыми металлами вызывает
метаболические нарушения в растениях. Установлено избыточное
содержание тяжелых металлов в тканях зрелых листьев растений,
которое оказывает токсичное действие на них и ведет к снижению
продуктивности (табл. 18.2).
Физиологические и биохимические изменения в растениях
вследствие загрязнения имеют во многом сходный характер при
274
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
Таблица 18.2
Ориентировочные содержания тяжелых металлов
в тканях листьев растений различных видов
(Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989)
Элемент
Нормальное
Избыточное
(токсичное)
Элемент
Нормальное
Избыточное
(токсичное)
Ag
0,5
5-10
Мп
20-300
300-500
As
1-1,7
5-20
Мо
0,2-1
10-50
В
10-200
50-200
Ni
0,1-5
10-100
Ва
—
500
Pb
5-10
30-300
Be
< 1-7
10-50
Se
0,01-2
5-30
Cd
0,05-0,2
5-30
Sn
—
60
Со
0,02-1
15-50
Sb
7-50
150
Cr
0,1-0,5
5-30
Ti
—
50-200
Cu
5-30
20-100
TI
—
20
F
5-30
50-500
V
0,2-1,5
5-10
Hg
—
1-3
Zn
27-150
100-400
Li
3
5-50
Zr
—
15
воздействии различных загрязняющих веществ (оксиды азота,
металлы, пестициды и др.), а также при стрессах иного рода (за¬
суха, засоление). Стрессы вызывают у растений изменение актив¬
ности ферментов, способствующих повышению их устойчивости
к данному стрессу. Согласно обобщенным в учебнике Агроэко¬
логия (2000) данным, механизмы сопротивления растений к дей¬
ствию поллютантов таковы: а) ксерофитизация, проявляющаяся
в утолщении кутикулы растений, в увеличении волосков, огра-
Таблица 18.3
Показатели экологического неблагополучия агроэкосистем
(Виноградов, 1998)
Показатель
Норма
Риск
Катастрофа
Бедствие
Снижение урожайности, % от нормы
< 15
15-40
40-80
>80
Засоренность, % площади
<0
10-40
40-80
>80
Развитие вредителей, % площади
< 10
10-20
20-50
>50
Гибель посевов, % площади
<5
5-15
15-30
>30
Проективное покрытие пастбищ,
% от нормы
<80
60-80
20-50
> 10
Урожайность кормовых угодий,
% от нормы
<80
60-70
30-50
>20
Перегрузка пастбищ,
% от несущей нагрузки
< 100
100-150
150-200
>200
Плотность нагрузки, % от нормы
< 10
10-20
20-40
>40
275
Глава 18
ничивающих поступление
токсикантов; б) физио¬
логическая приспособляе¬
мость — усиление действия
механизмов обеззаражи¬
вания и аккумуляции ток¬
сических веществ путем
использования их в мета¬
болизме или удаления из
организма; в) естественный
отбор наиболее приспо¬
собленных к химическому
воздействию особей.
Широк перечень влия¬
ющих на продуктивность
агроэкосистем факторов
и показателей их экологи¬
ческого неблагополучия.
Уровни этих показателей
могут быть нормированы. За норму принимается состояние устой¬
чивого равновесного состояния, за риск — вероятность деградации
окружающей среды агроэкосистем, переход ее в неустойчивое со¬
стояние; под катастрофой понимается изменение собственных па¬
раметров агроэкосистемы, переход ее в неравновесное состояние,
сопровождающийся потерей устойчивости; под бедствием — глу¬
бокое нарушение равновесного состояния системы (табл. 18.3).
Эти показатели состояния агроэкосистемы меняются и при за¬
грязнении окружающей среды, что сказывается на продуктивности
агроценозов. В табл. 18.4 показана зависимость урожайности сель¬
скохозяйственных культур от аэрозольного комплексного загряз¬
нения воздуха.
Загрязнение агроценозов — реальная угроза выполнения ими их
целевой функции — обеспечения стабильности производства сель¬
скохозяйственной продукции.
18.3. Глобальное влияние загрязнения биосферы
на состав атмосферного воздуха
Антропогенные изменения в биосфере призваны выявлять
Международные экологические программы. Первой из таких про¬
грамм была программа ЮНЕСКО «Человек и биосфера» (Man and
Biosphere), официально принятая в 1970 г. Основные задачи про¬
Таблица 18.4
Зависимость урожайности сельско¬
хозяйственных культур (ц/га)
от расстояния до источника загрязнения
(Балацкий, 1979)
Культура
Расстояние от источника
загрязнения
5 км
2—3 км
Кукуруза
19
9
Рожь
15
8
Ячмень
24
12
Овес
31
16
Кукуруза
25
13
Картофель
35-47
18-24
Свекла
25-62
13-31
Лен
63
31
Клевер
33
17
Люцерна
38
19
276
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
граммы — выявление последствий деятельности человека на лесные
экосистемы, на пастбищные земли, на ресурсы озер, болот, дельт,
прибрежных районов, островных экосистем, на сохранение природ¬
ных районов и содержащегося в них генетического материала.
В программу МАБ в 1974 г. был включен вопрос об учреждении
биосферных заповедников и организации в них экологических ис¬
следований. Сначала в России было учреждено четыре биосфер¬
ных заповедника, к 1997 г. их число возросло до 21. Каждый из них
характеризует экосистемное разнообразие. В нашей стране наи¬
более известны Астраханский, Сихотэ-Алиньский, Центрально-
Сибирский, Центрально-Черноземный заповедники.
Контроль за глобальными изменениями (климата, состава ат¬
мосферы) и наземных экосистем (использование земель) возложен
на Международную программу (GCTE). Влияние на климат обу¬
словлено тремя характеристиками наземных экосистем: распре¬
делением радиационного баланса между скрытым и активным те¬
пловым потоком (эватранспирация), альбедо (баланс поглощений
энергии излучения), расчлененностью поверхности (обмен кине¬
тической энергией, теплом, массой) (Виноградов, 1998).
Альбедо — число, показывающее, какую часть падающей лу¬
чистой энергии отражает данная поверхность, характеризует фи¬
зические свойства поверхности. Альбедо Земли — отношение ко¬
личества энергии, отраженное Землей, ко всей лучистой энергии,
падающей на Землю от Солнца. Изучение радиационного баланса
земной поверхности свидетельствует о влиянии деградации расти¬
тельности и почв на изменение альбедо. Изменение последнего в
свою очередь оказывает обратное влияние на растительность.
Альбедо земной поверхности зависит от проективного покрытия
и вегетативного состояния растительности. Уменьшение покрытия
растительностью ведет к масштабному изменению альбедо. Повы¬
шение альбедо в результате уменьшения проективного покрытия
пустынной растительности (из-за перевыпаса пастбищ) активно,
например, на Ближнем Востоке. По расчетам М.И. Будыко (1977),
глобальные изменения альбедо всего на 0,01 изменяют среднюю
температуру на 2,3°. Важную информацию дает регулярное много¬
летнее измерение альбедо. Например, на Черных землях Калмыкии
установлена активность перевыпаса, дефляции и опустынивания.
За последние 30 лет прошлого столетия там расширились площа¬
ди разбитых песков на 50 %. За это время отмечены изменения
климата: уменьшение относительной влажности приземного слоя
воздуха, повышение температурных контрастов и континентально-
сти климата, рост максимальных летних температур поверхности
277
Глава 18
и приземных слоев воздуха, увеличение повторяемости смерчей и
пыльных бурь и, как следствие, — уменьшение осадков. Это спо¬
собствовало дальнейшему опустыниванию.
В гумидных областях также изменяется альбедо под влиянием де¬
градации растительности. Изменение альбедо растительного покрова
может вызвать нарушение теплового баланса системы атмосфера-
поверхность Земли и вызвать климатические изменения.
