Эколого-геохимическая оценка состояния урбанизированной
advertisement
Федеральное государственное бюджетное учреждение науки Институт промышленной экологии Уральского отделения Российской академии наук На правах рукописи Селезнев Андриан Анатольевич Эколого-геохимическая оценка состояния урбанизированной среды на основе исследования отложений пониженных участков микрорельефа (на примере г. Екатеринбурга) Специальность 25.00.36 «Геоэкология» (науки о Земле) Диссертация на соискание ученой степени кандидата геолого-минералогических наук Научный руководитель доктор геолого-минералогических наук А. Б. Макаров Екатеринбург – 2014 2 ОГЛАВЛЕНИЕ ОГЛАВЛЕНИЕ ................................................................................................................ 2 ВВЕДЕНИЕ...................................................................................................................... 5 ГЛАВА 1. УРБАНИЗИРОВАННАЯ СРЕДА И ПРОБЛЕМЫ ЕЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ11 1.1. Особенности урбанизированной среды и ее экологического состояния ......... 11 1.2. Загрязнение урбанизированной среды тяжелыми металлами........................... 12 1.3. Миграция тяжелых металлов в городской среде ................................................ 13 1.4. Поверхностный сток дождевых вод в городе как механизм переноса загрязнения..................................................................................................................... 13 1.5. Методы эколого-геохимических исследований урбанизированной среды ..... 14 1.6. Почва, атмосферный воздух, снежный покров, водные объекты и депонирующие среды как индикаторы состояния урбанизированной среды ........ 15 Выводы ........................................................................................................................... 22 ГЛАВА 2. МЕТОДОЛОГИЯ ИССЛЕДОВАНИЙ...................................................... 23 2.1. Характеристика объекта исследований – отложений пониженных участков микрорельефа................................................................................................................. 23 2.2. Способ отбора образцов отложений .................................................................... 27 2.3. Подготовка отложений к радиометрическому и химическому анализу .......... 28 2.4. Методы инструментальных испытаний............................................................... 29 2.4.1.Определение удельной активности радионуклида Cs-137 .............................. 29 2.4.2. Определение концентраций металлов и уровня кислотности........................ 29 2.4.3. Определение гранулометрического состава отложений................................. 31 ГЛАВА 3. АНАЛИЗ ДАННЫХ О СОСТОЯНИИ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ Г. ЕКАТЕРИНБУРГА ................................................................................................... 32 3.1. Характеристика окружающей среды г. Екатеринбурга ..................................... 32 3.2. Анализ данных по загрязнению компонентов окружающей среды г. Екатеринбурга тяжелыми металлами ...................................................................... 35 3.2.1. Загрязнение почв ................................................................................................. 35 3.2.2. Загрязнение атмосферного воздуха................................................................... 39 3 3.3. Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области............................. 47 3.3.1. Анализ данных по мониторингу атмосферных выпадений Cs-137 ............... 47 3.3.2. Выпадения Cs-137 за период 1945–2010 гг. ..................................................... 52 Выводы ........................................................................................................................... 54 ГЛАВА 4. ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОНИЖЕННЫХ РАДИОНУКЛИДОМ УЧАСТКОВ МИКРОРЕЛЬЕФА CS-137 НА ОТЛОЖЕНИЙ ТЕРРИТОРИИ Г. ЕКАТЕРИНБУРГА ................................................................................................... 55 4.1. Распределение и пространственная вариабельность удельной активности Cs137 в отложениях пониженных участков микрорельефа.......................................... 56 4.2. Связь удельной активности Cs-137 с уровнем кислотности в отложениях пониженных участков микрорельефа ......................................................................... 58 4.3. Загрязнение Cs-137 почв на территории г. Екатеринбурга ............................... 60 4.4. Датировка загрязнения отложений пониженных участков микрорельефа и грунтов на селитебных территориях по содержанию Cs-137................................... 61 4.5. Модель формирования загрязнения Cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа................................................................................................................. 66 Выводы ........................................................................................................................... 67 ГЛАВА 5. ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ОТЛОЖЕНИЯХ ПОНИЖЕННЫХ УЧАСТКОВ МИКРОРЕЛЬЕФА Г. ЕКАТЕРИНБУРГА........................................... 69 5.1. Распределение и пространственная вариабельность концентраций тяжелых металлов в отложениях на территории г. Екатеринбурга ......................................... 69 5.1.1. Связь концентраций металлов в отложениях с литогенным субстратом...... 78 5.2. Связь концентраций металлов с уровнем кислотности отложений.................. 85 5.3. Оценка загрязнения отложений в зависимости от времени формирования пониженных участков микрорельефа ......................................................................... 93 5.4. Сравнительный анализ загрязнения тяжелыми металлами отложений и других компонентов урбанизированной окружающей среды............................................... 99 5.5. Вещественный состав отложений ...................................................................... 103 5.6. Результаты оценки экологического состояния городской среды ................... 105 Выводы ......................................................................................................................... 109 4 ЗАКЛЮЧЕНИЕ ........................................................................................................... 111 СПИСОК СОКРАЩЕНИЙ И УСЛОВНЫХ ОБОЗНАЧЕНИЙ.............................. 113 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ........................................................................................... 114 ПРИЛОЖЕНИЕ 1 ........................................................................................................ 130 ПРИЛОЖЕНИЕ 2 ........................................................................................................ 133 5 ВВЕДЕНИЕ Актуальность темы исследования. Для современного человека город стал средой обитания. Оценка экологического состояния с целью обеспечения оптимального качества окружающей среды является одной из первостепенных задач. Понятия экологического состояния и качества городской среды традиционно рассматриваются с позиций техногенеза, однако даже в условиях тотального техногенеза продолжают действовать законы природы. Понимание роли таких естественных природных явлений, как миграция загрязняющих веществ и седиментация (осадконакопление), является необходимым звеном интегральной оценки экологического состояния города. О необходимости использования системного подхода к проблеме оценки экологического состояния городов говорится в работах Н. С. Касимова, Г. В. Добровольского, Ф. В. Котлова, Ю. Е. Саета, Н. Н. Панина, О. Н. Грязнова, О. М. Гуман, В. Н. Чуканова, Э. Ф. Емлина, C. S. C. Wong, S. T. A. Pickett и др. Эколого-геохимические исследования являются необходимым звеном для развития комплексного подхода к этой проблеме. Традиционно-использующиеся для оценки экологического состояния подходы имеют ряд недостатков. Снеговая съемка позволяет получить информацию компонента о сезонных окружающей выпадениях среды для поллютантов. оценки Опробование динамики этого загрязнения в долгосрочный период (на протяжении нескольких десятков лет) является весьма затратным. Содержание поллютантов в почве, кроме мощности выпадений, зависит от миграционных процессов в окружающей среде и, что особенно важно в условиях города, от времени формирования, исходного состава, трансформаций и «эксплуатации» грунта. Загрязнение атмосферного воздуха в конкретной точке пространства зависит от мощности выброса, погодно-климатических условий и ряда других факторов. Оценка среднегодового значения концентрации загрязнителя в атмосфере требует значительного количества данных. 6 В последние десятилетия существует необходимость получения наиболее полной информации о перераспределении загрязняющих веществ в урбанизированной среде при проведении комплексной оценки экологического состояния. Современные антропогенные отложения – один из немногих компонентов урбанизированной среды, формирующийся в результате естественных процессов. Этот объект участвует в долгосрочных процессах миграции, депонирует загрязнение по времени и пространству и при проведении эколого-геохимических исследований урбанизированной среды пригоден для опробования. Цель работы: исследование отложений пониженных участков микрорельефа для оценки экологического состояния урбанизированной среды г. Екатеринбурга и совершенствование методологии эколого-геохимических исследований городских территорий. Задачи исследований: - обосновать целесообразность эколого-геохимического исследования городского ландшафта на основе изучения отложений пониженных участков микрорельефа; - разработать методику и провести опробование отложений пониженных участков микрорельефа на селитебных территориях города; - провести эколого-геохимический анализ накопления тяжелых металлов и радионуклида Cs-137 на селитебных территориях урбанизированной среды на основе изучения отложений пониженных участков микрорельефа (на примере г. Екатеринбурга). Научная новизна работы заключается в следующем: 1. В качестве индикатора экологического состояния урбанизированной среды использованы концентрации тяжелых металлов в осадках пониженных участков городского микрорельефа. 2. Полученные данные дополняют существующие представления о механизмах миграции и депонирования поллютантов в условиях городского ландшафта. Отложения пониженных участков микрорельефа представляют собой 7 компонент окружающей среды, интегрирующий загрязнение по времени и пространству. 3. Возраст антропогенно трансформированных грунтов микроландшафта урбанизированной среды можно определить по удельной активности Cs-137 в отложениях пониженных участков микрорельефа и известной динамике его выпадений в регионе. 4. Обнаружены взаимозависимости между концентрациями тяжелых металлов и удельной Cs-137 активностью в отложениях пониженных участков микрорельефа г. Екатеринбурга. 5. Разработана методология эколого-геохимического исследования урбанизированной среды с использованием современных отложений в качестве компонента опробования. Научные положения, выносимые на защиту: 1. Содержание микрорельефа тяжелых металлов является в отложениях информативным пониженных индикатором участков состояния урбанизированной среды. 2. Накопление изотопа Cs-137 в отложениях пониженных участков микрорельефа позволяет оценить их возраст в микроландшафте селитебных территорий. 3. Анализ распределения тяжелых металлов и Cs-137 в отложениях пониженных участков микрорельефа дает возможность выявить комплекс тяжелых металлов-загрязнителей и провести ретроспективную оценку динамики загрязнения урбанизированной среды. Методологической основой исследований послужили труды российских и зарубежных исследователей в области экологической геохимии городских ландшафтов, концепции, принципы, подходы к оценке качества окружающей среды городов. Теоретическая и практическая значимость работы заключается в возможности использования полученных результатов в оценке экологического состояния селитебных зон г. Екатеринбурга, при организации экологического мониторинга. Определение возраста загрязнения отложений и грунтов может 8 использоваться при оценке динамики загрязнения селитебных зон, выявлении спектра тяжелых металлов-поллютантов, оценке фоновых концентраций и их уровней поступления. Получены данные о распределении тяжелых металлов (Pb, Zn, Cu, Fe, Co, Ni, Mn, Al) и Cs-137 в жилых районах г. Екатеринбурга. Разработанная опробования методология отложений экогеохимического пониженных исследования участков на основе микрорельефа может использоваться в городских ландшафтах повсеместно. Достоверность результатов диссертационной работы подтверждается исследованием большого числа образцов отложений пониженных участков микрорельефа на территории г. Екатеринбурга, отобранных лично автором при выполнении научных исследований Института промышленной экологии УрО РАН, а также сопоставимостью полученных результатов с данными исследований почв в г. Екатеринбурге, проведенных другими организациями. Исследования проведены с использованием стандартных методик на сертифицированном оборудовании в аккредитованных лабораториях радиационного контроля и химико-аналитическом центре ИПЭ УрО РАН. Апробация работы. Основные положения диссертации докладывались и обсуждались на Девятой Уральской молодежной научной школе по геофизике (г. Екатеринбург, 2008 г.), Втором Санкт-Петербургском международном экологическом форуме «Окружающая среда и здоровье человека» (г. СанктПетербург, 2008 г.), Всероссийской конференции молодых ученых «Биосфера Земли: прошлое, настоящее и будущее» (г. Екатеринбург, 2008 г.), Международной конференции «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы» (г. Москва, 2008 г.), Молодежном симпозиуме «Безопасность биосферы» (г. Екатеринбург, 2009 г.), Третьем европейском конгрессе Международной ассоциации радиационной безопасности (Third European IRPA Congress, 2010) (г. Хельсинки, Финляндия, 2010 г.), Международной конференции по химии и окружающей среде-2011 (International Conference on Chemistry and the Environment) (г. Цюрих, Швейцария, 2011 г.), Всероссийской конференции по анализу объектов окружающей среды «ЭКОАНАЛИТИКА-2011» (г. Архангельск, 9 2011 г.), Международной конференции по радиоэкологии и радиоактивности окружающей среды ICRER-2011 (г. Гамильтон, Онтарио, Канада, 2011 г.), XV Международной межвузовской научно-практической конференции молодых ученых, докторантов и аспирантов «Строительство – формирование среды жизнедеятельности» (г. Москва, 2012 г.), VI Международной конференции «ЭКОГИДРОМЕТ-2012» Экологические и гидрометеорологические проблемы больших городов и промышленных зон (г. Санкт-Петербург, 2012 г.), VII Международной научно-практической конференции «Тяжелые металлы и радионуклиды в окружающей среде» (г. Семипалатинск, Казахстан, 2012 г.), Уральской горнопромышленной декаде (г. Екатеринбург, 2014), Российском совещании с международным участием «Геохимия литогенеза» (г. Сыктывкар, 2014 г.). Результаты работы получены при проведении исследований и использованы в научных отчетах по грантам РФФИ № 10-05-96011 «Изучение отложений пониженных участков рельефа как нового объекта мониторинга урбанизированной среды», № 08-08-00101-а «Экспериментальное и модельное изучение поступления и перераспределения Cs-137 в объектах городской экосистемы», в отчете по научному проекту молодых ученых УрО РАН № 10-2НП-223 «Изучение загрязнения урбанизированной среды тяжелыми металлами на основе анализа загрязнения пониженных участков рельефа», в отчетах работ института по Программе фундаментальных научных исследований государственных академий наук на 2013–2020 г., тема: «Экологические проблемы энергетики, промышленности и урбанизированной среды», номер ГР 01201355015. Результаты работы использованы в научных отчетах Федеральной целевой программы «Научные и научно-педагогические кадры инновационной России» в 2009–2013 гг., Проекта 12-П-2-1042 «Прогноз и оценка экологических последствий техногенных экстремальных ситуаций на объектах энергетики и промышленности» (2012–2014) по Программе Президиума РАН № 4 «Оценка и пути снижения негативных последствий экстремальных природных явлений и 10 техногенных катастроф, включая проблемы ускоренного развития атомной энергетики», Проекта УрО РАН 12-2-4-002-АРКТИКА «Геостатистическое моделирование полей поверхностных загрязнений урбанизированных территорий Крайнего Севера в задачах управления качеством среды обитания» (2012–2014), а также вошли в отчет Уральского отделения РАН за 2011 г. Публикации. По теме диссертации опубликовано 20 печатных работ, включая 5 статей в рецензируемых журналах из списка ВАК. Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, пяти глав и заключения, списка сокращений и условных обозначений, списка литературы, включающего 149 наименований, и двух приложений. Общий объем составляет 141 страницу машинописного текста, содержит 83 рисунка, 25 таблиц. Благодарности. Автор выражает искреннюю благодарность заместителю директора ИПЭ УрО РАН канд. физ.-мат. наук И.В. Ярмошенко и заведующему радиационной лабораторией ИПЭ УрО РАН канд. физ.-мат. наук А.А. Екидину за высококвалифицированные консультации и доброжелательное отношение на всех этапах работы; своим коллегам, соавторам, коллективу радиационной лаборатории и химико-аналитического центра ИПЭ УрО РАН за поддержку при выполнении работы; докт. геолого-минерал. наук, профессору кафедры гидрогеологии, инженерной геологии и геоэкологии О. Н. Грязнову за ценные замечания и предложения; докт. геолого-минерал. наук, профессору кафедры геологии и защиты в чрезвычайных ситуациях С. Г. Паняку за глубокий анализ и конструктивную критику. 11 ГЛАВА 1. УРБАНИЗИРОВАННАЯ СРЕДА И ПРОБЛЕМЫ ЕЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ 1.1. Особенности урбанизированной среды и ее экологического состояния Значительная доля экосистем планеты в результате производственной деятельности была изменена человеком и образовала антропосферу с отличным от природной среды характером регуляции и управления [1–5]. Одной из экосистем антропосферы является урбанизированная среда (УС). Мегаполисы и города стали основной средой обитания человека [6–12]. Интенсивное культурное и социоэкономическое развитие, промышленный рост городов сопровождаются увеличением воздействия на окружающую среду (ОС) [12–16]. Наиболее острыми экологическими проблемами УС являются: - миграция и концентрация населения, снижение качества среды обитания; - потеря плодородных и перевод сельскохозяйственных и лесных земель в пользование городов, оседание грунта, эрозия почв, обезлесивание; - загрязнение компонентов ОС (атмосферный воздух, поверхностные и подземные воды, почва) и угроза здоровью населения; - утрата, сокращение и снижение качества рекреационных зон; - образование отходов производства и потребления; - осложнение санитарно-гигиенической и эпидемиологической обстановки [5, 6, 9, 10, 13]. В настоящее время сформировался комплексный подход к оценке экологического состояния городских территорий. В основе такого подхода лежит планировка городских территорий [17–19]. В соответствии с № 7-ФЗ «Об охране окружающей среды» качество ОС обеспечивается при помощи установленных нормативов, например таких, как ПДК и ОДК загрязнителей для почвы, установление санитарно-защитных зон (СЗЗ) для охраны атмосферного воздуха и защиты здоровья человека от вредных воздействий выбросов со стационарных источников, учета источников сбросов загрязняющих веществ в воды [20–26]. 12 Исследования загрязнения урбанизированной среды г. Екатеринбурга тяжелыми металлами выполнялись в разные годы специалистами разных научных коллективов. Исследованиям состояния окружающей среды г. Екатеринбурга и его отдельных районов посвящены работы О. М. Гуман, О. Н. Грязнова, А. Б. Макарова, А. В. Захарова, Э. Ф. Емлина, Н. Н. Панина, В. А. Терешкова, В. Н. Турченко, О. С. Наумовой, Н. С. Баторской, В. Н. Огородникова, О. Г. Бекшенева, С. В. Залесова, Е. В. Колтунова, И. В Абатуровой и др. Изучалось как экологическое состояние отдельных компонентов окружающей среды (атмосферный воздух, почва, снежный покров, донные отложения водоемов), так и экологическое состояние города. В результате были получены распределения тяжелых металлов в различных средах, оценены фоновые концентрации, изучена радиационная обстановка. В то же время изучение современных антропогенных отложений на селитебных территориях города осталось за рамками исследований. 1.2. Загрязнение урбанизированной среды тяжелыми металлами Одним из важных и значимых загрязнителей УС являются тяжелые металлы (ТМ). Техногенное поступление ТМ обусловлено работой карьеров и шахт по добыче полиметаллических руд, электростанций на ископаемом топливе, сжиганием отходов, металлургией и металлообработкой, автотранспортом, использованием минеральных и органических удобрений, сбросом сточных вод [2, 15, 16, 27–31]. Для человека они опасны своей биологической активностью и токсическими свойствами [15, 16, 32, 33]. На локальный уровень загрязнения ТМ существенно влияют нестационарные, низко расположенные и мелкие источники загрязнения. В городской среде это выхлопы, продукты износа рабочих поверхностей, деталей, шин автотранспорта [2, 15], стоки ливневой канализации [7, 8, 10, 34–38]. По результатам обзора литературы, современной тенденцией является изучение атмосферных сточных вод в качестве превалирующего распределенного 13 источника вторичного загрязнения компонентов урбанизированной среды [37– 39]. 1.3. Миграция тяжелых металлов в городской среде Воздушные массы в масштабе города рассматриваются в качестве основной среды, транспортирующей загрязнение. Поведение ТМ определяется комплексом физико-химических процессов. В атмосферном воздухе ТМ находятся в форме органических и неорганических соединений, могут быть сорбированы на твердых частицах, в виде пыли и аэрозолей, растворимых соединений. Рассеяние и миграция металлов зависят от размеров частиц, свойств поверхности, на которую они выпадают. По мере удаления от источника загрязнения наиболее крупные частицы оседают, устанавливаются соотношения между растворимой и нерастворимой формами. Аэрозольные загрязнения и твердые частицы удаляются из атмосферы путем естественных процессов самоочищения, с жидкими и твердыми атмосферными осадками, в виде сухих выпадений. ТМ выпадают и могут депонироваться на поверхностях (крыши зданий, грунт, почва, тротуары, дороги, трава, листва деревьев, поверхность водоемов и др.), переноситься ветром, смываться дождевыми водами. Влияние на перераспределение загрязнения оказывают естественные особенности ландшафта (рельеф, роза ветров) и антропогенные факторы (планировка, уборка территории). 1.4. Поверхностный сток дождевых вод в городе как механизм переноса загрязнения В литературе атмосферные сточные воды рассматриваются в качестве одного из основных механизмов миграции и распределенного источника загрязнения селитебных территорий [7–10, 37–41]. Отмечается, что объем атмосферных сточных вод в водосборах в УС до 16 раз выше, чем в естественных водосборах той же площади, что обусловлено наличием большого числа водонепроницаемых поверхностей и отсутствием инфильтрации. Это приводит, в свою очередь, к увеличению объема загрязняющих веществ в атмосферных 14 сточных водах [42]. Основной вклад в загрязнение сточных вод в УС происходит в непромышленных зонах с интенсивным автомобильным движением. Основными загрязнителями являются: пыль, продукты износа шин, тормозных колодок, коррозии деталей двигателя, фекалии домашних животных, птичий помет, листья и др. [43–52]. Источником загрязнения могут быть различные окрашенные поверхности зданий вследствие вымывания с них загрязняющих веществ [15, 48, 53, 54]. Поведение загрязнителей в сточных водах зависит от свойств материалов поверхностей, интенсивности выпадающих осадков. Механизм переноса атмосферных сточных вод и проблемы, связанные с переносом загрязнения, достаточно хорошо изучены [32, 43, 45, 55–62]. Организация стока дождевых и талых вод осуществляется с помощью системы городской водосточной сети, водосборные поверхности которой могут содержать участки зеленых зон, почвы, грунта, песка, гравия, пористых материалов [47, 57– 61]. Почвы уменьшают количество загрязняющих веществ, переносимых сточными водами [63, 64]. 1.5. Методы эколого-геохимических исследований урбанизированной среды Методы геохимических исследований УС подробно описаны в работах [7– 10, 14]. Они представляют синхронизированных и собой территориально комплекс взаимосвязанных, совмещенных исследований, включающих выявление и количественную оценку источников загрязнения; прослеживание окружающей распространения среды с загрязняющих оценкой их веществ состояния и в компонентах пространственной дифференциации; определение экологических последствий для человека и биоты. По Н.С. Касимову [8], комплексная эколого-геохимическая оценка города состоит из нескольких основных этапов. 1. Оценка геохимического фона территории. 2. Оценка природных условий города с точки зрения устойчивости и факторов загрязнения и самоочищения ландшафтов. 3. Эколого-геохимический анализ городской среды, который включает: 15 а) инвентаризацию источников загрязнения; б) изучение распределения загрязняющих веществ в компонентах городского ландшафта; в) исследование взаимосвязей между компонентами городских ландшафтов, техногенных потоков поллютантов на территории города; г) изучение техногенной геохимической трансформации среды. Опробование компонентов ОС проводится с целью получения данных о составе и особенностях загрязняющих веществ и является основным инструментом в эколого-геохимических исследованиях. Косвенная оценка загрязнения отдельных компонентов ОС проводится при анализе загрязнения депонирующих сред УС (почва, снежный покров, донные отложения водных объектов, различные типы современных антропогенных отложений) и является дополнительным методом получения геохимической информации или основным при невозможности проведения прямого опробования компонентов ОС [7–10]. Важным и значимым инструментом для получения геохимических данных являются регулярные наблюдения за состоянием ОС, экологический мониторинг (ЭМ) с оценкой, анализом и прогнозом состояния среды [10, 20, 65, 66]. Полученная геохимическая информация по распределению загрязняющих веществ в опробованных компонентах ОС анализируется с применением различных методов математического и картографического моделирования в зависимости от поставленных задач. 1.6. Почва, атмосферный воздух, снежный покров, водные объекты и депонирующие среды как индикаторы состояния урбанизированной среды По почвам определяют источники и уровни загрязнения, пространственную и временную вариабельность загрязнения, проводят оценку возможных последствий, экспозиции и экологического риска для населения [15, 67–70]. В системе Росгидромета литохимические исследования в городах носят экспедиционный характер и выполняются в соответствии с требованиями ГОСТа 17.4.4.02-84 на определенных площадях по регулярной сети опробования, обычно 16 раз в несколько лет (пять или десять) [71–73]. Отбор проб почвы проводят на пробных площадках в жилых и производственных районах, в рекреационных зонах, парках, садах, лесопарковых зонах, придорожных зонах, на газонах. Фоновые пробы отбираются на удалении от города. Процедура отбора проб почвы предусматривает отбор на каждой площадке почвенных кернов методом конверта или треугольника, пробы из которых смешиваются в интегральную пробу. Сложность опробования и оценки загрязнения почв в городах состоит в том, что почвы антропогенно трансформированы и постоянно претерпевают перераспределение в результате эксплуатации грунта [74–78]. Городские почвы представлены природными и насыпными почвами. Природные почвы характерны для ландшафтно-рекреационных зон. Насыпные представляют собой смесь различных типов почв, содержат значительное количество гумуса, посторонних включений, бытовой и строительный мусор, отходы, золу, шлак, асфальт, органические материалы и включения материнской породы, отличаются высокой дренажностью и слабой водоудерживающей способностью [74–77]. Почвы в городах имеют склонность к уплотнению, модифицирующему их естественные свойства и ограничивающему инфильтрацию атмосферных сточных вод. «Культурный слой», сформированный из остатков зданий, сооружений, бытового и строительного мусора, препятствует инфильтрации атмосферных сточных вод в грунтовые [79, 80]. Следствием уплотнения являются увеличение количества и скорости стока, загрязняющих веществ в стоке дождевых вод, образование заболоченных мест и областей застоя, микроводоемов (луж), активизация эрозионных процессов в неуплотненных почвах [47, 74, 81], уменьшение поступления воды к растениям и зеленым зонам. Основной недостаток почвенной съемки в городе состоит в низкой репрезентативности отобранных проб почвы на единичной площадке [80, 82–84]. Обзор исследований почв позволяет категоризировать основные источники неопределенности, возникающие на стадии опробования почвы [82–85]: 17 - пространственная и временная неоднородность распределения элементов в почвенной матрице; - ряд внешних и внутренних факторов действующих в окружающей среде, таких как: выветривание, наличие стоков и дренажа; - неоднородность физических свойств материала материнских пород; - антропогенные факторы, вызывающие перераспределение почвенного материала. Для геохимической оценки и интерпретации результатов опробования почв и грунтов на территориях кварталов и жилых районов необходимо иметь данные о времени формирования и залегания грунта. Различные участки одного и того же двора могут быть сформированы в периоды с разницей в несколько десятков лет. Процессы миграции загрязнения обусловлены переносом растворимой формы загрязнителя и эрозией поверхностного слоя почвы, что значительно увеличивает неопределенность полученных результатов. Опробование атмосферного воздуха населенных пунктов проводится по специальным программам со стационарных, маршрутных и передвижных (подфакельных) постов. В населенных пунктах со сложным рельефом и большим числом источников устанавливают один стационарный пост на каждые 5 – 10 км2 [86], в различных функциональных зонах города, вблизи автомагистралей с большой интенсивностью движения автотранспорта [73]. Снежный покров является депонирующей средой и несет информацию об атмосферных выпадениях, косвенном поступлении тяжелых металлов в поверхностные воды и почву [86]. Послойный отбор проб снега дает достаточно убедительные данные о загрязнении в период от образования устойчивого снежного покрова до момента отбора пробы. Содержание загрязняющих веществ в снежном покрове – интегральный показатель загрязненности атмосферы на территориях, характеризующихся наличием устойчивого снежного покрова в течение длительного времени. Снег более эффективно, чем дождевые осадки, выводит из атмосферы твердые примеси, аккумулирует пыль. 18 В ряде стран мониторинг атмосферных сточных вод включен в программу наблюдений за состоянием ОС городов [37 – 39, 41, 42]. Изучается миграция дорожной пыли, аэрозольных частиц, загрязняющих веществ в водотоке, химические свойства и состав сточных вод, влияние антропогенной деятельности, климатических условий на перераспределение и поведение поллютантов, происхождение загрязнения сточных вод в городе, проводится определение источников загрязнения [42, 46, 87]. Однако до сих пор не существует однозначного подхода к оценке загрязнения атмосферных сточных вод; оно зачастую не поддается количественной оценке или варьируется в широких пределах [48, 61, 88]. Сложности вызваны тем, что отобранные пробы дождевой воды не могут в достаточной мере дать представление о происхождении загрязнения. Не ясно, был ли источником загрязнения дождь или загрязнитель был смыт с какой-либо поверхности. Содержание загрязнителей в атмосферных водах во время дождя меняется от раза к разу. Для уменьшения нестационарного загрязнения территорий от атмосферными сточными водами в УС используют ряд способов [38, 89–92]. Важнейшей мерой является городская планировка; ее основная задача – избежать заниженных бессточных мест, поэтому территория кварталов с внутриквартальными и микрорайонными проездами проектируется с учетом сбросных лотков ливневой канализации прилегающих улиц и проезжих частей. Уменьшить поверхностный сток и