Загрязнение воздуха нарушает структуру местного климата и тем
более микроклимат. Загрязнение воздуха влияет на химический со¬
став и тепловой режим приземного слоя воздуха, что вызывает дегра¬
дацию растительного покрова и почв. Имеется множество сведений
о таких процессах в окрестностях Никеля, Мончегорска, Апатиты на
Кольском полуострове, в окрестностях городов Карабаша и Кышты-
ма на Среднем Урале, Байкальского целлюлозного комбината. Во¬
круг источников воздушного загрязнения прослеживаются нарушен¬
ные экосистемы: в первых 10 км от источника загрязнения — полное
нарушение, несколько десятков км — среднее и сильное нарушение,
до сотни км — частичное и слабое нарушение экосистемы.
Загрязнение воздуха тесно коррелирует с состоянием раститель¬
ности. Чувствительными показателями являются фитомасса, про¬
ективное покрытие, видовое разнообразие, масса хвои и листвы,
древесины, скорость разложения подстилок.
Растущие объемы выброса загрязняющих веществ в окружаю¬
щую среду, основная часть которых попадает в атмосферу (суще¬
ственная доля их способна к дальнему переносу), ведут к глобаль¬
ным изменениям состава воздуха атмосферы. О реальных размерах
трансграничного переноса химических веществ свидетельствуют
результаты наблюдений станций комплексного мониторинга, био¬
сферных заповедников, решение об организации которых было
принято на Стокгольмской конференции ООН по окружающей
среде 1972 г. Тогда же были разработаны основные принципы Гло¬
бальной системы мониторинга окружающей среды (ГСМОС) и по¬
ставлена перед ООН задача организации международной системы
мониторинга окружающей среды.
В разных странах собирается и передается в другие страны ин¬
формация о переносе в атмосфере загрязняющих веществ через
границы государств. Это позволило оценивать вклад этих веществ
в загрязнение окружающей среды.
Экологическую опасность глобального масштаба представляет
дальний перенос газов антропогенного происхождения, в частно¬
сти диоксида серы. За счет трансграничного переноса выпадение
диоксида серы на земную поверхность в Люксембурге, Нидер¬
278
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
ландах, Швейцарии достигает 70—80 % от их общего выпадения,
в Скандинавских странах — 54—63 %. Поступление серы в атмос¬
феру России из соседних стран составляет не менее 40 % от общей
техногенной нагрузки.
Международными программами планировалось к 1990 г. по
сравнению с 1980 г. снизить выбросы в атмосферу оксидов серы и
азота на 60 %, взвешенных частиц — на 40 %, выхлопных газов ав¬
томобилей — на 50 %. В программе сформулированы требования к
сжиганию топлива и коммунально-бытовых отходов, нормирова¬
ны выбросы оксидов серы, азота.
Регистрация масс этих веществ и регулярный контроль изме¬
нения температуры на планете послужили основанием для уста¬
новления взаимосвязи между ними, основанием для выявления
признаков общепланетарного явления, называемого «парниковым
эффектом», который ведет к повышению температуры на планете.
Суть парникового эффекта состоит в следующем. Главным ис¬
точником энергии на Земле является Солнце. В целом Земля по¬
лучает в год солнечной энергии в количестве 5,42-1024 Дж. Из этого
количества около 35 % радиации (преимущественно ультрафиоле¬
товая коротковолновая радиация, особенно опасная для живых ор¬
ганизмов) отражается облаками и не достигает поверхности Земли.
Из остальных 65 % солнечного излучения одна часть расходуется на
нагрев поверхности Земли, другая часть (преимущественно длин¬
новолновая радиация) отражается от поверхности Земли, нагревая
тропосферу. В нижних слоях тропосферы водяные пары, диоксид
углерода, фтор- и хлоруглеводородные соединения техногенного
происхождения поглощают тепловое длинноволновое излучение,
отраженное с поверхности Земли. Уменьшение рассеяния и отра¬
жения солнечного света ведет к нагреванию тропосферы. Это при¬
водит к нарушению сбалансированных потоков приходящей к по¬
верхности земли солнечной радиации и радиации, отраженной от
ее поверхности. В результате температура приземного слоя Земли
повышается.
К числу парниковых газов относят диоксид углерода, водяной
пар, метан, оксиды азота, особенно N20, озон, группу искусствен¬
ных газов, объединяемых под общим названием хлорфторброму-
глероды (табл. 18.5).
Уровень концентрация С02 в атмосфере, формирующийся в
биосфере преимущественно вследствие процессов дыхания живых
организмов и разложения отмирающих органических остатков,
многие века сохранялся на планете стабильным, составляя 270—290
частей на миллион по объему. В середине XX в. было установлено
279
Глава 18
Таблица 18.5
Свойства парниковых газов
a
Концентрация,
частей на млн
Ежегодный прирост
концентрации, %
Относительный пар¬
никовый потенциал
на ближайшие 20 лет
Продолжительность
существования в
атмосфере, годы
Антропогенное уси¬
ление парникового
эффекта, Вт/м2
со2
358 ООО
0,4
1
50-200
1,56
сн4
1720
0,6
12
12-17
0,47
n2o
312
0,25
290
120
0,14
Хлорфторбром-
углероды
о
г
о
0-5
300-8000
12-15
0,15
его повышение до 315 частей на миллион, а к концу XX в. выявлена
тенденция его повышения. Это явление рассматривается в непо¬
средственной связи с ростом потребности современного общества
в энергии, которая восполняется преимущественно (на 80 %) за
счет сжигания горючих ископаемых. Это ведет к повышению по¬
ступлению в атмосферу С02. Приводятся, в частности, данные о
том, что ежегодно количество выбрасываемого в атмосферу С02
растет на 0,4 %.
Росту С02 в атмосфере способствует также деградация почв,
сопровождающаяся минерализацией почвенных органических
остатков, деградация лесных угодий. Приводятся расчеты, кото¬
рые показывают, что ежегодно в атмосферу дополнительно (за счет
деятельности человека) поступает 3,3±0,2 млрд т углерода в форме
С02. Оказалось, что растительность планеты не в состоянии полно¬
стью поглотить это количество С02 в ходе фотосинтеза.
Вклад различных газов в формирование парникового эффекта
оценивается на основе скорости роста его концентрации в атмос¬
фере, продолжительности существования в атмосфере, эффекте
радиационного воздействия (или антропогенного усиления парни¬
кового эффекта), учитывается также «относительный парниковый
потенциал», который оценивают по парниковому эффекту это¬
го газа по сравнению с действием С02, принимаемым за единицу
(табл. 18.5).
Роль диоксида углерода в создании парникового эффекта обу¬
словлена высоким уровнем его поступления, длительностью сохра¬
нения в атмосфере. Роль других газов, поступающих в значительно
280
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
меньших количествах, обусловлена их высокой способностью к
поглощению коротковолновой радиации, но время их пребывания
в составе атмосферы менее продолжительно, чем СОг
Метан в естественных болотных биогеоценозах образуется в
анаэробных условиях. Растущее поступление в атмосферу техно¬
генного метана связано с сжиганием топлива, эмиссией из уголь¬
ных шах, с переработкой и разливами нефти и нефтепродуктов,
с утечкой газа газовых отраслей промышленности. Метан вносит
около 20 % в парниковый эффект. Но время пребывания его в ат¬
мосфере ограничено вследствие его способности к взаимодействию
с пироксидом водорода.
Оксид азота, поступающий в атмосферу в меньших количествах,
чем С02 и СН4, отличается высоким парниковым потенциалом и
способностью длительное время сохраняться в атмосфере. В усло¬
виях растущей тепловой энергетики его концентрация в атмосфере
постоянно повышается.
Хлорфторбромуглероды — это органические вещества, в кото¬
рых все атомы водорода замещены на комбинации атомов хлора,
фтора, брома, что делает образованные ими структуры очень устой¬
чивыми. Эти вещества созданы человеком и используются в каче¬
стве хладоагентов (фреоны) для холодильников и кондиционеров,
используются они также как растворители, пенообразователи, рас¬
пылители (аэрозоли). Они отличаются чрезвычайно высоким пар¬
никовым потенциалом, что представляет опасность для экологии.
Доля их участия в парниковом эффекте 7 %. В последнее десятиле¬
тие XX в. международным сообществом выработано соглашение,
рекомендующее ограничить производство и применение хлор-
фторбромуглеродов.
Опасность парникового эффекта в том, что он может вызвать
потепление климата. Прогноз этот делается чаше всего на основе
моделирования глобальных процессов циркуляции атмосферы.
Разные модели прогнозируют повышение температуры приземно¬
го слоя воздуха к концу XXI в. на 1,0—3,5°, средняя величина повы¬
шения составит 2°.
Это событие вызовет множество проблем. Суша будет нагре¬
ваться сильнее, чем океан, особенно в арктических и субарктиче¬
ских зонах. Это повлечет за собой таяние льдов, рост количества
осадков, учащение циклонов, штормов, засух и проч. Прогнозиру¬
ется таяние льдов Гренландии и Антарктиды, подъем уровня Миро¬
вого океана почти на полметра. Изменения коснутся зон вечной и
сезонной мерзлоты. Некоторые островные страны перестанут су¬
ществовать.
281
Глава 18
Изменение климата вызовет изменение гидрологического ре¬
жима, изменение соотношения выпадения осадков и испарения,
изменение стока вод и вещества.
Эти процессы могут сопровождаться изменением в распреде¬
лении растительности и животных на планете, распадом ранее су¬
ществовавших экосистем и созданием новых. Затронуты будут и
агроценозы. Возможно усиление активности фотосинтеза и повы¬
шение продуктивности экосистем, урожая сельскохозяйственных
культур.
Мировое сообщество приняло решение обеспечить охрану окру¬
жающей среды и снизить выбросы парниковых газов, прежде всего
С02. В 1992 г. на Конференции ООН по окружающей среде и раз¬
витию в Рио-де-Жанейро была принята Конвенция по изменению
климата. Цель ее — стабилизировать концентрацию парниковых
газов в атмосфере на существующем уровне. Страны-участники
конвенции обязались не наращивать, а сокращать выброс в атмос¬
феру парниковых газов (прежде всего выброс С02).
В число парниковых газов входит и озон. Влияние его на эколо¬
гическое состояние планеты многопланово. Присутствуя в тропо¬
сфере, он способен поглощать тепловую энергию, отраженную от
поверхности Земли, тем самым внося вклад в формирование пар¬
никового эффекта. Но озон присутствует также и в стратосфере.
Благодаря способности поглощать наиболее жесткую часть ультра¬
фиолетовой радиации Солнца (100—200 нм) (губительно действу¬
ющей на живые организмы) и значительную часть менее энер¬
гичной, но тоже опасной радиации с длинами волн 280—315 нм,
озон защищает от этих волн живых обитателей планеты. Менее ак¬
тивная, более длинноволновая часть спектра ультрафиолетовой об¬
ласти озоном не адсорбируется и проникает в тропосферу.
Присутствующие в тропосфере хлорфтробромугероды способ¬
ны под влиянием солнечной энергии взаимодействовать с озоном,
разрушая его, причем выделяющиеся атомы хлора действуют как
катализаторы этого процесса. Так происходит деградация озоново¬
го слоя, образование озоновых дыр. Приводятся сведения о том, что
за последние 35 лет XX в. произошла потеря 5 % массы озонового
слоя. Особенно интенсивно идет потеря озона над Антарктидой.
Это явление имеет неблагоприятные последствия для всех оби¬
тателей планеты. Так как этот процесс ведет к повышению прони¬
цаемости биологически вредной части ультрафиолетовой радиа¬
ции, он может вызвать повышение распространения на планете
ряда опасных заболеваний, прежде всего онкологических. Поэтому
в 1988 г. был подписан Монреальский протокол к Конвенции по за¬
282
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
щите озонового слоя. Он предусматривает сокращение производ¬
ства и использования хлорфторбромуглеродов.
Тропосферный озон опасен не только как активный парниковый
газ. Он может образовываться в приземном слое воздуха при фото¬
химической деструкции оксидов азота (они поступают преимуще¬
ственно с выхлопными газами автомобилей) под влиянием солнеч¬
ной энергии. Образующийся при этом фотохимический смог очень
опасен для живых организмов, прежде всего для человека.
Сегодня подавляющее большинство ученых пришли к мнению,
что нынешнее беспрецедентно быстрое изменение климата — это
антропогенный эффект, вызванный прежде всего сжиганием ис¬
копаемого топлива. Ученые считают, что безопасный уровень
глобального потепления — это 2 °С, и человечество уже прошло
треть этой дистанции. По мнению экологов, нужно приложить все
усилия для ограничения выбросов парниковых газов и не допу¬
стить потепления более чем на 2 °С. Ведь это средние показатели,
в различных регионах конкретная величина может существенно их
превысить.
В связи с этим в 2005 г. принят Киотский протокол об ограни¬
чении и сокращении выбросов парниковых газов. Он стал первым
глобальным соглашением об охране окружающей среды, по пре¬
дотвращению катастрофических изменений климата, документом,
основанным на рыночных механизмах регулирования — механизме
международной торговли квотами на выбросы парниковых газов.
Принято решение по ограничению либо сокращению выбросов на
период с 1 января 2008 г. до 31 декабря 2012 г. Цель ограничений —
снизить в этот период совокупный средний уровень выбросов ше¬
сти типов газов, вызывающих парниковый эффект, на 5,2 % по
сравнению с уровнем 1990 г.
Основные обязательства по сокращению взяли на себя инду¬
стриальные страны. Евросоюз должен сократить выбросы на 8 %,
Япония и Канада — на 6 %. Страны Восточной Европы и При¬
балтики обязались сократить выбросы в среднем на 8 %, Россия и
Украина — сохранить среднегодовые выбросы в 2008—2012 гг. на
уровне 1990 г. Россия в 2004 г. ратифицировала Киотский протокол
и в феврале 2005 г. он вступил в силу.
Предполагается, что при снижении выбросов парниковых газов,
например при переводе электростанций и котельных с угля на газ,
при переходе на альтернативное топливо резко уменьшится загряз¬
нение воздуха, что приведет к снижению заболеваемости населе¬
ния легочными болезнями, астмой и т.п. Исследования в Москве,
Нижнем Новгороде, Воронеже и др. городах позволили оценить
283
Глава 18
общероссийский эффект от первоочередных мер по снижению вы¬
бросов парниковых газов. Они привели к снижению смертности на
40 тыс. человек в год.
18.4. Негативные последствия загрязнения окружающей среды
для здоровья человека
Экологическая обусловленность патологии человека в условиях
загрязнения окружающей среды
Французский ученый Ф. Рамад под загрязнением окружающей
среды понимал такое ее неблагоприятное изменение, которое це¬
ликом или частично является результатом человеческой деятельно¬
сти, прямо или косвенно меняет распределение приходящей энер¬
гии, уровни радиации, физико-химические свойства компонентов
природной среды и условия существования живых существ (1981).
Эти изменения могут влиять на человека прямо или косвенно (че¬
рез продукты питания, воду или другие биологические вещества),
приводя к возникновению различных отклонений в показателях
его здоровья. Таким образом, между здоровьем человека и состоя¬
нием окружающей среды существует неразрывная связь.
Экологически оптимальная зона жизнедеятельности человека
ограничена, и интенсивное техногенное воздействие на биосферу
ведет к изменению ее исходных свойств, необходимых для сохра¬
нения здоровья. В этих условиях человек сам подвергается воздей¬
ствию вредных факторов и вынужден постоянно мобилизовывать
свои компенсаторно-адаптационные механизмы, резервы которых
со временем могут истощаться. В итоге интенсивное и хроническое
воздействие неблагоприятных факторов окружающей среды со¬
провождается перенапряжением и нарушением приспособитель¬
ных возможностей организма, что приводит к срыву адаптации,
развитию предболезненных состояний и хронизации основных
патологических процессов, которые вследствие этого, по существу,
являются экологически обусловленными (рис. 18.1). Таким обра¬
зом, отставание компенсаторно-адаптационных возможностей ор¬
ганизма от быстро меняющихся условий среды обитания (интен¬
сивность и масштабы загрязнения стремительно изменились лишь
за последние 100 лет) проявляется в конечном счете в увеличении
заболеваемости, смертности, уменьшении продолжительности
жизни и изменении других показателей здоровья (Гичев, 2003).