количество загрязняющих веществ в атмосферных осадках позволяют и специальные способы обработки почв, например, мульчирование. Специальные тротуарные покрытия, пористые материалы используются для увеличения скорости инфильтрации [37–39, 43, 47, 93]. «Зеленые крыши» с растительностью уменьшают количество сточных вод и загрязнение воздуха, способствуют поддержанию гидрологического баланса, локального температурного режима и режима влажности воздуха, аккумуляции загрязнения [94, 95]. Зеленые зоны, газоны и лужайки уменьшают объем сточных вод, эрозию почв, количество загрязнений, мигрирующих с дождевыми водами, увеличивают инфильтрацию атмосферных вод в грунтовые воды и почву [17, 96, 19 97]. Уборка территорий производится для уменьшения нестационарного загрязнения [89–92]. В последние десятилетия с целью получения дополнительной информации о перераспределении загрязняющих веществ изучают такие компоненты УС, как донные отложения водоемов, дорожную и уличную пыль, отложения с дорожных покрытий, отложения лотков и коллекторов ливневой канализации, «культурные слои» [15, 45, 46, 60, 67, 68, 98–100]. Увеличение количества пыли, взвешенных частиц в результате выбросов предприятий, разрушения и износа частей зданий, крыш, строительных конструкций, атмосферного переноса продуктов износа рабочих поверхностей, деталей, шин автомобилей приводит к увеличению количества осадочного материала в УС [15, 42, 60, 68, 99, 101, 102]. Современные природно-антропогенные геологические процессы и явления, эрозия почв и грунтов, инженерно-хозяйственная деятельность приводят к постоянному перераспределению и аккумуляции осадочного материала в локальных депо концентрирования. Осадочный материал может иметь как литогенное происхождение, так и не быть связанным с грунтами. Антропогенный геологической литогенез истории Земли (образование отложений, наиболее связанных с молодых в хозяйственной деятельностью человека) в УС на основе классификации современных геологических процессов охарактеризован как субаэральный (поверхностный) процесс образования осадков в работах Ф. В. Котлова [11, 103, 104] и С. А. Несмеянова [105]. Искусственные факторы, вызывающие процессы и явления литогенеза и способствующие их развитию: накопление строительных отходов, устройство земляных сооружений, нарушение стока атмосферных вод. В седиментации непосредственную роль играют гидрогенные процессы, вызванные нарушением стока атмосферных вод, эрозия почв и грунтов в жилых кварталах и микрорайонах. происхождение. Осадконакопление С одной в стороны, УС это имеет природно-техногенное процесс гравитационного субгоризонтального переноса частиц вследствие естественных особенностей формирования ландшафта, с другой – техногенных процессов. Ландшафт в 20 урбанизированной среде формируется в результате мероприятий по застройке и планировке территории. Седиментация начинается в тот момент, когда микроландшафт городской среды был создан и продолжается все время его существования. Современные антропогенные отложения урбанизированной среды можно классифицировать как самостоятельный частный генетический подтип техногенных отложений. Это вид геохимических фаций (ловушек), барьеров урбанизированной среды [7, 8, 10, 11, 103–108]. Эти отложения являются самым молодым слоем в техногенной формации, отражают экологическую обстановку и ее изменение [7, 8, 10, 11, 105]. В работах Н. С. Касимова упоминается о возможности использования современных антропогенных отложений в качестве компонента опробования при проведении эколого-геохимических исследований городских территорий. Донные отложения водоемов, дорожная пыль, отложения с различных поверхностей, отложения ливневой канализации имеют общий генезис. Частицы отложений включают: продукты износа автомобильных частей, двигателя, шин, тормозных колодок, взвешенные и аэрозольные частицы, частицы почвы, асфальта, дорожных покрытий, мусор, нефтепродукты, тяжелые металлы, органические и неорганические субстанции, твердые, сухие атмосферные выпадения, пыль. Поверхностные отложения в УС представляют собой многокомпонентную смесь, которая концентрируется на поверхностях и легко переносится атмосферными сточными водами [15, 46, 67, 68, 99, 101, 102]. В качестве современных отложений рассматриваются отложения микроводоемов, образующихся в локальных понижениях микрорельефа, попросту отложения из луж на селитебных территориях в урбанизированной среде [109–113]. Перенос загрязняющих веществ в отложения осуществляется в растворимой фазе по участкам площади водосбора с последующей сорбцией на частицах отложений. При переносе через грунт некоторое количество поллютанта может быть сорбировано на частицах грунта и десорбировано с их поверхности или рассеяно внутри пор. Важной особенностью отложений является интегрирование 21 загрязнения по пространству, которое обеспечивается сбором седиментационного материала с разных участков поверхности [42, 60, 67, 96, 102]. Роль современных отложений в перераспределении загрязнения в УС может быть представлена на рис. 1, где показаны миграционные потоки поллютантов и их взаимодействие с человеком и биотой. Источник загрязнения Окружающая среда λ01 Компонент 1 С1 E1 λ12 λ21 Компонент 2, С2 E2 λ23 Компонент 3, С3 E3 Человек, биота Рис. 1. Миграционные потоки загрязняющих веществ в урбанизированной окружающей среде, а также их взаимодействие с человеком и биотой Первоначально загрязнению подвергается один из компонентов ОС (компонент 1), например атмосфера, скорость загрязнения атмосферы λ01, концентрация загрязнителя С1. Затем в результате миграции происходит загрязнение почвы (компонент 2) со скоростью λ12, концентрация загрязняющего вещества С2. Вместе с тем имеет место перераспределение загрязняющих веществ между компонентами ОС: в системе почва–атмосфера скорость λ21 определяет перенос загрязняющих веществ из почвы в атмосферу в результате процессов дефляции. Конечным депо концентрирования загрязняющих веществ в результате перераспределения является компонент 3, концентрация загрязняющих веществ в отложениях – С3. Поступление загрязняющих веществ в отложения происходит со скоростью λ23. Особенностью компонента 3 является концентрирование в нем загрязняющих веществ, а также отсутствие обратного переноса в компонент 2. Воздействие загрязняющих веществ на человека описывается экспозицией E в результате загрязнения каждого из компонентов, причем в случае рассмотрения системы атмосфера–почва–отложения справедливо соотношение E1>E2>E3. УС 22 характеризуется как повышенной скоростью техногенного загрязнения λ01, так и высокими уровнями экспозиции. Выводы 1. При развитии комплексного подхода к оценке экологического состояния городских территорий необходимо учитывать перераспределение поллютантов между компонентами окружающей среды. Изучение загрязнения отдельных компонентов городского ландшафта (почва, снег, атмосферные выпадения, донные отложения водоемов) не дает максимально полной картины перераспределения загрязнения в крупном мегаполисе. Использующиеся подходы имеют ряд проблем. При изучении загрязнения атмосферного воздуха определяется содержание поллютантов в конкретный момент времени. В конкретной точке пространства оно зависит не только от мощности выброса, но и от погодно-климатических условий и ряда других факторов. Получение оценки среднегодового значения концентрации требует очень большого количества данных. Оценка распределения загрязнения по территории в этом случае весьма затруднительна, а локальные загрязнения остаются не охваченными наблюдениями. Загрязнение снега характеризует только непродолжительный период времени в году – несколько месяцев, относящихся к сезону устойчивого снежного покрова. Содержание загрязнителей в почве, кроме мощности выпадений, зависит от миграционных процессов в окружающей среде и от времени формирования поверхности, исходного состава, трансформаций и режима «эксплуатации» грунта. 2. Использование в эколого-геохимических исследованиях современных антропогенных отложений как компонента окружающей среды, участвующего в миграции и накоплении загрязняющих веществ, дополняет понимание механизмов перераспределения поллютантов в городских ландшафтах. 3. Для проведения интегральной оценки загрязнения жилых районов города требуется разработка такого подхода, который учитывал бы как неравномерность времени формирования ландшафта в пределах изучаемой территории, так и миграционные потоки поллютантов. 23 ГЛАВА 2. МЕТОДОЛОГИЯ ИССЛЕДОВАНИЙ Методы эколого-геохимических исследований, изложенные в 1.5, были адаптированы для проведения настоящей работы. Целью работы было исследование отложений пониженных участков микрорельефа для оценки экологического состояния урбанизированной среды г. Екатеринбурга и совершенствование методологии эколого-геохимических исследований городских территорий. Основное содержание исследований сводилось к следующему: • оценка геохимического фона и природных условий города с точки зрения факторов загрязнения селитебных территорий; • эколого-геохимический анализ селитебных территорий: а) инвентаризация основных источников загрязнения районов города; б) изучение распределения загрязняющих веществ в отложениях пониженных участков микрорельефа на основе опробования; в) исследование взаимосвязей между загрязнением почвы, атмосферного воздуха и отложений пониженных участков микрорельефа на селитебных территориях; • анализ полученной информации. 2.1. Характеристика объекта исследований – отложений пониженных участков микрорельефа Антропогенные селитебных отложения территорий охарактеризованы как в локальных урбанизированных вид наземных понижениях зон [109–114] поверхностных микрорельефа могут грунтовых быть фаций. Техногенные процессы, недостаточное внимание к вопросам планировки при застройке селитебных территорий, отсутствие и нарушение стока атмосферных осадков приводят к аккумуляции седиментационного материала в локальных понижениях микрорельефа. Пониженный участок микрорельефа имеет поверхность (площадь) водосбора, в которую входят крыши прилегающих зданий, грунты, асфальт, озелененные участки дворовых территорий с газонами, 24 кустарниками, деревьями, детскими площадками. Осадочный материал сносится главным образом водотоком частиц с площади водосбора. На частицах происходит сорбция поллютантов. Основным механизмом формирования отложений является поверхностный сток атмосферных осадков. Меньше материала вносится ветром, при размыве областей площади водосбора и механическим способом (на колесах автотранспорта, при проведении уборки территории и т.п.). Отложения отличаются дисперсным составом от грунтов поверхности водосбора, твердый материал отложений состоит из частиц почвы, песка, торфа, перегнивших растений, посторонних включений (бытового и строительного мусора). Антропогенно трансформированные грунты способствуют осадкообразованию и препятствуют инфильтрации атмосферных сточных вод в грунтовые воды. Мощность отложений изменчива в связи с постоянно происходящими естественными и антропогенными процессами и явлениями, обуславливающими перераспределение седиментационного материала. К этим процессам относятся: эрозия почв, разрушение и износ стен и крыш зданий, строительных конструкций; мероприятия по планировке территории; организация спланированных водотоков атмосферных сточных вод; уборка; наличие антропогенно трансформированных грунтов и «культурного слоя». Максимальные мощности характерны для понижений микрорельефа, имеющих следующие особенности: отложения не перемещались при уборке территории; достаточно давно был сформирован урбанизированный ландшафт; водосбор имеет максимальные уклоны и площадь. В качестве характеристик отложений возможно рассматривать их площадь, массу (или объем) и возраст поверхности водосбора. Мощность отложений связана с их массой, площадью локальной пониженной области микрорельефа, площадью водосбора, частотой и качеством уборки. Важную роль в образовании отложений играет возраст основной застройки территорий и искусственных грунтов. На содержание поллютантов в отложениях может оказывать влияние наличие различных типов поверхностей в водосборе (грунт, крыши с различными кровельными материалами, асфальт, зеленые зоны, газоны). 25 По проведенным оценкам, в жилых кварталах в г. Екатеринбурге в 1 м2 отложений с мощностью 5 см содержится около 50 кг седиментационного материала. Площадь водосбора составляет 100–15000 м2 (в том числе 50–80 % грунт, 20–50 % крыши домов), масса отложений – 50–1500 кг, мощность – в среднем 5 см. Максимальные мощности отложений достигать 20 см. В зависимости от массы отложений предлагается различать следующие их типы (табл. 1): Таблица 1. Типы отложений в зависимости от их массы Тип Масса, кг Площадь, м2 Малый <500 <10 Средний 500–750 10–15 Крупный >750 >15 На рис. 2 представлен космический снимок дворовой территории из электронного ресурса Google Планета Земля, на которой располагалась одна из площадок отбора отложений в г. Екатеринбурге. Проба отложений № 34 была отобрана в Юго-Западном районе в 50 м от проезжей части ул. Ясной. Двор и площадка отбора отложений являются типичными для г. Екатеринбурга. Квартал был застроен во второй половине ХХ в., однако находится участок с точечной застройкой (характерной для конца ХХ – начала ХХI в.). Двор имеет внутридворовые проезды, в центре двора располагаются спортивная и детская площадки. Следов проведения земляных работ не наблюдается. Внутридворовые проезды располагаются выше зеленых зон и газонов. Двор не имеет внутридворовой (внутриквартальной) системы водоотведения атмосферных сточных вод. Локальное понижение микрорельефа во дворе образовалось между спортивной и детской площадками. Поверхность водосбора локальной пониженной области микрорельефа включает крыши близлежащих домов, асфальт, внутридворовые проезды, зеленые зоны. Близлежащие дома построены в разные периоды времени, поэтому грунты на дворовой территории формировались в разное время. Площадь двора составляет примерно 10 000 м2, из 26 них примерно 7 000 м2 составляют зеленые зоны, газоны, примерно 1000 м2 зоны без растительности и асфальт, примерно 2000 м2 – крыши. Весь двор является площадью водосбора пониженного участка микрорельефа. Площадь отложений составляет около 15 м2 и мощность – до 5 см. Отложения можно отнести к малому типу. Рис. 2. Космический снимок дворовой территории из электронного ресурса Google Планета Земля, на которой располагалась пробная площадка (в 1 см 32 м) На рис. 3 представлена схема образования отложений в пониженном участке микрорельефа. Техногенные грунты Т1 и Т2 сформированы в разные периоды времени. 27 Рис. 3. Принципиальная схема образования отложений в локальном понижении микрорельефа Распространение отложений в локальных понижениях микрорельефа на селитебных территориях в г. Екатеринбурге показано на фотоснимках в приложении 1. 2.2. Способ отбора образцов отложений Отбор образцов отложений проводился в полевые сезоны 2007–2010 гг. в жилых районах на территории г. Екатеринбурга. Был разработан специальный способ опробования. Оно проводилось в выборке дворов, кварталов на селитебных территориях, в районах города с многоэтажной жилой застройкой, по нерегулярной сетке. Пониженные участки микрорельефа выбирались оператором при проведении рекогносцировочного обследования. Характеристики площадей водосбора локальных пониженных участков микрорельефа были аналогичными для всех объектов в данном микрорайоне – 28 растительный покров и зеленые зоны, уклоны, наличие крыш домов, асфальта на площади водосбора. Идентификация понижения микрорельефа осуществлялась по его основной характерной особенности – существованию в нем микроводоема (лужи). Оценивался объем отложений, площадь водосбора, площадь локального пониженного участка микрорельефа, перепад высот (наличие уклонов в водосборе), соотношение площади водосбора с площадью локального пониженного участка, доля в поверхности водосбора зон грунта, крыши и асфальта и т.