Таким образом, здоровье и оптимальное функционирование
биосферы и человеческого организма в конечном итоге определя-
284
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
Рис. 18.1. Схема последствий загрязнения внутренней среды организма
(Гичев, 2003)
ются и лимитируются параметрами емкости рекреационно-мета¬
болического потенциала экосистем в случае биосферы и регенера-
торно-восстановительного потенциала и адаптивных физиологи¬
ческих резервов — в случае организма. Указанные лимитирующие
факторы в свою очередь определяют надежность и «пределы вы¬
носливости» биосферы в целом, и организма человека в условиях
неадекватно быстро развивающегося экологического кризиса, опе¬
режая биологически сложившиеся темпы и возможности приспосо¬
бительной деятельности природных систем и организма человека.
Иллюстрирует вышеизложенное схема на рис. 18.2, где в вариан¬
те А условно изображено оптимальное (допустимое) соотношение
рекреационно-метаболического потенциала биосферы и степени
антропогенной нагрузки. В варианте Б из-за высокого антропоген¬
ного пресса экосистема вышла за «пределы выносливости».
Рис. 18.2. Схема вариантов
соотношения рекреационно¬
метаболического потенциала био¬
сферы (1) и степени антропоген¬
ной нагрузки (2): А — оптимальное
соотношение; Б — нарушение
соотношения и выход за «пределы
выносливости» экосистемы
(Гичев, 2003)
285
Глава 18
Рассмотренные выше положения представляют собой механиз¬
мы нарушения сбалансированности взаимодействий «организм —
окружающая среда», которые в свою очередь предрасполагают к
развитию экологически обусловленной латентной патологии со¬
временного человека (Гичев, 2003).
Основные понятия и методы исследования в системе
«здоровье человека — окружающая среда»
Воздействие загрязнения окружающей среды на здоровье
населения является предметом изучения различных медико¬
биологических дисциплин (экологической эпидемиологии, эко¬
токсикологии, гигиены, экологии человека, медицинской эколо¬
гии, экологической патологии, экологической физиологии и т.д.),
исследующих различные аспекты этого воздействия и характери¬
зующихся своими методами и задачами. Например, задачей эко¬
логической эпидемиологии является установление количествен¬
ных зависимостей между уровнями воздействия неблагоприятных
факторов окружающей среды и показателями состояния здоровья
населения. Эпидемиологические методы включают экологические
исследования (анализ данных мониторинга окружающей среды и
медицинской статистики для последующего определения связей
между воздействием факторов окружающей среды и здоровьем
населения), поперечные или одномоментные исследования (для
оценки состояния здоровья в связи с воздействием неблагоприят¬
ных факторов), исследования типа «случай—контроль» (сравнива¬
ют группу лиц с изучаемой болезнью и контрольную группу в от¬
ношении возможной причины болезни) и когортные исследования
(наблюдение в течение определенного времени за показателями со¬
стояния здоровья группы здоровых лиц (когорты), подвергающихся
какому-либо воздействию) (Рахманин, 2006). Медицинская экология
(Келлер, Кувакин, 1998) изучает общие закономерности взаимодей¬
ствия окружающей среды с людьми в сфере их здоровья. Ее объектом
являются окружающая среда, пространственно-территориальные
антропо(медико)-экологические системы, а предметом — их свой¬
ства, проявляющиеся во влиянии на здоровье.
Здоровье человека — это относительное понятие, соответствую¬
щее оптимальному состоянию организма, которое определяется
целым рядом факторов, в том числе образом жизни, генетической
предрасположенностью, социально-экономическим статусом, про¬
фессиональной занятостью, доступностью медицинского обслужи¬
вания и, безусловно, состоянием окружающей среды (Рахманин,
286
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
2006). Здоровье населения — интегральный показатель, который
отражает комплексное воздействие на человека социальных, эконо¬
мических, экологических, наследственных и других факторов (До¬
ронина и др., 2005).
В настоящее время нет общепризнанных данных о долевом вкладе
различных факторов в формирование индивидуального и популяци¬
онного здоровья людей. По оценкам экспертов ВОЗ, в совокупном
влиянии на здоровье населения образу жизни отводится около 50 %
(курение, характер питания, условия труда, гиподинамия), среде
обитания — 20 % (природно-климатические факторы, состояние за¬
грязнения атмосферного воздуха, воды, почвы и т.д.), наследствен¬
ности — 20 % и качеству медико-санитарного обслуживания — 10 %
(своевременность и качество медицинской помощи, эффективность
профилактических мероприятий). По данным российских исследо¬
вателей (Худолей, Мизгирев, 1996) экологические факторы в сово¬
купном влиянии могут составлять 25—40 %, а при сохранении суще¬
ствующих тенденций развития общества в ближайшие 30—40 лет их
доля может возрасти до 50—70 % (Келлер, Кувакин, 1998).
В табл. 18.1 приведены факторы окружающей среды, воздейству¬
ющие на здоровье человека. Из них большая доля в возникновении
заболеваний связана с загрязнением окружающей среды. В данной
системе не рассмотрены еще такие факторы окружающей среды
(не вызванные ее антропогенным изменением), как природное из¬
быточное или недостаточное содержание химических элементов в
компонентах среды (биогеохимические провинции), с чем связа¬
но распространение соответствующих эндемических заболеваний
(например, дефицит йода в почвах, водах, пищевых цепях и связан¬
ный с ним эндемический зоб в большинстве районов России; из¬
быток молибдена в некоторых районах Армении и обусловленная
этим эндемическая молибденовая подагра и т.д.).
А.П. Авцын, А.А. Жаворонков и М.А. Риш (1991) в своей клас¬
сификации микроэлементозов человека предложили разделять
техногенные микроэлементозы (т.е. заболевания или все патоло¬
гические проявления, вызванные избытком микроэлементов в
организме) на промышленные (профессиональные), соседские и
трансгрессивные. Промышленные микроэлементозы связаны с
производственной деятельностью человека и вызваны избытком
определенных микроэлементов (их соединений) непосредственно
в зоне самого предприятия (хромовые и никелевые дерматиты с
изъязвлением слизистой оболочки носа; никелевый рак слизистой
оболочки носа и бронхогенный рак легких; хронический грануле¬
матозный воспалительный процесс легких и кожи при хрониче-
287
Глава 18
Таблица 18.1
Факторы окружающей среды (ОС), воздействующие на здоровье человека
(WHO, 1997)
Заболевания
Загрязнение воз¬
духа
Плохой уровень
санитарии
Загрязнение воды
Загрязнение пищи
Плохие жилищные
условия
Глобальные
изменения в ОС
Острые респираторные инфекции
+
+
Желудочно-кишечные заболевания
+
+
+
+
Прочие инфекции
+
+
+
+
Малярия и другие трансмиссивные
+
+
+
+
заболевания
Травмы и отравления
+
+
+
+
Психические расстройства
+
Сердечно-сосудистые заболевания
+
+
Раковые заболевания
+
+
+
Хронические респираторные забо¬
+
левания
ской профессиональной интоксикации соединениями бериллия и
т.д.). Соседские микроэлементозы развиваются не у лиц, принима¬
ющих непосредственное участие в производстве, а у проживающих
по-соседству членов семьи. Такие соседские (семейные) микроэле¬
ментозы, как правило, нерезко выражены и принимают скрытую
форму различных патологических состояний. Трансгрессивные (от
лат. transgressio — перенос, передвижение) микроэлементозы — за¬
болевания, возникающие у людей, находящихся под постоянным
и длительным воздействием аэрозолей металлов в атмосферных
выбросах крупных промышленных предприятий или загрязнении
водных объектов.
Аналогичное деление на профессиональные, соседские и
трансгрессивные формы заболеваний может иметь место и при
оценке воздействия на здоровье населения других загрязняющих
веществ (не только микроэлементов, но и органических токси¬
кантов и т.д.).