п. При выборе пробной площадки учитывалось влияние на процессы миграции загрязняющих веществ уборки территории, наличия спланированных водотоков и крыш зданий. Записывалась в полевой журнал дата отбора, номер пробной площадки, ее координаты с привязкой по адресу и отметкой на карте города. Пробная площадка очищалась от мусора, камней и травы. Отложения отбирались из верхнего 5-сантиметрового горизонта пластиковым совком. Масса отобранной пробы составляла 1,0–1,5 кг. Проводилось ситуационное описание места отбора, описание опробованного объекта, фотодокументирование. Для образца отложений подготавливалась индивидуальная бирка с кодом. Пробы с индивидуальными бирками укладывались в отдельные пакеты и транспортировались в лабораторию [110–114]. 2.3. Подготовка отложений к радиометрическому и химическому анализу Из доставленных в лабораторию образцов удалялись крупные корни, посторонние включения (стекло, пластмасса и т.п.). Пробы просушивались до воздушно-сухого состояния. Высушенная проба взвешивалась, измельчалась, просеивалась через сито с отверстиями диаметром 1 мм, перемешивалась. Часть пробы до получения итогового объема 1–1,5 л отделялась. Подготовка образцов отложений проводилась согласно ГОСТ 17.4.4.02-84 «Методы отбора и подготовки проб для химического, бактериологического, гельминтологического анализа» [71]. 29 Для определения валового содержания ТМ из просеянной пробы отбиралась представительная навеска массой около 20 г. Для определения уровня кислотности из просеянной пробы отбиралась навеска массой около 30 г [115]. 2.4. Методы инструментальных испытаний 2.4.1.Определение удельной активности радионуклида Cs-137 Измерение УА Cs-137 в образцах отложений проводилось на стационарном гамма-радиометре РКГ–АТ1320 с детектором γ-излучения сцинтилляционного типа на основе кристалла NaI(Tl) 63 х 63 мм. Радиометр обеспечивает регистрацию гамма-излучения в диапазоне энергий от 50 до 3000 кэВ и запись в память 499 измеряемых спектров. Радиометр определяет УА по энергетическим окнам для радионуклидов: Cs-137 (662 кэВ), K-40 (1461 кэВ), Ra-226 (1764 кэВ) и Th-232 (2615 кэВ). Пределы допускаемой основной относительной погрешности измерения активности радионуклидов не превышают ±20%. Набор количества импульсов каждого образца продолжался не менее трех часов. Измерения проводились в аккредитованной лаборатории радиационного контроля ИПЭ УрО РАН. 2.4.2. Определение концентраций металлов и уровня кислотности Определение содержания металлов в образцах отложений проводилось согласно «Методике выполнения измерений содержания металлов в твердых объектах методом спектрометрии с индуктивно-связанной плазмой ПНД Ф 16.1:2.3:3.11-98» [116]. Пробы проходили специальную процедуру подготовки для проведения анализа методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной аргоновой плазмой. Твердый материал пробы переводили в раствор. Навеска пробы (до 1 г) помещалась в тефлоновый сосуд. Затем в сосуд добавляли HNO3 (20 мл) и HF (10 мл), содержимое сосуда перемешивали. Сосуд нагревали до 95 ºС. В сосуд добавляли концентрированную HClO4, раствор нагревали до тех пор, пока не исчезал дым от HClO4, и затем оставляли остывать. Остывшие образцы выщелачивались НСl (20 мл) с молярной концентрацией 6 моль/л в течение 30 минут при слабом нагреве. После охлаждения раствор переливали из 30 тефлонового сосуда в мерную колбу (100 мл), туда доливали дистиллированную воду и до отметки 100 мл, содержимое колбы перемешивали. Холостой раствор готовили из тех же реагентов и в том же количестве, что и основная проба. Анализируемые растворы проб, приготовленные при помощи перистальтического насоса, подавались в распылительную камеру масс-спектрометра. Устанавливался оптимальный режим регистрации масс-спектров и измерений в соответствии с рекомендациями инструкции по эксплуатации прибора. Определение содержания металлов в образцах проводилось на масс-спектрометре ELAN 9000. Определение кислотности образцов проводилось согласно ГОСТ 26423-85c «Почвы. Методы определения удельной электрической проводимости, pH и плотного остатка водной вытяжки» [115]. При измерении рН суммарная погрешность метода составляла 0,1 единицы рН. Сущность метода заключается в извлечении водорастворимых солей из отложений дистиллированной водой при отношении отложений к воде 1:5 и определении pH с помощью рН-метра. Пробу на анализ отбирали ложкой, предварительно перемешав отложения на всю глубину. Из пакета пробу высыпали на ровную поверхность, тщательно перемешивали и распределяли слоем толщиной не более 1 см. Навеску пробы массой 30 г на анализ отбирали не менее чем из пяти мест. Навеску пробы массой 30 г помещали в коническую колбу, затем приливали дозатором 150 см3 дистиллированной воды. Навеску пробы с водой перемешивали в течение 3 мин. на взбалтывателе и оставляли на 5 мин для отстаивания. Часть получившейся суспензии объемом 15–20 см3 сливали в химический стакан вместимостью 50 см3 и использовали для измерения рН. Определение кислотности проводилось с помощью иономера И-160М [115]. Настройку рН-метра проводили по трем буферным растворам с рН 4,01, 6,80 и 9,18, приготовленным из стандарт-титров. Показания прибора считывали не ранее чем через 1,5 мин. после погружения электродов в измеряемую среду, после прекращения дрейфа измерительного прибора. Измерения аккредитованной химической лаборатории ИПЭ УрО РАН. проведены в 31 2.4.3. Определение гранулометрического состава отложений Гранулометрический микрорельефа определялся состав отложений согласно ГОСТ из пониженных 12536-79 «Грунты. участков Методы лабораторного определения гранулометрического (зернового) и микроагрегатного состава» [117] по весовому содержанию в них частиц различной крупности, выраженному в процентах по отношению к весу сухой пробы, взятой для анализа. Пробы отложений для разделения на фракции подготавливали растиранием для выделения частиц размером более 0,1 мм. Для определения гранулометрического состава брались образцы, высушенные до воздушно-сухого состояния и растертые в фарфоровой ступке пестиком с резиновым наконечником. Вес проб составлял до 1000 г. Проводилось взвешивание проб на технических весах с погрешностью до 0,01 г. Результаты вычисления гранулометрического состава определялись с погрешностью до 0,1%. Разделение на фракции проводилось без промывки водой ситовым методом на ситах с размером отверстий 10; 5; 2; 1; 0,5; 0,25; 0,1 мм. Сита монтировались в колонку, размещались от поддона в порядке увеличения размера отверстий. На верхнее сито надевалась крышка. Проба для анализа отбиралась методом квартования, затем взвешивалась. Взвешенная проба просеивалась сквозь набор сит ручным способом. Фракции, задержавшиеся на ситах, высыпались, начиная с верхнего сита, в ступку и дополнительно растирались пестиком, после чего вновь просеивались. Полноту просеивания фракций проверяли встряхиванием каждого сита над листом бумаги. Если на лист выпадали частицы, то их высыпали на следующее сито; просев продолжали до тех пор, пока на бумагу переставали выпадать частицы. Фракции, задержавшиеся после просеивания на каждом сите и прошедшие в поддон, переносились в заранее взвешенные стаканчики и взвешивались. Вес всех фракций отложений складывали. Потерю отложений при просеивании разносили по всем фракциям пропорционально их весу. Содержание каждой фракции А в % вычисляли по формуле: А= gф g ⋅100% , где gф – вес данной грунта, г; g – вес средней пробы грунта, г. 32 ГЛАВА 3. АНАЛИЗ ДАННЫХ О СОСТОЯНИИ ОКРУЖАЮЩЕЙ СРЕДЫ Г. ЕКАТЕРИНБУРГА 3.1. Характеристика окружающей среды г. Екатеринбурга Екатеринбург расположен в центральной части Евразии на восточном склоне Уральских гор, по берегам реки Исеть. Екатеринбург является административным центром Свердловской области, население города составляет около 1,4 млн человек. Город находится в зоне умеренно-континентального климата с ярко выраженной изменчивостью погодных условий и выраженными сезонами года. Холодный сезон длится обычно около пяти месяцев с ноября по апрель, теплое время года составляет примерно 65–70 дней. Средняя температура января −14 °C, средняя температура июля +19 °C. Линейные размеры города составляют около 25 км с севера на юг и 20 км с запада на восток. Основными источниками загрязнения атмосферы в городе являются предприятия машиностроения электроэнергетики, химии и и металлообработки, нефтехимии, предприятия по металлургии, производству стройматериалов, автомобильный и железнодорожный транспорт. Высокая степень загрязнения воздуха обусловлена расположением города в зоне низкой рассеивающей способности атмосферы. По данным Ежегодника состояния загрязнения атмосферного воздуха на территории деятельности Свердловского УГМС за 2009 г., основной вклад в суммарные выбросы загрязняющих веществ вносят предприятия электроэнергетики (43,1 %) и предприятия по производству машин и оборудования (9,4 %). За последние годы наблюдается тенденция к увеличению выбросов от автотранспорта вследствие увеличения числа автомобилей. Кроме того, при определенных метеоусловиях происходит наложение выбросов предприятий г. Екатеринбурга и расположенных в окрестностях г. Екатеринбурга г. Верхняя Пышма и г. Березовский. Предприятия машиностроения и металлообработки расположены в северной части города, металлургические – в южной и западной. В городе также располагаются три теплоэлектроцентрали (ТЭЦ): на западе, севере и востоке. Через город проходят 33 несколько крупных транспортных магистралей. Число автомобилей в городе составляет примерно 0,3 на человека. Территория Екатеринбурга расположена на восточном склоне Среднего Урала в зоне Восточно-Уральского поднятия, сформированного в результате общей инверсии Уральской эвгеосинклинали и связанных с ней мощных складчатых и разрывных дислокаций, а также внедрения больших масс гранитной магмы в позднепалеозойское время [118–120]. Литогенный субстрат на рассматриваемой территории представлен следующими коренными породами и палеозойскими литологическими комплексами: 1. Каменноугольная система. Нижний отдел. Арамильская толща. Песчаники, гравелиты, конгломераты, алевролиты, сланцы кремнистые, углисто- кремнистые, глинистые, яшмоиды, известняки. 2. Девонская система. Нижний отдел. Медведевская толща. Базальты, андезибазальты порфировые, их туфы, туфопесчаники, кремнистые и углеродисто-кремнистые сланцы, кварциты. 3. Ордовикская система. Средний-верхний отделы. Новоберезовская толща. Базальты афировые, вариолиты, туфопесчаники, туфоалевролиты, туффиты, кремнистые сланцы, зеленые сланцы, кварциты, амфиболиты. Многочисленные интрузии представлены следующими ассоциациями: 1. Верх-Исетский комплекс гранодиорит-гранитовый. Граниты. 2. Монетнинский комплекс габбро-диорит-плагиогранитовый. Габбро. 3. Уктусский комплекс дунит-верлит-клинопироксенитовый. Верлиты, клинопироксениты. 4. Ультраосновные породы нерасчлененные: серпентиниты, тальк-карбонатные породы. Рыхлые четвертичные отложения практически сплошным чехлом перекрывают коренные породы и представлены в основном следующими генетическими типами [118, 120]: • Элювий и делювий. Глины и суглинки с выветрелым щебнем подстилающих пород и редким гравием кварца (до 5 м). 34 • Североуральский надгоризонт; зырянский надгоризонт. Делювий. Суглинки и супеси бурые со слабо выветрелым щебнем местных пород и редким полимиктовым гравием (до 5 м). Распространены они крайне неравномерно. Возраст позднеплейстоценовыйголоценовый. Озерные отложения голоценового возраста развиты в водоемах, представлены торфом, илистыми глинами. Торфяники приурочены к межгрядовым понижениям и межгорным депрессиям. Мощность торфяного слоя редко превышает 1–2 м, иногда достигает 4–6 м. Техногенные голоценовые отложения занимают до 1 процента территории города [118, 120]. Образование их связано со строительной и планировочной деятельностью человека, техногенные отложения начали накапливаться с момента основания города, образуют непрерывный покров на территории города (насыпные грунты), нивелируют природный рельеф [13]. Их мощность может повышаться в депрессиях и уменьшаться на положительных формах исходного рельефа. На почвенно-географической карте Свердловской области Екатеринбург отсутствует, что свидетельствует о преобладании на территории города техногенных грунтов и искусственных почв. В целом Екатеринбург расположен в пределах Березовского почвенного района, где почвообразование протекает на элювиально-делювиальных и делювиальных отложениях. Ведущее место здесь занимают сочетания дерново-подзолистых, болотно-подзолистых и болотных низинных торфяных почв. Доминируют пятнистости дерново-подзолистых почв. Преобладают гидроморфных автоморфные почв почвы составляет (50 %), 35 %. доля полугидроморфных Водно-миграционные и и высотно- экспозиционные факторы являются основными при дифференциации почвенного покрова [120]. Своеобразие субстрата и широкое проявление техногенеза обусловили своеобразие спектра и концентраций тяжелых металлов в пределах территории города. Известные к настоящему времени средние концентрации ТМ в почвах на 35 территории г. Екатеринбурга и средние содержания элементов в почве приведены в табл. 2. Таблица 2. Средние концентрации ТМ в почвах г. Екатеринбурга и средние содержания элементов в почве Элемент Al, г/кг Mn, мг/кг Fe, г/кг Со, мг/кг Ni, мг/кг Cu, мг/кг Zn, мг/кг Pb, мг/кг – Среднее содержание в почве ВерхИсетского района Екатеринбурга [118] – 1204 1180 600 1000 900 1000 – 15,8 70,7 64,7 78,8 22,1 – 18 87 113 121 38,8 – 10 20 25 71 20 46,5 18 58 47 83 16 53,3 23 56 53 68 12 40 8 50 30 90 12 Среднее содержание в почве [118] Кларк по Тейлору [121] Кларк по А. П. Виноградову [121] Кларк земной коры [122–128] Кларк в почве [122– 128] – 80,5 80,7 71 3.2. Анализ данных по загрязнению компонентов окружающей среды г. Екатеринбурга тяжелыми металлами На территории г. Екатеринбурга проводится мониторинг почв, воздуха, снежного покрова. Из фонда данных ГУ «Свердловский центр по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды с региональными функциями» (ГУ «Свердловский ЦГМС-Р») получены данные по мониторингу загрязнения города металлами из Ежегодников загрязнения почв городов Свердловской области токсикантами промышленного происхождения за 1989– 1990, 2000, 2005, 2010 гг., Ежегодников состояния загрязнения атмосферного воздуха на территории деятельности Уральского УГМС за период 1975–2010 гг. 3.2.1. Загрязнение почв Пробы почвы в г. Екатеринбурге отбирались каждые пять лет по нерегулярной сетке на 90 постоянных площадках по одинаковому регламенту (1995, 2000, 2005 и 2010 гг.). Отбор проб почвы осуществлялся радиально относительно источников загрязнения на расстояниях от 0,5 до 10 км. Пробы 36 почвы отбирались вокруг крупных промышленных предприятий, которые являются основными источниками загрязнения: предприятия промзоны «ВИЗ(западная сталь» «Уралмашзавод» часть города); (северная часть комплекс предприятий города); в промзоне предприятия промзоны «Свердлвтормет» (южная часть). Отбор проб проводился в местах ненарушенного грунта, площадки отбора проб располагались в скверах, парках, лесопарковых зонах, на достаточном удалении от селитебных зон. На территориях жилых районов города отбор проб почвы не проводился [72]. В 40 из 90 проб почвы определялось содержание кислоторастворимых, подвижных и водорастворимых форм металлов. Валовая концентрация металла в пробе почвы рассчитывалась как сумма концентраций подвижной, кислоторастворимой и водорастворимой форм. В табл. 3 представлены значения концентраций валовых форм металлов в зависимости от расстояния до источника загрязнения, по данным [72]. В 90 пробах почвы определены концентрации металлов в кислоторастворимой форме. В табл. 4 приведены значения концентраций кислоторастворимых форм металлов в зависимости от расстояния до источника загрязнения, по данным Ежегодника загрязнения почв городов Свердловской области за 2010 г. [72]. Фоновые пробы для г. Екатеринбурга отбирались на площадках, расположенных в 50–60 км в юго-западном направлении за пределами территории города. В фоновых пробах определялись металлы в кислоторастворимой, подвижной, водорастворимой формах. В табл. 5 приведены значения фоновых концентраций валовых форм металлов. Валовое содержание Ni, Zn, Pb, Cu, Fe и Co в почвах в городе превышает концентрации на фоновой площадке. Содержание Mn в почвах в городе находится на уровне фона. Уровень pH фоновых проб составлял 3,2–5,6. 