288
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
Рис. 18.3. Схематический
спектр биологических ответов
на воздействие загрязнения
окружающей среды, по дан¬
ным ВОЗ
(Буштуева, Случанко, 1979)
По оценкам Всемир¬
ной организации здраво¬
охранения (ВОЗ), в мире
на сегодня от 25 до 33 %
всех зарегистрированных заболеваний напрямую связаны с загряз¬
нением окружающей среды, из них 2/3 касаются детского населе¬
ния (Доронина и др., 2005).
Схематический спектр биологического ответа организма чело¬
века на воздействие загрязнения окружающей среды приведен на
рис. 18.3. Схема отражает не только процесс развития болезни у
отдельных людей, но и показывает, какие стадии патологическо¬
го процесса типичны для данной популяции. Соотношение между
клиническими, субклиническими и бессимптомными стадиями
колеблется в широких пределах в зависимости от специфических
факторов окружающей среды, интенсивности, длительности и ме¬
ханизмов их воздействия. Установление субклинической, невиди¬
мой картины болезни можно определить только лабораторными
или другими специальными диагностическими методами.
Индикаторами событий, происходящих в биологических систе¬
мах (организме или популяции), служат биологические маркеры.
Одни из них могут использоваться для установления факта экспо¬
зиции (воздействия фактора риска) и позволяют определить нали¬
чие вещества или его метаболита в биологических тканях челове¬
ка и дозу, полученную им от всех источников поступления этого
вещества. Другие маркеры — маркеры эффекта — информируют
о последствиях для здоровья воздействия этого неблагоприятного
фактора. Третьи служат для уточнения восприимчивости того или
иного человека к указанному воздействию (рис. 18.4).
По характеру воздействия на организм человека неблагоприят¬
ные факторы окружающей среды подразделяются на канцерогенные
и не обладающие таким эффектом. Ряд канцерогенных факторов
влияет и на наследственность. По степени канцерогенной опасно¬
сти для человека (их критерии устанавливают в экспериментах на
животных и по результатам аналитических эпидемиологических ис¬
следований) неблагоприятные факторы окружающей и природной
среды МАИР разделены на четыре группы (оценено 837 факторов):
289
Глава 18
Рис. 18.4. Типы биологических
маркеры маркеров
J (Рахманин, 2006)
с
п
и группа 1 — канцероген-
£ ные для человека — 74;
4 группа 2А — вероятно,
в канцерогенные для челове-
" ка - 57;
* группа 2В — возможно,
канцерогенные для челове¬
ка — 225;
группа 3 — не классифи¬
цируемые в отношении канцерогенности для человека — 480;
группа 4 — вероятно, не канцерогенные для человека — 1.
К доказанным канцерогенам для человека (1-я группа МАИР)
относятся 4-аминобифенил, бензидин, бензол, бериллий и его со¬
единения, хлорметиловый эфир, винилхлорид, горчичный газ (сер¬
нистый иприт), кадмий и его соединения, каменноугольные пеки и
смолы, минеральные масла (неочищенные), мышьяк и его соеди¬
нения, 2-нафтиламин, никель и его соединения, сланцевые масла,
ТХДД, шестивалентный хром и его соединения, этиленоксид, радон
и продукты его распада, солнечная радиация, асбест, сажа и др.
Неканцерогенные вещества вызывают широкий спектр наруше¬
ний состояния здоровья человека, которые можно рассматривать
как разные формы проявления токсических эффектов, регистри¬
руемых на разных уровнях (от молекулярного до популяционно¬
го). Последние проявляются в виде повышенной заболеваемости и
(или) смертности.
В последнее время во многих странах для установления харак¬
теристики воздействия неблагоприятных факторов на здоровье
населения используется методология оценки риска (вероятности
причинения вреда жизни или здоровью). Оценка риска представ¬
ляет собой процесс установления вероятности развития и степени
выраженности неблагоприятных эффектов у человека, обуслов¬
ленных воздействием факторов окружающей среды. Она включа¬
ет: 1) идентификацию опасности, оценку воздействия (экспози¬
ции), оценку зависимости «доза—ответ» и характеристику риска;
2) оценку токсических свойств химического вещества и условий его
воздействия на человека, направленную на установление вероятно¬
сти отклонений в показателях здоровья у экспонированных людей;
3) оценку вида и степени выраженности опасности, создаваемой
маркеры
j
к
Экспозиция
с
п
Внутренняя доза
®
3
и
Биологически
ц
эффективная доза
и
и
Ранний
Маркеры
э
биологический
эффект
Ф
Ф
е
Нарушение
функции или
к
структуры
т
а
Клиническая
форма заболевания
290
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
агентом в результате существующего или возможного воздействия
на определенную группу людей (Ревич и др., 2004).
Поданным Ю.А. Рахманина (2004), основной вклад от суммарно¬
го канцерогенного и неканцерогенного риска, связанного с воздей¬
ствием загрязнений объектов окружающей среды в Российской Фе¬
дерации, вносит загрязнение атмосферного воздуха (от 80 до 90 %).
Ведущая роль загрязнений атмосферного воздуха по отношению к
другим объектам окружающей среды установлена во многих странах,
включая США, европейские страны. (Рахманин и др., 2004).
В России в городах с загрязненным воздухом проживает до 10 %
населения. Поданным Б.А. Ревича и др. (2004), загрязнение атмос¬
ферного воздуха только взвешенными веществами приводит к по¬
вышению числа смертей ориентировочно на 40 тыс. случаев. Сотни
тысяч детей страдают от заболеваний органов дыхания.
Некоторые наиболее известные экологические заболевания
Заболевания, вызванные острым или хроническим отравлением
соединениями какого-либо химического элемента, были известны
с Античных времен. Существует версия, что одной из причин па¬
дения Древнего Рима было хроническое отравление римской ари¬
стократии свинцом (из него изготавливали посуду, водопроводные
трубы). В XVI в. было описано заболевание, возникшее в результате
профессионального отравления ртутью, — «болезнь сумасшедшего
шляпника».
Первые массовые «экологические» заболевания — минимата и
итай-итай были описаны в Японии в 1950-е гг. Сбрасывание в бухту
Минимата сточных вод, содержащих ртуть, привело к включению ее
в пищевые цепи водной экосистемы в форме метилртути. Все постра¬
давшие жители употребляли в пищу рыбу и морепродукты. Десятки
людей погибли, многие получили тяжелые поражения нервной си¬
стемы (нарушение координации было замечено у кошек и птиц). В
конце 1950-х гг. в Минимата каждый третий ребенок рождался с на¬
рушениями центральной нервной системы и отклонениями физиче¬
ского и умственного развития. Через несколько лет подобная ситуа¬
ция повторилась в пригороде другого японского города — Ниигата.
Болезнь итай-итай (в пер. с японского — «больно-больно») была
обнаружена в Японии в 1946 г. и связана с хроническим отравлени¬
ем кадмием, аккумулировавшимся в рисе (концентрация металла
достигала 1 мг/кг). Рис выращивали на полях, орошавшихся за¬
грязненной кадмием водой. Болезнь характеризуется деформацией
скелета, поражением почек, сопровождается сильными болями в
пояснице и мышцах ног, утиной походкой.
291
Глава 18
Болезнь «черных ног», или «черных стоп», — гиперпигментация
кожи, приводящая к развитию рака кожи, связана с повышенным
содержанием мышьяка в питьевой воде (400—600 мкг/л), встреча¬
лась у жителей о. Тайвань, а также в Индии, Бангладеш и Чили.
«Масляные» болезни ю-шо и ю-ченг, связанные с отравлением
в Японии в 1968 г. (ю-шо) и на о. Тайвань в 1979 г. (ю-ченг) рисо¬
вым маслом, загрязненным ПХБ (ю-шо) и ПХБ/ПХДФ (ю-ченг).
В Японии пострадало около 2 тыс. человек, из них 149 скончались.
На Тайване отравились более 2 тыс. человек. Отдаленные послед¬
ствия проявлялись в увеличении числа недоношенных, а также
мертворожденных младенцев. Многие дети рождались с кожей не¬
обычного сероватого цвета с темно-коричневыми пятнами («чер¬
ные малютки»). Возросло число детей с врожденными пороками
развития.