37 Таблица 3. Средние содержания и диапазоны валовых концентраций металлов в почвах в г. Екатеринбурге, мг/кг (40 проб) Расстояние от источника, км Концентрация элемента Pb, мг/кг Mn, мг/кг Ni, мг/кг Cu, мг/кг Zn, мг/кг Co, мг/кг Fe, г/кг Промзона «ВИЗ-сталь» 0–1 1–5 >5 Средняя 60 745 98 138 257 14 22 Средняя 74 614 204 95 223 23 24 Диапазон 32–147 54– 118– 154 363 12–41 18–43 Средняя 61 128 168 27 35 469– 985 808 65–674 162 Промзона «Уралмашзавод» 0–1 1–5 >5 Средняя 75 329 40 81 286 7 13 Средняя 131 683 222 480 207 22 22 Диапазон 24–460 92–392 16–27 16–29 Средняя 91 264 28 24 Диапазон 59–146 99–440 22–34 21–27 73 279 22 23 46– 127– 111 601 19–25 16–33 92 167 22 25 91–375 17–28 19–41 103 174 26 22 67– 111– 166 228 13–36 17–28 192 213 23 23 91–601 7–41 13–43 409– 1569 678 510– 874 81–338 319 118–608 62– 4046 107 87– 118 Промзона «Свердлвтормет» 0–1 1–5 >5 По городу Средняя 80 Диапазон 28–137 Средняя 68 Диапазон 14–131 Средняя 58 Диапазон 31–97 Средняя 87 Диапазон 14–460 650 507– 758 710 511– 1041 674 513– 1160 665 329– 1569 152 90–228 131 38–287 241 51–624 196 38–674 63– 137 46– 4046 38 Таблица 4. Содержание кислоторастворимых форм металлов в почвах в г. Екатеринбурге, мг/кг (90 проб) Расстояние от источника, км (число проб, шт.) Концентрация элемента Pb, мг/кг Mn, мг/кг Ni, мг/кг Cu, мг/кг Zn, мг/кг Co, мг/кг Fe, г/кг Промзона «ВИЗ-сталь» 0 – 1 (9) 1 – 5 (19) >5 (1) Средняя 143 670 128 115 199 19 25 Диапазон 27–418 457–1121 36–210 40–187 79–406 14–25 19–35 Средняя 59 661 192 101 181 22 25 Диапазон 17–143 372–2263 34–668 34–172 56–351 12–38 15–58 Средняя 51 691 153 124 148 26 35 Промзона «Уралмашзавод» 0 – 1 (7) 1 – 5 (23) >5 (3) Средняя 67 873 120 85 196 18 25 Диапазон 24–138 300–1993 38–267 49–123 88–430 6–22 13–35 Средняя 82 649 185 254 184 22 24 Диапазон 14–455 247–1522 78–326 60–3684 59–374 15–43 12–40 Средняя 82 594 296 101 217 26 24 Диапазон 51–134 437–791 109–565 84–112 85–342 22–31 21–27 Промзона «Свердлвтормет» 0 – 1 (9) 1 – 5 (14) >5 (5) По городу (90) Средняя 64 864 121 93 205 21 24 Диапазон 21–121 369–2883 74–214 44–224 83–521 14–25 16–33 Средняя 49 692 175 161 139 23 27 Диапазон 12–112 414–1012 36–557 43–1044 83–306 17–32 19–53 Средняя 49 611 227 94 143 25 22 Диапазон 29–80 454–1093 49–578 65–140 99–178 12–35 17–28 Средняя 73 696 174 148 180 22 25 Диапазон 12–455 247–2883 34–668 34–3684 56–521 6–43 12–58 39 Таблица 5. Фоновые значения концентраций металлов (валовая форма) в почвах г. Екатеринбурга [72] Номер площадки 1 2 3 4 5 Pb 36 36 25 32 28 Mn 1996 1076 1046 864 595 Концентрация, мг/кг Ni Zn Cu 34 131 94 34 122 69 37 149 56 34 100 109 21 98 35 Co 22 19 19 22 12 Fe, г/кг 31 31 29 28 19 3.2.2. Загрязнение атмосферного воздуха Наблюдения за загрязнением атмосферного воздуха в г. Екатеринбурге проводятся на сети из восьми стационарных постов ГУ «Свердловский ЦГМС-Р», с передвижных постов наблюдений не ведется. В зависимости от местоположения посты подразделяются на «городские фоновые» в жилых районах (пост №14), «промышленные» вблизи предприятий (посты № 1, 2, 3, 4, 5, 9) и «авто» вблизи автомагистралей с интенсивным движением транспорта (пост №8). На воздух вблизи постов 1, 3, 4, 9 существенное влияние оказывает автотранспорт [129]. По данным со стационарных постов наблюдения показаны зависимости среднегодовых концентраций Pb, Zn, Ni, Cu, Mn и Fe в атмосферном воздухе от времени наблюдений. Посты объединены в группы по функциональному назначению: «промышленные и авто» (№ 1, 2, 3, 4, 5, 8, 9), и «жилой» (№ 14). Данные по наблюдениям сгруппированы по пятилетним периодам 1985-1990 гг., 1991–1995 гг., 1996–2000 гг., 2001–2005 гг., 2006–2010 гг. Наблюдения на посту № 14 проводились с 1993 г. до 2010 г. На рис. 4 и 5 показана динамика загрязнения атмосферного воздуха Pb на постах: «промышленные и авто» и «жилой». Изменений концентраций Pb в атмосферном воздухе на постах «промышленные и авто» не происходило до 2003 г. (рис. 4). После 2003 г. наблюдается спад поступления Pb. В зоне наблюдения поста «жилой» рост среднегодовых концентраций Pb (рис. 5) происходил до 2003 г., затем произошел резкий спад, который, по-видимому, связан с прекращением использования этилированного бензина в Свердловской 40 области в 2001 г. [130] и принятием Федерального закона о запрете производства и оборота этилированного автомобильного бензина в Российской Федерации [131]. Среднегодовая концентрация Pb, мкг/м3 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 1985 1990 1995 2000 2005 2010 Год Рис. 4. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Pb за период 1985–2010 гг. в зонах наблюдения постов группы «промышленные и авто» Среднегодовая концентрация Pb, мкг/м3 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 1990 1995 2000 Год 2005 2010 Рис. 5. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Pb в зоне наблюдения поста «жилой» за период 1993–2010 гг. 41 На рис. 6 и 7 показана динамика загрязнения атмосферного воздуха Zn в зонах наблюдения постов «промышленные и авто» и поста «жилой». На постах «промышленные и авто» (рис. 6) происходит снижение концентраций Zn со временем почти в два раза. В качестве одной из возможных причин снижения поступления Zn стало снижение сжигания угля в печах и котельных и переход на централизованное отопление. На посту «жилой» (рис. 7) наблюдается двукратный рост концентраций Zn в атмосферном воздухе в период 1993–1995 гг. После 1996 г. происходит снижение среднегодовых концентраций к 2010 г. в полтора раза. Среднегодовая концентрация Zn, мкг/м3 1 0,9 0,8 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 1985 1990 1995 Год 2000 2005 2010 Рис. 6. Динамика загрязнения воздуха Zn за период 1985–2010 гг. на постах «промышленные и авто» На рис. 8 и 9 показана динамика загрязнения атмосферного воздуха Ni в группах постов: «промышленные и авто» и «жилой». На постах «промышленные и авто» в период 1985–1995 гг. происходит рост среднегодовой концентрации Ni в 2,5 раза, в период 1996–2000 гг. наблюдается спад концентрации в три раза, к 2010 г. происходит трехкратный рост концентрации в атмосферном воздухе. На посту наблюдения «жилой» в период 1993–1995 гг. происходит рост среднегодовой концентрации Ni, в период 1996–2000 гг. наблюдается спад концентрации в два раза, к 2010 г. концентрация растет в три раза. 42 Среднегодовая концентрация Zn, мкг/м3 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 1990 2000 Год 1995 2005 2010 Рис. 7. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Zn в зоне наблюдения поста «жилой» за период 1993–2010 гг. Среднегодовая концентрация Ni, мкг/м3 0,18 0,16 0,14 0,12 0,10 0,08 0,06 0,04 0,02 0 1985 1990 1995 2000 2005 2010 Год Рис. 8. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Ni в группе постов «промышленные и авто» за период 1985–1995 гг. 43 Среднегодовая концентрация Ni, мкг/м3 0,08 0,07 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0 1990 1995 2000 Год 2005 2010 Рис. 9. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Ni в группе постов «жилой» за период 1993–2010 гг. На рис. 10 и 11 показана динамика загрязнения атмосферного воздуха Cu в группах постов «промышленные и авто» и «жилой». Среднегодовая концентрация Cu, мкг/м3 0,45 0,4 0,35 0,3 0,25 0,2 0,15 0,1 0,05 0 1985 1990 1995 Год 2000 2005 2010 Рис. 10. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Cu на постах «промышленные и авто» 44 Среднегодовая концентрация Cu, мкг/м3 0,10 0,09 0,08 0,07 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0 1990 1995 2000 Год 2005 2010 Рис. 11. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Cu в группе постов «жилой» за период 1993–2010 гг. Происходит почти двукратное снижение среднегодовой концентрации Cu в атмосферном воздухе на постах «промышленные и авто» в 1985–2010 гг. (рис. 10). На посту «жилой» происходит снижение концентрации Cu к 2005 г., в 2006–2010 гг. не происходит значительного роста концентрации (рис. 11). Динамика загрязнения атмосферного воздуха Mn группе постов «промышленные и авто» и «жилой» показана на рис. 12 и 13 соответственно. В период 1985–1995 гг. концентрация Mn в атмосферном воздухе остается постоянной (рис. 12), в период 1996–2000 гг. происходит почти двукратное снижение концентрации Mn, после чего в период 2000–2010 гг. концентрация металла остается постоянной. В период 1993–2010 гг. происходит почти двукратный рост концентрации Mn в атмосферном воздухе в группе постов «жилой», притом что в группе постов «промышленные и авто» значительного роста концентрации металла в атмосфере не наблюдалось (рис. 13). 45 Среднегодовая концентрация Mn, мкг/м3 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 1985 1990 1995 2000 2005 2010 Год Рис. 12. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Mn в группе постов «промышленные и авто» Среднегодовая концентрация Mn, мкг/м3 0,07 0,06 0,05 0,04 0,03 0,02 0,01 0 1990 1995 2000 Год 2005 2010 Рис. 13. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Mn в группе постов «жилой» На рис. 14 и 15 показана динамика загрязнения атмосферного воздуха Fe на постах «промышленные и авто» и «жилой». 46 Среднегодовая концентрация Fe, мкг/м3 16 14 12 10 8 6 4 2 0 1985 1990 1995 2000 2005 2010 Год Рис. 14. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Fe в районах наблюдения постов «промышленные и авто» Среднегодовая концентрация Fe, мкг/м3 3,5 3 2,5 2 1,5 1 1990 1995 2000 Год 2005 2010 Рис. 15. Динамика загрязнения атмосферного воздуха Fe в группе постов «жилой» Среднегодовые концентрации Fe в атмосферном воздухе в районах наблюдения постов «промышленные и авто» (рис. 14) за период 1985–2010 гг. находятся на уровне 2 мкг/м3. В группе постов «жилой» (рис. 15) к 2010 г. происходит рост 47 среднегодовой концентрации Fe в воздухе в 2,5 раза, в то время как значительного роста концентрации металла в районах наблюдения постов «промышленные и авто» не наблюдается. 3.3. Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области 3.3.1. Анализ данных по мониторингу атмосферных выпадений Cs-137 По литературным данным и с помощью моделирования восстановлены уровни загрязнения Cs-137 Уральского региона за период проведения ядерных испытаний и аварий на предприятиях ядерного топливного цикла. В качестве источников информации использовались: - Государственные доклады «О состоянии окружающей природной среды и влиянии факторов среды обитания на здоровье населения Свердловской области» за период 1994–2010 гг.; - данные по загрязнению Cs-137 естественного и сеяного сена за период 1965– 1987 гг., полученные Свердловской областной ветеринарной радиологической лабораторией [132]; - данные по уровням загрязнения нуклидом Cs-137 северного полушария в период 1945–1984 гг. из отчета НКДАР ООН за 2000 г. [133]. В Государственных докладах «О состоянии окружающей природной среды и влиянии факторов среды обитания на здоровье населения Свердловской области» содержится информация об измерениях концентраций Cs-137 в выпадениях за период 1994–2010 гг. Мониторинг глобальных и техногенных атмосферных выпадений радионуклидов в Свердловской области проводится на стационарных постах наблюдения ГУ «Свердловский ЦГМС-Р» в зонах влияния предприятий ядерного топливного цикла (ЯТЦ) и радиационно опасных объектов: Белоярская атомная электростанция (БАЭС) в г. Заречном, Уральский электрохимический комбинат (УЭХК) в г. Новоуральске, Ключевский завод ферросплавов в г. Двуреченске, завод «Электрохимприбор» в г. Лесном. Инструментальные наблюдения за содержанием Cs-137 в атмосферных выпадениях проводятся с 1994 г. До 1994 г. данные по содержанию радионуклида 48 в атмосферных выпадениях отсутствуют. В г. Екатеринбурге контроль за содержанием Cs-137 в атмосферных выпадениях не проводится. Среднегодовые значения активностей Cs-137 в атмосферных выпадениях на постах в зонах влияния предприятий ЯТЦ, по данным Государственных докладов «О состоянии окружающей природной среды и влиянии факторов среды обитания на здоровье населения Свердловской области» представлены в табл. 6. Таблица 6. Среднегодовые значения активностей Cs-137 в атмосферных выпадениях в районах расположения радиационно опасных объектов Год 30-км зона влияния БАЭС, Бк/м2·мес. Ключевский завод ферросплавов, г. Двуреченск, Бк/м2·мес. УЭХК, г. Новоуральск, Бк/м2·мес. Завод «Электрохимприбор», г. Лесной, Бк/м2·мес. 1994 1995 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2,9 1,9 0,5 0,8 0,4 0,3 0,4 0,4 0,3 0,3 0,2 0,2 0,3 0,3 0,3 2,9 1,8 0,35 0,9 0,2 0,2 0,2 0,3 0,2 0,2 0,2 0,1 0,3 0,3 0,2 4,6 1,3 0,4 0,3 0,3 0,4 0,2 0,2 0,3 0,2 0,2 0,1 0,4 0,4 0,3 3,6 0,9 0,6 0,7 0,2 0,2 0,4 0,2 0,6 0,6 0,2 0,3 0,4 0,1 0,3 В период с 1994 до 1999 г. активность радионуклида в атмосферных выпадениях снижается и к 1999 г. выходит на насыщение на уровне 0,3 Бк/м2·мес. Это объясняется тем, что к концу 1990-х г. произошло практически полное вымывание из атмосферы Cs-137, поступившего при аварии на Чернобыльской АЭС. Современный уровень загрязнения атмосферных выпадений в значительной степени связан со штатной работой радиационно опасных объектов региона. Свердловской областной ветеринарной радиологической лабораторией были получены данные по загрязнению сена естественных и сеяных трав за период 1965–1987 гг. [132]. Динамика загрязнения сена Cs-137 (удельная 49 активность (УА), Бк/кг) вне территории ВУРСа в Свердловской области, где радиоактивное загрязнение обусловлено глобальными выпадениями, показана на рис. 16. 1000 УА Cs-137, Бк/кг 100 Сено естественных трав 10 Сено сеяных трав 1 0,1 1960 1970 1980 1990 Год Рис. 16. Динамика загрязнения сена естественных и сеяных трав Cs-137 (Бк/кг) Суммарная УА Cs-137 в сене естественных трав за период 1965–1985 гг. составляла 280 Бк/кг, УА в 1986 и 1987 гг. – 121 Бк/кг. Значение суммарной УА нуклида в сене сеяных трав за период 1965–1985 гг. – 90 Бк/кг, в 1986–1987 гг. – 162 Бк/кг. Динамика загрязнения территории Свердловской области в период 1986– 2010 гг. может быть получена моделированием уровней атмосферных выпадений. Динамика атмосферных выпадений Cs-137 адекватно описывается модельной зависимостью вида: A(t) = a0 + b ⋅ exp( −c ⋅ t) , где A(t) – средний уровень атмосферных выпадений через время t после аварии в 1986 г., Бк/м2·мес.; a0 – активность выпадений, обусловленная штатной работой предприятий, Бк/м2·мес.; b – активность глобальных выпадений (основную часть которых составляют чернобыльские выпадения) при t = 0, Бк/м2·мес.; 50 c = λCs + d , λ Cs = 0,02 год −1 – постоянная распада Cs-137; d= ln 2 T1 / 2 выведения – постоянная выведения нуклида из атмосферы, год-1; T1/ 2 выведения – период полувыведения Cs-137 из атмосферы, лет. Оценка параметров этой модели с использованием регрессионного анализа не является достаточно надежной, т.к. для оценки параметра b требуется экстраполяция на слишком продолжительный период времени (tmin для имеющихся данных равно 8, для оценки b необходима оценка при t=0, что соответствует 1986 г.). Проведена экспертная оценка параметров модели, значения параметров представлены в табл. 7. Таблица 7. Значения параметров модели A(t) для 1986 < t < 2010 Параметр Значение a0 0,25–0,33 Бк/м2·мес. b c 50–100 Бк/м2·мес. 0,5 год-1 Параметр c позволяет оценить период полувыведения радионуклида из атмосферы, T1/ 2 выведения ≈1,5 года. Снижение к 2000 г. активности выпадений нуклида обусловлено его вымыванием из атмосферы. Современные уровни загрязнения выпадений в значительной степени связаны со штатной работой радиационно опасных объектов региона. Оценка суммарной активности радионуклида в выпадениях за период времени t (t1<t<t2) проводится по формуле (1) t2 A= ∫ (a 0 + b ⋅ exp(− c ⋅ t ))dt , (1) t1 Согласно оценке к настоящему времени за период после Чернобыльской аварии суммарное количество атмосферных выпадений Cs-137 с учетом его периода полураспада составило 1,3–2,6 кБк/м2. Определяющий вклад в эту величину вносят чернобыльские выпадения, за период с 1994 г. до настоящего момента его значение составляет около 2%, что соответствует 56 Бк/м2. Вклад 51 чернобыльской составляющей в сумму годовой активности выпадений нуклида через 10 лет после аварии составлял 50%. Учитывая модель A(t), можно получить динамику атмосферных выпадений Cs-137 в период 1965–2010 гг. (рис. 17). Для оценки доли нуклида, содержащегося в траве, были введены коэффициенты θ1 и θ 2 (для естественного и сеяного сена соответственно) перехода от УА сена (Бк/кг) к активности атмосферных выпадений Cs-137 (Бк/м2). Значения коэффициентов рассчитаны исходя из имеющихся данных по УА и активности атмосферных выпадений за 1987 г. по формуле θ= C , м2/кг, A где θ1 = 1,22 м2/кг, θ 2 = 1,54 м2/кг, С – УА нуклида, Бк/кг, А – значение ППЗ нуклидом, Бк/(м2•мес.). Суммарное количество атмосферных выпадений нуклида в период 1965– 2010 гг. с учетом его периода полураспада, по результатам расчетов, составляет 2,7 кБк/м2, чернобыльские выпадения вносят в них вклад, равный 1,6 кБк/м2. Активность Cs-137, Бк/м2 1000 100 10 1 0,1 1960 1970 1980 1990 2000 2010 Год Рис. 17. Атмосферные выпадения Cs-137 в 1965–2010 гг. ( – модель A(t), – загрязнение сена, – выпадения Cs-137 из Государственных докладов) 52 3.3.2. Выпадения Cs-137 за период 1945–2010 гг. Динамика загрязнения Cs-137 Свердловской области за период ядерных испытаний и аварии на Чернобыльской АЭС (1945–2010 гг.) получена на основе данных по моделированию выпадений Cs-137 и уровней загрязнения нуклидом северного полушария в период 1945–1984 гг. из отчета НКДАР ООН 2000 г. [133]. Зависимость двух случайных величин – уровней годовых выпадений Cs-137 в северном полушарии и активностей нуклида в сене за период 1965–1984 гг. – достоверно аппроксимируется линейной функцией вида y = (0,89±0,36)·x с Активность выпадений Cs-137 в траве, Бк/м2 коэффициентом корреляции r = 0,49 (рис. 18). 100 10 1 0,1 0,1 1 10 Активность годовых выпадений Cs-137, ПБк 100 Рис. 18. Линейная аппроксимация зависимости уровней годовых выпадений Cs137 в северном полушарии от активностей нуклида в сене Коэффициент перехода от выпадений в северном полушарии (ПБк) к среднемесячным выпадениям для Среднего Урала составил 0,9 (м2·мес.)-1. Восстановлена динамика загрязнения Cs-137 территории Свердловской области за период до 2010 г. (рис. 19). Динамика позволяет восстановить уровни накопления нуклида в почве (рис. 20). По результатам проведенных оценок уровни накопления Cs-137 достигают к 2010 г. значения 5,1 кБк/м2 (с учетом периода полураспада), что согласуется с данными по уровням загрязнения почв в 53 Уральском регионе [134]. За период после чернобыльской аварии количество выпавшего Cs-137 составило около 1 кБк/м2. Уровни годовых выпадений Cs-137, Бк/м2 700 600 500 400 300 200 100 0 1940 1950 1960 1970 1980 Год 1990 2000 2010 2020 Рис. 19. Восстановленная динамика загрязнения Cs-137 территории Свердловской области за период до 2010 г. Уровни накопления Cs-137, кБк/м2 6 5 4 3 2 1 2010 2005 2001 1997 1993 1989 1985 1981 1977 1973 1969 1964 1960 1956 1952 0 Год Рис. 20. Уровни накопления Cs-137 к 2010 г. с учетом периода полураспада в Свердловской области 54 Выводы 1. В г. Екатеринбурге оценка экологического состояния селитебных зон осложнена природно-климатическими условиями, геохимической специализацией региона, антропогенными факторами, многообразием стационарных и нестационарных источников загрязнения, взаимным наложением выбросов источников. 2. В рамках мероприятий по мониторингу состояния окружающей среды ГУ «Свердловский ЦГМС-Р» литогеохимические исследования и наблюдения за загрязнением атмосферного воздуха непосредственно на селитебных территориях в г. Екатеринбурге не проводятся. 3. Для получения информации по накоплению ТМ в почвах необходимо в условиях динамики почвенного покрова привлекать и некоторые другие источники информации о загрязнении. Одним из таких источников может служить анализ распределения ТМ в современных антропогенных отложениях, в частности, в отложениях пониженных участков микрорельефа. 4. Современные уровни выпадений Cs-137 в Свердловской области связаны со штатными выбросами предприятий ядерного топливного цикла в регионе и ничтожно малы. 5. Загрязнение территории Уральского региона Cs-137 происходило в три этапа: период интенсивных ядерных испытаний (1945–1969 гг.), в период выпадений, испытаний и чернобыльской аварии (1970–1989 гг.), в период без испытаний в атмосфере, характеризующийся выпадениями радионуклида и штатными выбросами предприятий ядерного топливного цикла (1990–2010 гг.). Загрязнение Cs-137 г. Екатеринурга обусловлено атмосферными выпадениями в результате испытаний ядерного оружия и Чернобыльской аварии. 55 ГЛАВА 4. ЗАГРЯЗНЕНИЕ РАДИОНУКЛИДОМ CS-137 ОТЛОЖЕНИЙ ПОНИЖЕННЫХ УЧАСТКОВ МИКРОРЕЛЬЕФА НА ТЕРРИТОРИИ Г. ЕКАТЕРИНБУРГА На территории г. Екатеринбурга было отобрано 249 образцов отложений пониженных участков микрорельефа [135–137]. Отбор проб проводился в жилых районах, на селитебных территориях в г. Екатеринбурге. В таблице 8 представлено территориальное деление города на жилые районы, распределение количества отобранных проб по районам. Жилые районы были сгруппированы по географической принадлежности. Схемы расположения пробных площадок в жилых районах приведены в Приложении 2. Таблица 8. Распределение количества отобранных проб по районам г. Екатеринбурга Географическая группа районов Число проб Запад (З) 36 Центр (Ц) 41 Север (С) 64 Северо-восток (С-В) 27 Жилые районы Число проб Виз Заречный Старая и Новая Сортировка Вокзальный Центр Автовокзал Уралмаш Эльмаш 19 9 8 6 25 10 46 18 Пионерский, Втузгородок 27 ЖБИ Сибирский Синие Камни Чермет Химмаш 14 4 5 31 9 18 Юго-Западный 18 249 - 249 Восток (В) 23 Юг (Ю) 40 Юго-запад (Ю-З) Итого по городу На рис. 21 показано расположение групп жилых районов, в которых отбирались пробы г. Екатеринбурге. отложений пониженных участков микрорельефа в 56 Север 64 Запад 36 Северовосток 27 Центр 41 Юго-запад 18 Юг 40 Восток 23 Рис. 21. Расположение групп жилых районов, в которых проводилось опробование отложений в г. Екатеринбурге (показано число отобранных проб) 4.1. Распределение и пространственная вариабельность удельной активности Cs-137 в отложениях пониженных участков микрорельефа Содержание радионуклида Cs-137 было определено в 249 образцах отложений пониженных участков микрорельефа. Гистограмма распределения УА Cs-137 в пробах представлена на рис. 22. Распределение значений УА Cs-137 отклоняется от логнормального (критерий χ2, p < 0,05). Для жилых районов г. Екатеринбурга были рассчитаны параметры распределения УА Cs-137: среднее арифметическое значение УА – 53 Бк/кг, максимальное – 540 Бк/кг, минимальное –<5 Бк/кг (предел обнаружения гамма-спектрометрической установки), медианное значение УА – 37 Бк/кг, среднее геометрическое – 34 Бк/кг, стандартное отклонение логарифма УА (σLN) – 1,13. Следует отметить, что значения УА Cs-137 в 15 % проб отложений составляют 0–10 Бк/кг, в 47 % образцов – 10–50 Бк/кг, 38 % проб имеют УА Cs-137 > 50 Бк/кг. Отклонение общего распределения значений УА нуклида в отложениях от логнормального, по-видимому, связано с пространственной неоднородностью загрязнения и большим числом низких (до 30 Бк/кг) значений УА Cs-137 [109–113]. 57 30 УА Cs-137, Бк/кг 10 100 1 1000 25 20 N 15 10 5 0 1 2 3 4 5 Ln (УА Cs-137, Бк/кг) 6 7 Рис. 22. Распределение значений УА Cs-137 в пробах отложений: сплошная линия – логнормальная функция распределения В табл. 9 представлен расчет параметров распределения УА Cs-137 в отложениях в выборках географических групп жилых районов. Таблица 9. Параметры распределения значений УА Cs-137 в отложениях в выборках географических групп жилых районов, Бк/кг Район Число проб Среднее арифметическое УА Cs-137, Бк/кг Максимальная УА Cs-137, Бк/кг Среднее геометрическое УА Cs-137, Бк/кг σLN УА Cs-137 Запад 36 57 540 28 1,28 Центр 41 56 191 42 0,89 Север 64 58 218 42 0,95 Северовосток 27 67 291 42 1,07 Восток 23 28 154 14 1,58 Юг 40 44 124 35 0,81 Юго-запад 18 64 248 36 1,29 По результатам дисперсионного анализа средние логарифмов УА Cs-137 в отложениях в группах разных жилых районов значимо различаются (p < 0,05). На рис. 23 представлены средние значения логарифмов УА Cs-137 по районам. 58 4,4 Ln (УА Cs-137, Бк/кг) 4 3,6 3,2 ± 95% ДИ 2,8 ±Стандартная ошибка 2,4 Среднее значение 2 1,6 Восток Юго-запад Север Центр Юг Запад Северо-восток Район Рис. 23. Средние значения логарифмов УА Cs-137 по группам районов Проведено сравнение выборок логарифма УА Cs-137 между группами районов. Значимо различаются средние логарифмов концентраций нуклида между восточным районом города и остальными (p < 0,05). Средние логарифмов концентраций нуклида остальных районов значимо между собой не различаются (p < 0,05). 4.2. Связь удельной активности Cs-137 с уровнем кислотности в отложениях пониженных участков микрорельефа Уровень кислотности (pH) определен в 210 образцах. Среда отложений в основном слабокислая (pH < 7) и слабощелочная (pH > 7), pH образцов отложений составляет 6,13 - 8,78 при среднем значении 7,66, медианном – 7,68. Доля образцов со слабокислой средой (pH = 6-7) 12 %, со слабощелочной (pH = 7-9) – 88 %. Обнаруживается статистически значимая корреляционная связь УА Cs-137 и pH (r = -0,16, p = 0,02), диаграмма рассеяния представлена на рис. 24. Более наглядно связь УА Cs-137 и pH может быть представлена при рассмотрении средних значений УА в группах pH 6–6,5, 6,5–7, 7–7,5, 7,5–8, 8–8,5, >8,5 (рис. 25). 59 Связь близка к функциональной и описывается функцией вида y = 1293·e-0,4 x, R2 = 0,95 (p < 0,01). О скорости локальных миграционных процессов при образовании отложений можно судить по выявленной связи УА Cs-137 и pH. По результатам дисперсионного анализа средние значения логарифмов УА Cs-137 значимо различаются в выборках образцов со слабокислой и слабощелочной средой (p < 0,01). Среднее значение УА Cs-137 в слабощелочной среде (49 Бк/кг) существенно ниже, чем в слабокислой (80 Бк/кг). Увеличение кислотности среды способствует увеличению растворимости соединений ряда металлов [2], среди которых находится Cs. Можно говорить о том, что миграция Cs-137 в отложения пониженных участков микрорельефа обусловлена более интенсивным его переносом в водорастворимой фазе. Перенос в водорастворимой фазе приводит к дополнительному концентрированию Cs-137 в отложениях относительно поверхностного слоя грунта площади водосбора. Влияние уровня кислотности не вносит определяющего вклада в вариабельность УА нуклида. 9 pH, ед. 8 7 6 0 100 200 300 400 УА Cs-137, Бк/кг 500 600 Рис. 24. Диаграмма рассеяния, отражающая корреляционные взаимоотношения УА Cs-137 и уровня pH 60 160 УА Cs-137, Бк/кг 120 80 40 0 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 25. Связь между УА Cs-137 и pH (в группах pH 6–6,5, 6,5–7, 7–7,5, 7,5–8, 8–8,5, >8,5), 95% доверительный интервал (ДИ) 4.3. Загрязнение Cs-137 почв на территории г. Екатеринбурга На территории г. Екатеринбурга были отобраны пробы почвы на трех площадках, расположенных на участках ненарушенного грунта. Площадки являются характерными для города и сформировались как в результате естественных, так и антропогенных урбанистических процессов. Пробы грунта отбирались с вертикальной стратификацией. Представлена сводная таблица с результатами определения УА Cs-137 в слоях почвы (табл. 10). Таблица 10. Результаты определения УА Cs-137 в слоях почвы, Бк/кг Генетический горизонт A0 A0A1 A1A2 A2 Глубина отбора проб, см 0–5 5–10 10–15 15–20 Номер площадки и УА Cs-137, Бк/кг 1 2 3 76 120 136 51 16 5 13 6 12 7 5 4 Модель вертикальной миграции Cs-137 имеет вид: Ah = A0 ⋅ exp( − µ ⋅ h ), h0 (2) 61 где A0 и Ah – соответственно УА радионуклида на поверхности почвы и на глубине h; h0, глубина полумиграции, численно равная расстоянию от поверхности, на котором содержание радионуклида снижается наполовину, и параметр µ взяты из работы И. В. Молчановой [134]. Значения параметров h0 и µ показаны в табл. 11. Таблица 11. Значения параметров модели Параметр µ h0, см По данным Значение 0,1 2,75 радиационно-гигиенического паспорта территории г. Екатеринбурга, ППЗ почв Cs-137 в Свердловской области составляет 1,2– 17 кБк/м2, среднее 3,3 кБк/м2 [138]. В пределах территории Свердловской области проходит Восточно-Уральский радиоактивный след (ВУРС). По результатам исследования [139], среднее значение ППЗ Cs-137 на площадках отбора проб варьируется от фоновых значений, около 2 кБк/м2, до 7 кБк/м2. УА Cs-137 в верхнем слое грунта составляет до 200 Бк/кг, концентрирование радионуклида наблюдается в пониженных областях рельефа. По сравнению с загрязнением почв на территории города уровни загрязнения Cs-137 изучаемых отложений являются высокими (около 100 Бк/кг). УА Cs-137 > 100 Бк/кг обнаружены в 13 % образцов. Значения УА Cs-137 в отложениях сопоставимы с УА нуклида в донных отложениях технологических водоемов предприятий ядерного топливного цикла в Уральском регионе и озер ВУРСа [140 – 143]. 4.4. Датировка загрязнения отложений пониженных участков микрорельефа и грунтов на селитебных территориях по содержанию Cs-137 По восстановленной динамике Cs-137 загрязнения территории Свердловской области (рис. 19) проведена оценка значений УА Cs-137 в верхнем пятисантиметровом слое ненарушенного грунта в случае отсутствия 62 горизонтальной миграции при скорости вертикальной миграции около 0,5 см/год [134, 144, 145]; результаты оценок показаны на рис. 26. 140 УА 137Cs, Бк/кг 120 100 80 60 40 20 0 1940 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 Год формирования поверхности Рис. 26. Расчетная УА Cs-137 в верхнем слое грунта (на 2010 г) Загрязнение поверхности Cs-137, сформировавшейся в годы, предшествовавшие чернобыльской аварии и ненарушенной до настоящего времени, составляет около 40–60 Бк/кг, а в грунтах, не нарушенных с 1945 по 1960-е гг. – около 120 Бк/кг, в отложениях, загрязнение которых началось после 1990 г. УА Cs-137 составляет менее 10 Бк/кг. Эта хронология может быть применена для определения возраста отложений и возраста загрязнения. Содержание поллютантов в грунте, кроме мощности выпадений, зависит от миграционных процессов и, что особенно важно в городе, от времени формирования, исходного состава и режима «эксплуатации» грунта. При оценке загрязнения города, когда отбор проб грунта проводится в жилых дворах на территориях кварталов и жилых районов, для интерпретации результата с оценкой динамики загрязнения необходимо иметь данные о времени формирования и трансформаций грунтов. Различные участки одного и того же двора могут быть сформированы в периоды с разницей в несколько десятков лет. Процессы миграции обусловлены не только переносом ТМ в растворимых формах, но и эрозией поверхностного слоя почвы, значительно увеличивающей 63 неопределенность полученных результатов. Таким образом, предлагаемый подход датировки может учитывать неравномерность времени формирования ландшафта в пределах изучаемой территории и миграционные процессы [112–113]. Наличие пониженных участков микрорельефа является характерной особенностью фактически каждого городского двора. Отложения формируются в результате процессов эрозии почвы и гравитационного переноса частиц с поверхности водосбора. Площадь водосбора включает участки, сформированные в различное время. В отложениях на участке № 34 УА Cs-137 составляет 93 Бк/кг, это означает, что поверхность водосбора имеет участки, сформированные в разные периоды времени, самый ранний из которых – это начало 1960-х гг.; остальные участки поверхности водосбора сформированы в разное время с 1960 по 2010 г. Различие между уровнями загрязнения отложений районов Cs-137 (табл. 9 и рис. 23) может быть объяснено тем, что застройка территории города происходила неравномерно, в несколько этапов. Все районы города, кроме восточного застраивались более или менее равномерно с середины XX в., поэтому уровни загрязнения Cs-137 этих районов значимо не различаются. Самыми «новыми» являются районы восточной географической группы. Средние уровни загрязнения Cs-137 здесь почти в два раза ниже, чем в остальных районах. Этот факт может быть объяснен тем, что застройка и формирование искусственного ландшафта в районах восточной группы происходили с 1980-х гг. XX в. Возможность использования отложений пониженных участков микрорельефа как индикатора экологического состояния городской территории основана на предположении о том, что накопление седиментационного материала происходит с площади водосбора, являющейся частью искусственного ландшафта. Урбанизированный ландшафт включает почвы и грунты и формируется одновременно с проведением мероприятий по застройке и планировке территорий жилых кварталов. Загрязнение почв начинается после формирования поверхности искусственного грунта. Предполагается, что изначально грунт был не загрязнен, таким образом, накопление ТМ и Cs-137 в 64 городских условиях зависит от времени формирования микроландшафта. Разные зоны ландшафта формируются в различные временные периоды и имеют разный возраст загрязнения, т.