Массовое отравление людей наблюдалось во время войны во
Вьетнаме (1960-е гг.) в результате применения американскими во¬
енными диоксинсодержащих дефолиантов, а также при аварии на
химическом заводе в г. Севезо (Италия) в 1976 г., когда в окружаю¬
щую среду попали диоксины.
В настоящее время происходят глобальные изменения в раз¬
витии некоторых экологически зависимых заболеваний. Так, со¬
гласно прогнозу ВОЗ, в ближайшее время должна возрасти доля
хронических легочных заболеваний, рака трахеи, бронхов и легких
(Ревич и др., 2004).
18.5. Социальные аспекты загрязнения окружающей среды
Рациональное природопользование имеет экономические аспек¬
ты. И экономка, и экология касаются улучшения жизни человека.
В настоящее время явным стало противостояние экономики, пре¬
имущественно хищнически использующей природные ресурсы, и
экологии, охраняющей природную среду для сохранения здоровья
людей. Стала очевидной необходимость экономической оценки
состояния природы, оценки последствий влияния на нее антропо¬
генных нагрузок, из которых загрязнение занимает одно из ведущих
мест. Возникла необходимость расчета экономического ущерба от за¬
грязнения окружающей среды. Он может быть вычислен как на осно¬
ве прямых подсчетов, так и с использованием косвенных оценок.
Основные подходы к определению экономического ущерба
от загрязнения окружающей среды:
1) жизнь людей и их хозяйственная деятельность сопровождает¬
ся накоплением отходов;
292
Экологические последствия химического загрязнения биосферы
2) отходы поступают в окружающую среду;
3) отходы загрязняют окружающую человека среду и ухудшают
ее качество;
4) ухудшение качества окружающей среды ухудшает условия
жизни и деятельности людей;
5) ухудшение условий жизни людей ухудшает качество жизни
людей;
6) ухудшение качества жизни людей снижает производитель¬
ность труда.
Различают первичный и конечный эффект от природоохранных
мероприятий. Установив техногенное нарушение состояния окру¬
жающей среды, природоохранные службы прежде всего рекомен¬
дуют совершенствовать производство и ограничивать выбросы от¬
ходов в окружающую среду. Это и есть первичный эффект.
Конечным эффектом является улучшение условий жизни лю¬
дей, снижение их заболеваемости, сохранение условий жизни для
будущих поколений при одновременном повышении эффективно¬
сти производства.
Экономический ущерб от ухудшения состояния окружающей
среды из-за всех выбросов загрязняющих веществ можно подсчи¬
тать, оценивая этот эффект раздельно по ущербу для качества воз¬
духа, водных объектов, земельных ресурсов. Для таких расчетов
может быть использована разработанная в РФ система платежей
за пользование природными ресурсами, за ущерб, причиненный
воздействием на отдельные природные среды вследствие их за¬
грязнения.
В РФ разработана система платежей за загрязнение природной
среды. Платежи осуществляются в соответствии с Федеральным
законом 2002 г. «Об охране окружающей среды», Постановлением
Правительства РФ 1992 г. «Об утверждении порядка определения
платы и ее определенных размеров за загрязнение окружающей
природной среды, размещения отходов, другие виды временного
воздействия». В 1993 г. утверждены «Инструктивно-методические
указания по взиманию платы за загрязнение окружающей природ¬
ной среды», в которых регламентируется взимание платы за выброс
загрязняющих веществ от стационарных и передвижных источни¬
ков, за сброс их в поверхностные и подземные воды, за размещение
отходов производств и их потребление.
Социальное значение имеет поиск компромисса между эконо¬
мическим развитием и экологическими ограничениями.
Глава 19
ОХРАНА ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ В РОССИЙСКОЙ
ФЕДЕРАЦИИ ОТ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
19.1. Организация охраны окружающей среды
от загрязняющих веществ
Защита природных ресурсов, обеспечение качества природной
среды и безопасности ее для здоровья населения — задачи государ¬
ственного значения в Российской Федерации. В статье 9 Консти¬
туции РФ сказано: «Земля и другие природные ресурсы использу¬
ются и охраняются в Российской Федерации как основа жизни и
деятельности народов, проживающих на соответствующей терри¬
тории». Статья 42 Конституции гласит: «Каждый имеет право на
благоприятную окружающую среду, достоверную информацию о ее
состоянии и на возмещение ущерба, причиненного его здоровью
или имуществу экологическим нарушением».
Выполнение условий этой задачи государством гарантируется
Земельным кодексом РФ (1991), Водным кодексом РФ (1995), Лес¬
ным кодексом РФ (1997), Федеральными законами «Об охране ат¬
мосферного воздуха» (1990), «Об охране окружающей природной
среды» (1992), «Об особо охраняемых природных территориях»
(1995), «Об экологической экспертизе» (1996), «О радиационной
безопасности населения» (1996), «О недрах» (1992), «Об охране
окружающей среды» (2002), а также Указами Президента Россий¬
ской Федерации «О государственной стратегии Российской Феде¬
рации по охране окружающей среды и обеспечению устойчивого
развития» (1994), «О санитарно-эпидемиологическом благопо¬
лучии населения» (1991), «О федеральных природных ресурсах»
(1993), «Об усилении государственного контроля за использо¬
ванием и охраной земель при проведении земельной реформы»
(1993), «О декларации безопасности промышленных объектов
РФ» (1995).
Организация природоохранных служб регламентируется в По¬
становлениях Правительства и Министерства природных ресурсов,
294
Охрана окружающей среды в Российской Федерации от загрязнения
например приняты «Положение об оценке воздействия на окру¬
жающую среду в Российской Федерации», «Руководство по эколо¬
гической экспертизе предпроектной и проектной документации»,
«Инструкция по экологическому обоснованию хозяйственной и
иной деятельности».
В 1972 году в Советском Союзе было принято Постановление
Совета Министров СССР о создании Общегосударственной си¬
стемы наблюдения и контроля состояния и уровня загрязнения
природной среды (ОГКНСК), для чего был организован Нацио¬
нальный комитет по охране окружающей среды. В 1978 г. создан
Госкомитет по метеорологии и контролю природной среды, за¬
дачей которого были наблюдения, контроль и прогноз состояния
окружающей среды, в 1988 г. он был преобразован в Госкомитет по
охране природы. С 2008 г. в Российской Федерации качество при¬
родной среды и состояние природных ресурсов в Российской Фе¬
дерации обеспечивает Министерство природных ресурсов и эколо¬
гии. Функционируют Департаменты государственной политики и
регулирования: а) в сфере охраны окружающей среды и экологи¬
ческой безопасности; б) в области геологии и недропользования;
в) в области водных ресурсов; г) в сфере охотничьего хозяйства и
объектов животного мира; д) в области гидрометеорологии и мо¬
ниторинга окружающей среды. По федеральным округам контроль
состояния окружающей среды осуществляют Федеральная служба
по надзору в сфере природопользования (Росприроднадзор), Фе¬
деральное агентство водных ресурсов (Росводресурс), Федеральное
агентство по недропользованию (Роснедра), Федеральная служба
России по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды
(Росгидромет). Вклад в обеспечение безопасности окружающей
среды вносит деятельность и других ведомств: Минсельхоз, Рос-
земкадастр, Минздрав и др.
Результаты регулярных наблюдений за загрязнением окру¬
жающей среды на локальном, региональном, федеральном уров¬
нях анализируются и обобщаются. Они представлены в ежегодно
выпускаемом Национальном докладе о состоянии окружающей
среды. Эти материалы являются основой для принятия решений
государственными органами для регулирования качества окру¬
жающей среды.
295
Глава 19
19.2. Экологическая экспертиза, оценка воздействия
на окружающую среду, экологический мониторинг и экологический
аудит как факторы контроля воздействия загрязнения
на окружающую среду
В РФ обеспечивается охрана окружающей среды от последствий
всех видов деятельности человека, в том числе от загрязнения. Для
этого проводятся как упреждающие мероприятия еще на стадии
подготовки проектируемой документации для создания различ¬
ных объектов (экологическая экспертиза, оценка воздействия на
окружающую среду), так и регулярный контроль деятельности этих
объектов (экологический мониторинг) и ее экологическая оценка
(экологический аудит).