е. концентрация поллютанта зависит от времени экспозиции отложений. Частицы с различных зон площади водосбора переносятся в локальный пониженный участок микрорельефа, где происходит их накопление и перемешивание в материале отложений. Верификация метода датировки Для верификации предложенного подхода по хронологии из архива Уральской палаты недвижимости были взяты данные по годам постройки жилых домов для дворов, где располагались пробные пониженные участки микрорельефа. Поверхности водосбора отложений содержат несколько жилых домов (2–4). Эти дома могли иметь как одинаковый возраст, так и значимо различаться. Средний, минимальный, максимальный года постройки были рассчитаны для каждой площадки отбора отложений. Площадки отбора отложений были сгруппированы по среднему значению и диапазону года постройки зданий в четыре временные группы (рис. 27). Группы домов 4 3 2 1 1950 1960 1970 1980 1990 2000 2010 Год Рис. 27. Временные характеристики групп зданий на площадях водосбора локальных пониженных участков микрорельефа 65 В 1 и 2 группы включены 82 и 87 участков соответственно, где жилые дома были построены до 1980 г. в среднем. Среднее время застройки в группах 1 и 2 находится во временном диапазоне 1960–1970 гг. Они содержат площадки, где разница между минимальным и максимальным годами постройки достигает 40 лет и ниже 10 лет в среднем соответственно. Средний год постройки в группах 3 (20 площадок) и 4 (17 площадок) находится в пределах 1980–1990 гг., разница между минимальным и максимальным годами в группе 3 не превышает 30 лет, а в группе 4–10 лет. Средняя УА Cs-137 была рассчитана для каждой группы площадок отбора проб. Самые высокие средние значения УА нуклида наблюдаются на площадках в группах 1 и 2 (рис. 27). Здания в этих группах были построены до 1980 г в среднем на площадках, до чернобыльской аварии. Кроме того, эти группы включают площадки, построенные в течение периода интенсивных ядерных испытаний. Низкие концентрации нуклида свойственны группе 2. В группе 2 нет зданий, построенных в период интенсивных ядерных испытаний, но есть дома, построенные до 1986 г. В четвертой группе нет зданий, построенных до начала испытаний ядерного оружия и до чернобыльской аварии, средняя концентрация Cs-137 самая низкая в этой группе. В целом корреляция между УА нуклида и возрастом зданий, определенным по годам постройки (рис. 28), соответствует восстановленной динамике выпадений нуклида в Уральском регионе. 70 УА Cs-137, Бк/кг 60 50 40 30 20 10 0 1954–1993 1960–1969 1974–2006 Год постройки 1985–1993 Рис. 28. Зависимость УА Cs-137 от года постройки 66 4.5. Модель формирования загрязнения Cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа При моделировании микрорельефа характеристики загрязнения [109, 146, 147] материала во локального внимание отложений. пониженного принимаются Коэффициент участка сорбционные распределения радионуклида между растворимой и нерастворимой формами за время наступления сорбционного равновесия равен K d = 5,3·103 см3/г (среднее значений коэффициентов для песчаных и глинистых почв) [144, 145]. Однако до конца остается непонятным вид зависимости коэффициента K d от времени для Cs-137 в период наступления нерастворимой сорбционного формами во равновесия время процесса между растворимой аккумуляции и загрязнения, седиментации и водонаполнения пониженного участка микрорельефа. Если принять время наступления равновесия при водонаполнении пониженного участка микрорельефа равным одним суткам, а УА нуклида в верхнем слое грунта в городе Сsoil = 20 Бк/кг (соответствует формированию участка образования пониженного участка микрорельефа после 1987 г., рисунок 26), то значение УА Cs-137 в отложениях Csed. определяется как сумма активности нуклида из атмосферных выпадений в водорастворимой фазе Cwater, аккумулирующейся в отложениях, и активности, которая переносится в отложения на твердых частицах с поверхности грунта, на которых радионуклид был сорбирован, Csoil. Значение Cwater рассчитывается как Cwater = I · k · S / m, где I – общая активность атмосферных выпадений, которая оценивается на уровне I ≈ 1000 Бк/м2 за период 20 лет после чернобыльской аварии (рис. 20), k – коэффициент концентрирования радионуклида в отложениях, S – площадь водосбора, м2, m – масса отложений пониженного участка, кг. Таким образом, Csed. рассчитывается как: Csed = I ⋅ k ⋅ S + Csoil . m 67 Параметры модели могут варьироваться для разных типов отложений, а также в зависимости от условий формирования поверхности водосбора. В табл. 12 представлены значения параметров модели для некоторых типов отложений. Таблица 12. Значения параметров модели m, кг 1500 500 750 2500 50 1500 S, м2 10000 100 15000 100 15000 100 15000 100 15000 100 15000 Csed., Бк/кг 93 53 53 53 53 53 53 53 53 53 53 Сsoil 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20 20 k 0,010 0,17 0,00 0,25 0,00 0,83 0,01 0,02 0,00 0,50 0,00 Значение Csed = 53 Бк/кг соответствует средней УА нуклида по городу. Коэффициент k обозначает долю активности нуклида из выпадений, перенесенную в отложения в нерастворимой форме. С помощью модели может быть объяснена вариабельность загрязнения отложений в зависимости от условий формирования пониженного участка микрорельефа. Так, загрязнение Cs-137 участка № 34 сформировано за счет переноса радионуклида в водорастворимой форме с атмосферными осадками. Согласно модельным оценкам, чем больше площадь водосбора пониженного участка микрорельефа и чем больше возраст искусственного ландшафта городской среды, тем больше загрязнения переносится в водорастворимой форме. Загрязнение радионуклидом отложений с меньшей площадью водосбора в большей степени формируется за счет переноса нерастворимой формы Cs-137, нежели отложений с большей площадью водосбора. Основной механизм и способ переноса Cs-137 – атмосферные сточные воды. Выводы 1. Так как г. Екатеринбург находится на значительном расстоянии от источников поступления Cs-137 в атмосферу, и локальные источники отсутствуют, 68 пространственная неоднородность УА Cs-137 в пределах города не может быть связана с неоднородностью выпадений. Величина УА нуклида в отложениях связана с возрастом ландшафта и грунтов и интенсивностью локальных миграционных процессов. 2. Миграция Cs-137 обусловлена переносом в водорастворимой и нерастворимой формах. Связь УА Cs-137 с pH может свидетельствовать о том, что миграция Cs137 в отложения обусловлена более интенсивным переносом в водорастворимой форме (с атмосферными сточными водами), в меньшей степени в нерастворимой (на частицах почвы). Сток атмосферных вод является основным механизмом переноса Cs-137 в отложения и способствует его концентрированию относительно содержания в грунтах поверхности водосбора локального понижения микрорельефа. Влияние pH не вносит определяющего вклада в вариабельность УА Cs-137. Таким образом, вариабельность УА Cs-137 в отложениях в большей степени обусловлена возрастом ландшафта и в меньшей степени субгоризонтальной миграцией. 3. Под возрастом ландшафта, в котором расположена поверхность водосбора пониженного участка микрорельефа, с которой поступает осадочный материал, понимается период времени, прошедший с момента планировки территории ландшафта до времени опробования отложений. Участок ландшафта состоит из зон, формирование которых происходило в различное время. УА Cs-137 в отложениях связана со средним возрастом поверхности водосбора отложений. Диапазон средних значений УА поверхностного слоя грунта и соответственно УА отложений в зависимости от возраста составляет от нескольких единиц до более чем 100 Бк/кг. Возраст отложений в г. Екатеринбурге варьируется в пределах от 0 до 70 лет. 4. Предложенная хронология для определения возраста поверхности водосбора отложений и загрязнения согласуется с данными по годам постройки жилых домов для дворов, где располагались пробные площадки отложений. 69 ГЛАВА 5. ТЯЖЕЛЫЕ МЕТАЛЛЫ В ОТЛОЖЕНИЯХ ПОНИЖЕННЫХ УЧАСТКОВ МИКРОРЕЛЬЕФА Г. ЕКАТЕРИНБУРГА Валовые концентрации металлов (Pb, Cu, Zn, Mn, Ni, Co, Fe, Al) и уровень кислотности определены в 210 пробах отложений. Анализ полученных данных по распределению ТМ в отложениях проводился в следующем порядке: - оценивалось распределение и пространственная вариабельность концентраций ТМ в отложениях на территории г. Екатеринбурга; - изучалась связь концентраций ТМ и уровня кислотности отложений; - проводилась оценка уровня загрязнения отложений в зависимости от времени формирования поверхностей водосбора; - проводился сравнительный анализ содержания ТМ в отложениях с другими компонентами ОС (почва, атмосферные выпадения, литогенный субстрат). 5.1. Распределение и пространственная вариабельность концентраций тяжелых металлов в отложениях на территории г. Екатеринбурга Гистограммы распределений концентраций металлов в отложениях представлены на рис. 29–36. Концентрация Pb, мг/кг 40 1 10 100 1000 30 N 20 10 0 2 4 6 Ln (концентрации Pb, мг/кг) 8 Рис. 29. Распределение концентраций Pb в отложениях: сплошная линия – логнормальная функция распределения 70 Концентрация Zn, мг/кг 1000 100 30 25 20 N 15 10 5 0 3 4 5 6 7 Ln (концентрации Zn, мг/кг) 8 9 Рис. 30. Распределение концентраций Zn в отложениях: сплошная линия – логнормальная функция распределения Концентрация Cu, мг/кг 110 0 25 20 15 N 10 5 0 2 3 4 5 Ln (концентрации Cu, мг/кг) 6 Рис. 31. Распределение концентраций Cu в отложениях: сплошная линия – логнормальная функция распределения Концентрация Ni, мг/кг 220 120 20 24 20 2 N 12 8 4 0 3 4 5 6 Ln (концентрации Ni, мг/кг) 7 Рис. 32. Распределение концентраций Ni в отложениях: сплошная линия – логнормальная функция распределения 71 35 30 25 N 20 15 10 5 0 0 10 20 30 Концентрация Co, мг/кг 40 50 Рис. 33. Распределение концентраций Co в отложениях: сплошная линия – нормальная функция распределения 40 30 N 20 10 0 0 500 1000 1500 Концентрация Mn, мг/кг 2000 2500 Рис. 34. Распределение концентраций Mn в отложениях: сплошная линия – нормальная функция распределения 40 30 N 20 10 0 0 20 60 4 80 Концентрация Al, г/кг 10 12 Рис. 35. Распределение концентраций Al в отложениях: сплошная линия – нормальная функция распределения 72 30 25 20 N 15 10 5 0 0 10 20 30 40 50 60 Концентрация Fe, г/кг 70 80 90 Рис. 36. Распределение концентраций Fe в отложениях: сплошная линия – нормальная функция распределения Параметры распределений (среднее арифметическое, диапазон, медианное значение, стандартное отклонение σ, медиана, среднее геометрическое, стандартное отклонение логарифма σLN) концентраций ТМ в отложениях представлены в табл. 13. Таблица 13. Параметры распределений концентраций ТМ в отложениях Металл Co, мг/кг Mn, мг/кг Al, г/кг Fe, г/кг Pb, мг/кг Zn, мг/кг Cu, мг/кг Ni, мг/кг Среднее арифметическое 22 824 55 37 103 455 104 175 Диапазон концентраций 5–47 263–2212 16–105 6–75 14–1027 57–4676 14–370 26–663 Медиана σ Распределение 22 796 54 35 67 327 93 146 7 263 14 12 – – – – Норм. Норм. Норм. Норм. Логнорм. Логнорм. Логнорм. Логнорм. Среднее геометриическое – – – – 75 337 95 149 σLN – – – – 0,72 0,7 0,46 0,59 Пространственная вариабельность концентраций ТМ по районам может быть связана с неравномерностью застройки территорий города. Происхождение элементов в городском ландшафте, концентрации которых имеют логнормальное распределение (Pb, Zn, Cu и Ni), может быть связано с антропогенными источниками, такими как автотранспорт и промышленные предприятия [8, 9]. Концентрации Al, Fe, Mn и Co имеют нормальное распределение, т.е. эти 73 элементы являются типоморфными (ведущими, базовыми химическими элементами материнских пород) для городской среды Екатеринбурга и имеют литогенное происхождение. Пространственная вариабельность концентраций металлов в отложениях В табл.14 представлен расчет параметров распределения концентраций Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях в группах жилых районов г. Екатеринбурга. Таблица 14. Параметры распределения концентраций металлов в отложениях в районах г. Екатеринбурга Металл Pb Zn Cu Ni Район З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З Среднее Диапазон, Число арифметическое, мг/кг проб мг/кг 35 139 30–764 38 123 21–1027 45 97 14–582 20 128 50–539 21 75 24–397 33 59 18–257 18 93 40–224 35 570 80–4676 38 577 100–2167 45 308 81–640 20 720 131–4119 21 253 57–527 33 336 114–932 18 506 103–1582 35 121 28–370 38 115 14–217 45 100 44–201 20 134 88–268 21 81 30–137 33 84 39–151 18 97 35–174 35 150 32–388 38 175 27–552 45 207 78–411 20 223 71–663 21 173 25–590 33 148 67–396 18 144 35–401 Медиана, мг/кг 87 93 71 104 57 48 82 346 451 277 473 230 284 399 89 108 90 127 80 80 98 133 140 183 176 126 123 122 Среднее геометрическое, мг/кг 71 87 61 104 52 42 90 271 432 285 426 224 288 436 102 103 93 127 77 79 91 128 143 189 195 136 131 122 σLN 0,85 0,63 0,73 0,59 0,64 0,58 0,49 0,87 0,67 0,47 0,79 0,45 0,58 0,70 0,58 0,51 0,39 0,34 0,37 0,33 0,37 0,59 0,65 0,43 0,53 0,70 0,45 0,59 Параметры распределения концентраций Co, Mn, Al и Fe в отложениях в группах жилых районов г. Екатеринбурга представлены в табл. 15. 74 Табл. 15. Параметры распределения концентраций металлов по группам жилых районов Элемент Co Mn Al, г/кг Fe, г/кг Район Число проб З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З З Ц С С-В В Ю Ю-З 35 38 45 20 21 33 18 35 38 45 20 21 33 18 35 38 45 20 21 33 18 34 34 37 44 41 38 28 Среднее арифметическое, мг/кг 19 21 23 24 19 25 16 790 808 854 864 673 1005 649 61 52 51 51 60 59 50 32 35 35 42 41 38 32 Диапазон концентраций, мг/кг 7–42 4–46 14–43 14–47 6–36 14–38 9–28 309–1748 263–1416 503–1373 525–1177 310–1217 521–2212 404–893 33–100 16–105 27–83 31–85 35–81 41–78 38–65 18–72 6–64 22–63 28–75 17–64 19–61 12–43 σ, мг/кг Медиана, мг/кг 7 8 6 7 7 6 5 725 776 824 868 570 936 656 16 18 10 13 12 11 7 11 14 11 11 12 10 9 20 22 24 23 19 23 17 256 272 203 170 227 319 127 60 53 51 50 59 59 52 35 38 45 20 21 33 18 По результатам дисперсионного анализа средние логарифмов концентраций Pb, Zn, Cu и Ni по группам жилых районов значимо различаются (p < 0,01). На рис. 37–40 представлены средние значения логарифмов концентраций металлов в районах. Ln (концентрации Pb, мг/кг) 75 5,2 5,0 4,8 4,6 ± 95% ДИ 4,4 4,2 4,0 ± Стандартная ошибка 3,8 Среднее значение 3,6 3,4 Юг Восток Юго-запад Центр Север Запад Северо-восток Район Рис. 37. Средние значения логарифмов концентраций Pb Ln (концентрации Zn, мг/кг) 6,6 6,4 6,2 6 5,8 ± 95% ДИ 5,6 ± Стандартная ошибка 5,4 Среднее значение 5,2 5 Восток Юг Север Юго-запад Северо-восток Центр Запад Район Рис. 38. Средние значения логарифмов концентраций Zn Ln (концентрации Cu, мг/кг) 5,1 4,9 4,7 ± 95% 4,5 ± Стандартная ошибка Среднее значение 4,3 4,1 Восток Запад Юго-запад Северо-восток Юг Север Центр Район Рис. 39. Средние значения логарифмов концентраций Cu 76 Ln (концентрации Ni, мг/кг) 5,6 5,4 5,2 ± 95% ДИ 5,0 ± Стандартная ошибка 4,8 Среднее значение 4,6 4,4 Юго-запад Юг Запад Восток Район Центр Северо-восток Север Рис. 40. Средние значения логарифмов концентраций Ni Значимо различаются (p<0,01) также средние концентрации Co, Mn, Al и Fe в районах (рис. 41–42). 28 Co, мг/кг 24 ± 95% ДИ 20 ± Стандартная ошибка Среднее значение 16 12 Юго-запад Север Юг Запад Центр Северо-восток Восток Район Рис. 41. Средние значения концентрации Co 1100 Mn, мг/кг 1000 900 ± 95% ДИ 800 ± Стандартная ошибка Среднее значение 700 600 500 Запад Юг Юго-запад Север Центр Восток Северо-восток Район Рис. 42. Средние значения концентрации Mn 77 70 66 Al, г/кг 62 58 54 ± 95% ДИ 50 ± Стандартная ошибка 46 42 Среднее значение Запад Юго-запад Север Юг Восток Центр Северо-восток Район Рис. 43. Средние значения концентрации Al 50 46 Fe, мг/кг 42 38 ± 95% ДИ 34 ± Стандартная ошибка 30 Среднее значение 26 22 Запад Северо-восток Юго-запад Юг Центр Север Восток Район Рис. 44. Средние значения концентрации Fe По результатам попарного сравнения районов города составлена табл. 16, где показаны ТМ, для которых концентрации значимо различаются по результатам дисперсионного анализа (p < 0,05). Происхождение Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях может быть связано с выбросами, продуктами износа рабочих поверхностей двигателя автотранспорта, 78 шин, т.