Экологическая экспертиза в России создана в 1995 г., почти на
два десятилетия позже, чем в других экономически развитых стра¬
нах. В России общие положения об экологической экспертизе со¬
держатся в Законе «Об охране окружающей среды» (1991), более де¬
тально изложены в Законе «Об экологической экспертизе» (1995).
В 1994 г. принято и действует «Положение об оценке воздействия
на окружающую среду в Российской Федерации».
Экологическая экспертиза — установление соответствия на¬
мечаемой хозяйственной и иной деятельности экологическим
требованиям и определение допустимости реализации объекта
экологической экспертизы в целях предупреждения возможных
неблагоприятных воздействий этой деятельности на окружающую
природную среду и связанных с ними социальных, экономических
и иных последствий реализации объекта экологической эксперти¬
зы. Закон об экологической экспертизе определяет ее обязатель¬
ное проведение в двух видах: государственной и общественной
экспертизе.
Проведение экологической экспертизы обязательно для всех
видов проектов хозяйственных объектов, а также планов и про¬
грамм территориального и отраслевого развития. В дополнение к
ранее принятым документам в 2000 г. принято новое Положение
«Об оценке воздействия намечаемой хозяйственной деятельности
на окружающую среду в Российской Федерации».
Экологическая экспертиза имеет упреждающее значение, она
проводится до начала деятельности проектируемого объекта и
должная быть гарантом обеспечения экологической безопасности
его будущей деятельности. Состав экспертной комиссии утверж¬
дается Министерством природных ресурсов, в нее входят специ¬
алисты разных отраслей, которые могут наиболее полно оценить
296
Охрана окружающей среды в Российской Федерации от загрязнения
влияние проектируемого объекта на окружающую среду. Заключе¬
ние экспертов доводится до сведения проектной организации. Ре¬
шения общественной экспертизы часто носят рекомендательный
характер.
Оценка воздействия на окружающую среду (ОВОС) направле¬
на на получение доказательств того, что намечаемая инициато¬
ром производственная деятельность не вызовет отрицательных
экологических последствий в том регионе, где эта деятельность
планируется. По определению ОВОС — это структурированный
процесс учета экологических требований в системе подготовки и
принятия решения о хозяйственном развитии. Подготовленный
при этом документ должен содержать анализ прогнозируемых из¬
менений природной среды (почвы, климатические, геологиче¬
ские, гидрогеологические, геоморфологические, биологические
условия) под влиянием антропогенной деятельности, в том числе
оценку этих изменений на основе их соответствия существующим
нормативам качества и природных сред, и материалов. Документ
должен также содержать оценку характера, масштаба, степени
воздействия, в том числе вероятности риска воздействия проек¬
тируемого мероприятия и остаточных последствий этого воздей¬
ствия. Разработчики ОВОС должны подготовить экономическую
и социальную оценку последствий устранения тех нарушений в
состоянии окружающей среды, которые может вызвать проекти¬
руемая деятельность.
Прогноз разработчиков ОВОС может быть основан на эксперт¬
ных оценках и на фактографическом материале. При выработке
прогнозов часто применяются методы экстраполяции. Также про¬
водится прогнозирование по аналогиям, которое позволяет опре¬
делить размеры зон, подверженных влиянию проектируемого про¬
изводства, выявить основные тенденции изменения окружающих
природных сред и стадийность этих изменений.
После завершения всех подготовительных этапов (техническая,
экономическая, экологическая документация), создания и начала
функционирования предприятия окружающие его природные сре¬
ды становятся объектом экологического мониторинга, если отхо¬
ды предприятия могут негативно влиять на окружающую среду, на
здоровье людей.
Экологический мониторинг — система регулярных длительных
наблюдений в пространстве и времени, дающих информацию о со¬
стоянии окружающей среды с целью оценки прошлого, настоящего
и прогноза изменения в будущем параметров окружающей среды,
имеющих значение для человека. Такое определение понятия «эко¬
297
Глава 19
логический мониторинг» было дано в Программе ЮНЕСКО МАБ
«Человек и Биосфера» в 1968 г. Основными задачами экологиче¬
ского мониторинга являются наблюдения за источниками антро¬
погенного воздействия на окружающую среду, оценка вызванных
ими изменений состава и свойств воздуха атмосферы, поверхност¬
ных и грунтовых вод, почв, животного и растительного мира. На
основе выявленных закономерностей составляется прогноз эколо¬
гических последствий антропогенной деятельности и ее влияния
на здоровье людей и состояние экосистемы в целом.
Загрязнение — мощный фактор влияния на все виды природных
сред, и контроль поступления и распространения загрязняющих
веществ в окружающей среде составляет одну из важнейших задач
экологического мониторинга. Проводится он на разных уровнях,
которые выделяются по масштабам распространения поллютантов
и уровню обобщения получаемой при мониторинге информации:
на локальном, региональном, глобальном уровнях. Для оценки со¬
держания загрязняющих веществ в природных средах разработана
нормативная база, которая позволяет выявить зоны распростране¬
ния поллютантов в количествах, представляющих опасность для
человека и для экосистемы в целом. Залог успеха экологического
мониторинга — его комплексность, которая обеспечивается си¬
стемой сопряженного контроля состояния атмосферы, природных
вод, почв, биоты.
Программа экологического мониторинга включает выбор кон¬
тролируемых показателей для различных природных сред, требо¬
вания к выбору точек опробывания и методов определения пока¬
зателей, основания для оценки полученных уровней показателей
и прогноза их изменения. Выполнение программы мониторинга
предполагает проведение полевых наблюдений, обеспечивающих
прямое измерение ряда контролируемых показателей и отбор проб
для последующего их лабораторного исследования, проведение ла¬
бораторных работ с использованием стандартизованных методов,
анализ полученных результатов и их экологическую оценку, обоб¬
щение результатов для характеристики экологического состояния
района, региона, страны, планеты, обеспечение хранения получен¬
ной информации для наблюдений динамики состояния экосистемы
и прогноза ее изменения. Наряду с наземными наблюдениями все
большее распространение получают дистанционные методы кон¬
троля состояния природных сред (авиационные, аэрокосмические).
Экологический аудит — комплексная оценка соответствия дея¬
тельности предприятия природоохранному законодательству (тре¬
бования безопасности и охраны окружающей среды, рациональ¬
298
Охрана окружающей среды в Российской Федерации от загрязнения
ное природопользование, защита от чрезвычайных ситуаций).
Нормативно-методической основой для экологического аудита слу¬
жат государственные стандарты ГОСТы ИСО 14010-98, 140111-98,
14012-98 «Руководящие указания по экологическому аудиту. Основ¬
ные принципы. Процедура аудита. Проведение аудита систем управ¬
ления окружающей средой».
Цель экологического аудита — определить, соответствует ли
система управления окружающей средой в проверяемой органи¬
зации критериями аудита, установить, внедрена ли в проверяемые
организации система управления окружающей средой и насколько
она эффективна, идентифицировать области для потенциального
улучшения системы управления окружающей средой. Проводят
экологический аудит аудиторы, имеющие специальную лицензию.
Заинтересованы в проведении экологического аудита и государ¬
ственные организации, и частные предприниматели, инвестирую¬
щие в экономику России.
Литература
1. АндрузДжБримблекумб П., Джикелз Т., JIucc Я. Введение в химию окру¬
жающей среды. М.: Мир, 1999.
2. Вернадский В.И. Труды по биогеохимии и геохимии почв. М.: Наука,
1992.
3. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР.
М.: Высшая школа, 1988.
4. Головатый С.Е. Тяжелые металлы в агроэкосистемах. Минск, 2002.
5. Добровольский В.В. Основы биогеохимии. М.: Высшая школа, 1998.
6. Медоуз Д., Рандерс Й., Медоуз Д. Пределы роста. 30 лет спустя. М.: Мир,
2007.
7. Мельников Я.#., Волков А.И., Короткова О.А. Пестициды и окружающая
среда. М.: Химия, 1977.
8. Миланова Е.В., Рябчиков А.М. Использование природных ресурсов и
охрана природы. М.: Высшая школа, 1986.
9. Моисеев Н.Н. Человек и ноосфера. М.: Молодая гвардия, 1990.
10. Небел Б. Наука об окружающей среде: как устроен мир. В 2-х т. / Пер. с
англ. М.: Мир, 1993.
11. Одум Ю. Экология. В 2-х т. М.: Мир, 1986.
12. Орлов Д. С., Малинина М. С., Моту зова Г. В., Садовникова Л., Соколова Т. А.
Химическое загрязнение почв и их охрана / Словарь-справочник. М.: Агро-
промиздат, 1991.
13. Панин М.С. Химическая экология. Семипалатинск, 2002.
14. Почва, город, экология / Под ред. Г.В. Добровольского. М.: Изд-во
Моск. ун-та, 1997.
15. Солнцева Н.П. Добыча нефти и геохимия природных ландшафтов. М.,
Изд-во Моск. ун-та, 1998.
16. Федоров Л.А. Диоксины как экологическая опасность. Ретроспективы и
перспективы. М.: Наука, 1993.
17. Экологическая химия / Под ред. Ф. Корте. М.: Мир, 1996.
18. Экологический энциклопедический словарь. М.: Ноосфера, 1999.
ОГЛАВЛЕНИЕ
Введение 5
Глава 1. Роль антропогенной деградации и химического загрязнения
биосферы в жизни современного общества 7
Глава 2. Классификация загрязняющих веществ 11
Глава 3. Действие химических веществ на живые организмы. Токсич-
17
ность 1'
Глава 4. Поступление и распространение загрязняющих веществ в
окружающей среде 26
Глава 5. Выявление химического загрязнения природных сред 37
Глава 6. Нормирование содержания химических веществ в природных
средах 47
6.1. Общие положения о нормировании содержания химических ве¬
ществ в природных средах 47
6.2. Биогеохимические основы нормирования содержания химических
веществ в природных средах 48
6.3. Санитарно-гигиеническое нормирование содержания химических
веществ в природных средах 54
6.4. Экологическое нормирование содержания химических веществ в
природных средах 65
6.5. Статистическое нормирование содержания химических элементов
в природных средах 68
Глава 7. Загрязнение биосферы газообразными загрязняющими веще¬
ствами (оксидами углерода, серы, азота) 74
7.1. Общие сведения о поступлении оксидов углерода, азота, серы в ат¬
мосферу 74
7.2. Загрязнение биосферы техногенными оксидами углерода 77
7.3. Загрязнение биосферы оксидами серы 78
7.4. Загрязнение биосферы оксидами азота 82
7.5. Закисление биосферы 84
Глава 8. Загрязнение биосферы тяжелыми металлами 95
8.1. Понятие о тяжелых металлах и их экологическом значении 95
8.2. Природные источники тяжелых металлов и формы их нахождения
в компонентах экосистемы 96
8.3. Техногенное поступление тяжелых металлов в окружающую среду с
отходами различных видов человеческой деятельности 98
8.4. Загрязнение атмосферы, поверхностных вод и почв тяжелыми ме¬
таллами 103
301
Оглавление
Глава 9. Загрязнение окружающей среды нефтью и нефтепродуктами... 125
9.1. Масштабы нефтяного загрязнения экосистемы 125
9.2. Свойства нефти и нефтепродуктов, обусловливающие их влияние
на окружающую среду 126
9.3. Источники и очаги загрязнения почв нефтью и нефтепродуктами.... 130
9.4. Влияние нефти и нефтепродуктов на окружающую среду 133
9.5. Влияние нефти и нефтепродуктов на почву 136
9.6. Превращения нефти и нефтепродуктов в экосистеме 139
9.7. Локальное обследование ландшафтов, загрязненных нефтью и
нефтепродуктами, и выявление их региональных изменений 141
Глава 10. Загрязнение биосферы органическими токсикантами 144
10.1. Пестициды 146
10.2. Диоксины 165
10.3. Полихлорированные бифенилы 175
10.4. Полиароматические углеводороды 181
10.5. Некоторые другие органические загрязнители окружающей среды 184
Глава 11. Радиоактивное загрязнение биосферы 187
11.1. Естественные радионуклиды 188
11.2. Искусственные радионуклиды 194
11.3. Миграция радионуклидов в экосистемах 199
11.4. Биологическое действие радиоактивного излучения 202
Глава 12. Загрязнение экосистем веществами ракетного топлива 206
Глава 13. Загрязнение территорий военно-промышленного комплекса 210
Глава 14. Загрязнение агроэкосистем при применении удобрений и ме¬
лиорантов 218
14.1. Органические удобрения 230
14.2. Нетрадиционные удобрения 232
14.3. Мелиоранты 234
14.4. Другие источники загрязнения агроценозов 236
Глава 15. Загрязнение окружающей среды, подверженной воздействию
предприятий различных отраслей 237
Экологическая обстановка в зоне воздействия предприятий цветной ме¬
таллургии и теплоэнергетики в Мурманской области 237
Экологическая обстановка в зоне воздействия Канско-Ачинского топ¬
ливно-энергетического комплекса КАТЭК 240
Экологическая обстановка в зоне воздействия систем газовой промыш¬
ленности (буровые предприятия, газодобывающие, газотранспорт¬
ные, распределения, подачи потребителям) 241
Глава 16. Загрязнение городских природно-техногенных комплексов.... 243
Глава 17. Улучшение качества загрязненных почв 256
Физическая и химическая обработка 258
Методы отверждения/стабилизации загрязняющих веществ в почвах 262
Методы термической обработки почв 263
302
Оглавление
Глава 18. Экологические последствия химического загрязнения био¬
сферы 269
18.1. Снижение биоразнообразия под влиянием антропогенной деятель¬
ности 269
18.2. Снижение продуктивности биогеоценозов 273
18.3. Глобальное влияние загрязнения биосферы на состав атмосферно¬
го воздуха 276
18.4. Негативные последствия загрязнения окружающей среды для здо¬
ровья человека 284
18.5. Социальные аспекты загрязнения окружающей среды 292
Глава 19. Охрана окружающей среды в РФ от загрязнения 294
19.1. Организация охраны окружающей среды от загрязняющих ве¬
ществ 294
19.2. Экологическая экспертиза, оценка воздействия на окружающую
среду, экологический мониторинг и экологический аудит как факто¬
ры контроля воздействия загрязнения на окружающую среду 296
Литература 300
Учебник
Мотузова Гмина Васильевна
Карпова Елена Анатольевна
ХИМИЧЕСКОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ БИОСФЕРЫ
И ЕГО ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ ПОСЛЕДСТВИЯ
Зав. редакцией Г. С. Савельева
Редактор ГЛ. Бунатян
Художественный редактор Г.Д. Колоскова
Технический редактор З.С. Кондрашова, Н.И. Матюшина
Корректор В. В. Конкина
Верстка Е.Н. Берловой
Подписано в печать 06.12.2012. Формат 60х90'/|6.
Бумага офс. Nq 1. Уел. печ. л. 19,00. Уч.-изд. л. 18,7.
Тираж 500 экз. Изд. № 8838. Заказ N° 1715.
Ордена «Знак Почета»
Издательство Московского университета.
125009, Москва, ул. Б. Никитская, 5/7.
Тел.: (495) 629-50-91. Факс: (495) 697-66-71
E-mail: secretary-msu-press@yandex.ru
Сайт Издательства МГУ: www.msu.ru/depts/MSUPubl2005
Интернет-магазин: www.msupublishing.ru
Адрес отдела реализации:
Москва, ул. Хохлова, 11 (Воробьевы горы, МГУ).
E-mail: izd-mgu@yandex.ru
Тел.:(495)939-34-93
Типография МГУ.
119991, ГСП-1, Москва, Ленинские горы,
д. 1, стр. 15.