к. районы города покрывает сеть автодорог различной плотности трафика. Кроме того, Pb до 1997 г. использовался в качестве присадки к этилированному бензину. Другим источником этих ТМ может быть сжигание мусора, атмосферные сточные воды, окрашенные поверхности. В южных районах города средние концентрации этих элементов ниже, чем в остальных, т.к. в этих районах нет стационарных источников загрязнения и интенсивных выбросов автотранспорта. Анализ пространственного распределения других металлов не показывает дополнительных причин пространственной неоднородности распределения концентраций. Таблица 16. Результаты попарного сравнения концентраций (логарифмов для концентраций, имеющих логнормальное распределение) металлов между районами города Район Запад Центр Север Северовосток Юг Юго-запад Запад - - - - Pb, Zn, Co, Mn - Центр Al - - - Pb, Zn, Co, Mn, Al - Север Ni, Co, Al Zn, Ni - - Pb, Ni, Mn, Al - Северовосток Ni, Co, Al, Fe Ni, Fe Pb, Zn - Pb, Zn, Cu, Ni, Mn - Восток Pb, Zn, Cu Pb, Zn, Cu, Al, Fe Ni, Co, Mn, Al Pb, Zn, Cu, Ni, Co, Mn, Al Co, Mn Zn, Al, Fe Юго-запад Al Co, Mn Ni, Co, Mn, Fe Cu, Ni, Co, Mn, Fe Pb, Co, Mn, Al, Fe - 5.1.1. Связь концентраций металлов в отложениях с литогенным субстратом Проведено сравнение концентраций металлов с данными из табл. 2. Концентрации Al, Mn, Fe и Co в отложениях сопоставимы со средними концентрациями ТМ в почвах территории г. Екатеринбурга и средним содержанием элементов в почве. Концентрации Ni, Cu, Zn и Pb значительно (до 79 нескольких раз) выше концентраций этих элементов в почвах г. Екатеринбурга и среднего содержания элементов в земной коре. Пробы отложений были сгруппированы по зонам литогенного субстрата (п. 3.1.). Проведен дисперсионный анализ концентраций металлов по различным зонам литогенного субстрата. Результаты анализа представлены в табл. 17 и рис. 45-54. Материнские породы и комплексы отражены под следующими номерами: 1. Верх-Исетский комплекс гранодиорит-гранитовый. 2. Девонская андезибазальты система. Нижний порфировые, их отдел. туфы, Медведевская толща. туфопесчаники, Базальты, кремнистые и углеродисто-кремнистые сланцы, кварциты. 3. Каменноугольная система. Нижний отдел. Арамильская толща. Песчаники, гравелиты, конгломераты, алевролиты, сланцы кремнистые, углисто-кремнистые, глинистые, яшмоиды, известняки. 4. Монетнинский комплекс габбро-диорит-плагиогранитовый. Габбро. 5. Новоалексеевский комплекс габбро-диорит-плагиогранитовый. 6. Ордовикская система. Средний-верхний отделы. Новоберезовская толща. Базальты афировые, вариолиты, туфопесчаники, туфоалевролиты, туффиты, кремнистые сланцы, зеленые сланцы, кварциты, амфиболиты. 7. Уктусский комплекс дунит-верлит-клинопироксенитовый. Верлиты, клинопироксениты. 8. Ультраосновные породы нерасчлененные: серпентиниты и тальк-карбонатные породы. 80 5,0 4,5 Ln (УА Cs-137, Бк/кг) 4,0 3,5 3,0 ± 95% ДИ ± Стандартная ошибка 2,5 Среднее значение 2,0 1,5 1 2 3 4 6 7 5 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 45.Средние логарифмов УА Cs-137 для различных зон литогенного субстрата 75 70 Al, г/кг 65 60 ± 95% ДИ 55 ± Стандартная ошибка Среднее значение 50 45 40 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 46. Средние концентрации Al для различных зон литогенного субстрата 81 2000 1800 1600 Mn, мг/кг 1400 1200 ± 95% ДИ 1000 ± Стандартная ошибка Среднее значение 80 60 40 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 47. Средние концентрации Mn для разных зон литогенного субстрата 55 50 Fe, г/кг 45 40 35 ± 95% ДИ 30 ± Стандартная ошибка 25 20 Среднее значение 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 48. Средние концентрации Fe для различных зон литогенного субстрата 82 36 34 32 30 Co, мг/кг 28 26 24 22 ± 95% ДИ 20 18 ± Стандартная ошибка 16 Среднее значение 14 12 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 49. Средние концентрации Co для различных зон литогенного субстрата 5,8 Ln (концентрации Ni, мг/кг) 5,6 5,4 5,2 5,0 ± 95% ДИ 4,8 ± Стандартная ошибка 4,6 Среднее значение 4,4 4,2 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 50. Средние логарифмов концентрации Ni для разной литогенной основы 83 5,0 Ln (концентрации Cu, мг/кг) 4,8 4,6 4,4 ± 95% ДИ ± Стандартная ошибка 4,2 Среднее значение 4,0 3,8 1 2 3 4 5 6 7 8 Зона литогенного субстрата Рис. 51. Средние логарифмов концентрации Cu для разной литогенной основы 6,8 6,6 Ln (концентраии Zn, мг/кг) 6,4 6,2 6,0 5,8 5,6 5,4 ± 95% ДИ 5,2 ± Стандартная ошибка 5,0 Среднее значение 4,8 4,6 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 52. Средние логарифмов концентрации Zn для разной литогенной основы 84 5,2 5,0 Ln (концентрации Pb, мг/кг) 4,8 4,6 4,4 4,2 4,0 3,8 ± 95% ДИ 3,6 ± Стандартная ошибка 3,4 Среднее значение 3,2 3,0 2,8 1 2 3 4 5 6 7 8 Зона литогенного субстрата Рис. 53. Средние логарифмов концентрации Pb для разной литогенной основы 8,6 8,4 8,2 pH, ед. 8,0 7,8 7,6 ± 95% ДИ 7,4 ± Стандартная ошибка 7,2 Среднее значение 7,0 6,8 1 2 3 4 5 6 7 Зона литогенного субстрата 8 Рис. 54. Средние значения pH для различных зон литогенного субстрата 85 Таблица 17. Уровень значимости различий средних концентраций элементов и pH между разными зонами литогенного субстрата Показатель p-значение Al 0,18 Mn <0,01 Fe 0,01 Co <0,01 Ln Ni 0,18 LnCu 0,11 LnZn 0,85 LnPb 0,07 pH <0,01 Примечание. При p<0,05 различия значимы Наблюдаются значимые различия между средними концентрациями Mn, Fe, Co и Al по зонам литогенного субстрата на территории г. Екатеринбурга. Результаты анализа подтверждают предположение о литогенном происхождении этих элементов в отложениях. Средние значения pH образцов между зонами с разным литогенным субстратом также значимо различаются. Следовательно, можно сделать вывод о том, что щелочно-кислотные свойства отложений обусловлены материнскими породами, выходящими на территориях селитебных зон города. Средние концентрации Ni, Cu, Zn и Pb в отложениях на территориях с разным литогенным субстратом значимо не различаются. Следовательно, накопление этих элементов в отложениях не связано с материнскими породами. 5.2. Связь концентраций металлов с уровнем кислотности отложений Обнаруживаются статистически значимые корреляционные связи концентраций Mn, Co, Ni Cu, Zn и Pb с pH. Диаграммы соотношения концентраций ТМ и pH представлены на рис 43–50. Связи концентраций ТМ и pH более очевидны при рассмотрении средних значений ТМ в группах pH 6–6,5, 6,5– 7, 7–7,5, 7,5–8, 8–8,5, >8,5 (табл. 18, рис. 55–62). 86 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 200 400 600 Pb, мг/кг 800 1000 1200 Рис. 55. Диаграмма рассеяния концентрации Pb и pH 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 1000 2000 3000 4000 Zn, мг/кг Рис. 56. Диаграмма рассеяния концентрации Zn и pH 5000 87 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 50 100 150 200 250 300 350 400 Cu, мг/кг Рис. 57. Диаграмма рассеяния концентрации Cu и pH 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 100 200 300 400 500 600 Ni, мг/кг Рис. 58. Диаграмма рассеяния концентрации Ni и pH 700 88 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 Co, мг/кг Рис. 59. Диаграмма рассеяния концентрации Co и pH 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 200 400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200 2400 Mn, мг/кг Рис. 60. Диаграмма рассеяния концентрации Mn и pH 89 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 20 40 60 80 100 120 Al, г/кг Рис. 61. Диаграмма рассеяния концентрации Al и pH 9,0 pH, ед. 8,0 7,0 6,0 0 10 20 30 40 50 60 Fe, г/кг Рис. 62. Диаграмма рассеяния концентрации Fe и pH 70 80 90 Таблица 18. Коэффициенты корреляции между содержаниями ТМ и pH в отложениях Металл Коэффициент корреляции Al, г/кг r = -0,01, p = 0,85 Fe, г/кг r = 0,05, p = 0,45 Mn, мг/кг r = 0,14, p = 0,04 Co, мг/кг r = 0,31, p < 0,01 Ni, мг/кг r = 0,23, p < 0,01 Cu, мг/кг r = -0,15, p = 0,03 Zn, мг/кг r = -0,2, p < 0,01 Pb, мг/кг r = -0,17, p = 0,02 Экспоненциальная Среднее аппроксимация для связи средней слабокислой концентрации ТМ среды в группах pH 6–6,5, 6,5–7, 7–7,5, 7,5–8, 8–8,5, >8,5 и pH y = 58·e-0,01 x, p < 0,01, 53 R2 = 0,98, (p < 0,01) y = 39·e-0,01 x, p < 0,01, 34 R2 = 0,99, (p < 0,01) y = 426·e 0,09·x, p < 0,01, 744 2 R = 0,97, (p < 0,01) y = 5,8·e 0,17·x, p < 0,01, 17 R2 = 0,9, (p < 0,01) y = 19·e0,28 x, p < 0,01, 105 2 R = 0,9 (p < 0,01) y = 240·e-0,11 x, p < 0,01, 105 R2 = 0,96 (p < 0,01) y = 6243·e-0,34 x, 474 p < 0,01, R2 = 0,9 (p < 0,01) y = 2169·e-0,4 x, p < 0,01, 102 2 R = 0,96 (p < 0,01) Среднее для слабощелочной среды p-значение (значимость различий между средними при p < 0.05) 55 0,52 37 0,25 835 0,11 22 <0,01 155 <0,01 93 0,21 321 0,01 71 0,02 Связи средних концентраций ТМ в группах pH 6–6,5, 6,5–7, 7–7,5, 7,5–8, 8–8,5, >8,5 и pH показаны на рис. 63 – 68. Корреляционной и функциональной связи между содержаниями Fe и Al с pH не наблюдается. По результатам дисперсионного анализа средние содержания Ni и Co, средние логарифмов концентраций Pb и Zn в выборках значений pH со слабокислой и слабощелочной средой значимо различаются (табл. 18). 91 300 Pb, мг/кг 250 200 150 100 50 0 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 63. Связь концентрации Pb и pH (95% ДИ) 1200 1000 Zn, мг/кг 800 600 400 200 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 64. Связь концентрации Zn и pH (95% ДИ). 140 Cu, мг/кг 120 100 80 60 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 65. Связь концентрации Cu и pH (95% ДИ) 92 260 Ni, мг/кг 220 180 140 100 60 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 9 8,5 Рис. 66. Связь концентрации Ni и pH (95% ДИ) Co, мг/кг 30 20 10 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 67. Связь концентрации Co и pH (95% ДИ) 1100 Mn, мг/кг 1000 900 800 700 600 6 6,5 7 7,5 pH, ед. 8 8,5 9 Рис. 68. Связь концентрации Mn и pH (95% ДИ) Так как корреляционная связь между концентрациями металлов и pH слабая, то уровень pH не влияет на подвижность металлов в отложениях. Тем не 93 менее, принимая во внимание, что катионогенные элементы (ТМ) образуют более растворимые соединения в кислых водах и менее растворимы в нейтральных и щелочных [8, 9] и что доля образцов со слабокислой средой составляет лишь 12 %, в то время как со слабощелочной 88 % (п. 4.2.), можно заключить, что в большей части водосборных поверхностей городских ландшафтов перенос металлов происходит в нерастворимой форме в слабощелочной среде. В нерастворимой форме в отложения попадают: Ni, Co, Mn, Fe и Al. Однако наблюдаются значимо высокие концентрации Cu, Zn и Pb в слабокислой среде, что может свидетельствовать о существовании переноса этих металлов в растворимой форме, но доля ее незначительна. 5.3. Оценка загрязнения отложений в зависимости от времени формирования пониженных участков микрорельефа Результаты анализа корреляционных связей концентраций металлов и УА Cs-137 в отложениях представлены в табл. 19. Таблица 19. Результаты корреляционного анализа концентраций металлов и УА Cs-137 в отложениях В диапазоне УА Cs-137 В диапазоне УА Cs-137 Вид функциональной 0–540 Бк/кг коэффициент 0–20 Бк/кг коэффициент связи в группе УА Cs-137 корреляции, p-значение корреляции, p-значение 0–20 Бк/кг, p-значение Pb r = 0,16, p = 0,02 r = 0,3, p = 0,03 y = 50·e0,03·x, p < 0,05 Zn r = 0,5, p < 0,01 r = 0,3, p = 0,03 y = 206·e0,02·x, p < 0,05 Cu r = 0,4, p < 0,01 r = 0,09, p = 0,5 y = 76·e0,01·x, p = 0,3 Fe r = -0,03, p = 0,64 r = 0,07, p = 0,5 y = 37·e0,006·x, p = 0,4 Ni r = 0,04, p = 0,5 r = 0,3, p = 0,15 y = 114·e0,02·x, p = 0,1 Co r = -0,05, p = 0,5 r = 0,2, p = 0,16 y = 20·e0,01·x, p = 0,1 Mn r = -0,11, p = 0,1 r = 0,2, p = 0,16 y = 790·e0,008·x, p = 0,3 Al r = -0,23, p<0,01 r = -0,6, p = 0,7 y = 65·e-0,004·x, p = 0,5 Металл В группе с УА Cs-137 0–20 Бк/кг эта связь может быть описана экспоненциальной функцией. Содержания Pb, Zn, Cu, Mn и Al в отложениях 94 находятся в корреляционной связи с УА Cs-137. Связь Pb и Zn с УА Cs-137 статистически значима (p < 0,05) в выборке отложений с УА нуклида до 20 Бк/кг. На рис. 69–76 показаны связи средних концентраций металлов с УА Cs-137 (диапазоны 0–10 Бк/кг, 10–50 Бк/кг, >50 Бк/кг), приведены стандартная ошибка и 95 % ДИ. Согласно предложенной хронологии (п. 4.4.) если величина УА Cs-137 в отложениях находится в интервалах более 50, 10–50 и < 10 Бк/кг, принимается, что площадь водосбора и отложения сформировалась в 1945–1969, 1970–1989 и 1990–2010 гг. соответственно. 160 140 Pb, мг/кг 120 ± 95% ДИ 100 ± Стандартная ошибка 80 Среднее значение 60 40 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 69. Связь концентрации Pb с УА Cs-137 95 850 750 550 ± 95% ДИ 450 ± Стандартная ошибка 350 Среднее значение 250 150 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 70. Связь концентрации Zn с УА Cs-137 50 40 Fe, г/кг Zn, мг/кг 650 ± 95% ДИ 30 ± Стандартная ошибка Среднее значение 20 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 71. Связь концентрации Fe с УА Cs-137 96 80 Al, г/кг 60 ± 95% ДИ 40 ± Стандартная ошибка Среднее значение 20 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 72. Связь концентрации Al с УА Cs-137 1000 Mn, мг/кг 900 800 700 ± 95% ДИ 600 ± Стандартная ошибка Среднее значение 500 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 73. Связь концентрации Mn с УА Cs-137 25 Co, мг/кг ± 95% ДИ ± Стандартная ошибка 20 Среднее значение 15 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 74. Связь концентрации Co с УА Cs-137 97 250 Ni, мг/кг 200 150 ± 95% ДИ ± Стандартная ошибка 100 Среднее значение 50 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 75. Связь концентрации Ni с УА Cs-137 140 Cu, мг/кг 120 100 ± 95% ДИ 80 ± Стандартная ошибка 60 40 Среднее значение 0-10 10-50 УА Cs-137, Бк/кг >50 Рис. 76. Связь концентрации Cu с УА Cs-137 Для Pb, Zn и Cu корреляционная связь с УА Cs-137 значимая и положительная: чем выше УА Cs-137 (и соответственно возраст поверхности водосбора), тем выше концентрации металлов. Такая связь может быть объяснена постоянным поступлением ТМ в результате загрязнения окружающей среды. Таким образом, Pb, Zn и Cu имеют техногенное происхождение и являются загрязнителями. Концентрации Fe, Ni, Co, Mn и Al в отложениях не связаны с УА Cs-137. Эти элементы не поступают в окружающую среду в количествах, позволяющих говорить о загрязнении. 98 Экстраполяция связи концентрации металла с УА Cs-137 до нулевого уровня УА позволяет определить т.н. «фоновую» концентрацию металла в отложениях, которая не связана с загрязнением. Для оценки этой величины рассмотрена группа образцов отложений с УА Cs-137 <20 Бк/кг (табл. 19), Фоновые концентрации Pb, Cu и Zn в отложениях составляют 50, 76 и 206 мг/кг соответственно (табл. 19). Понятие «фоновая концентрация» является достаточно условным с учетом того, что в рамках рассматриваемого подхода в начальный момент времени отложения в пониженном участке микрорельефа не сформировались, однако эта величина может служить репером для оценки степени загрязнения отложений[112, 113]. Результаты расчета средних значений содержания металлов в отложениях в зависимости от УА Cs-137 и данные об условных фоновых содержаниях металлов позволяют провести оценку годового поступления металлов в различные периоды времени. Хронология, хотя и является относительной, с достаточной степенью уверенности позволяет определить средний эффективный возраст формирования отложений в определенный период времени в зависимости от средней УА Cs-137 в группе. Результаты расчета годового поступления Pb, Zn и Cu в отложения показаны на рис. 77. 10 Содержание ТМ, мг/кг Zn 8 6 4 2 Cu Pb 0 1945–1969 1970–1989 Год 1990–2007 Рис. 77. Среднегодовое поступление Cu, Zn и Pb в отложения в зависимости от года формирования ландшафта 99 Наблюдается заметное снижение поступления Zn в отложения. Максимальное поступление наблюдалось до 1970 г., к 2000-м г. поступление снизилось в два раза. Одной из причин снижения поступления Zn стало снижение сжигания дров и угля в печах и котельных и постепенный переход на централизованное отопление. Поступление Pb росло с 1950–1960-х г. и начало снижаться после 1990 г. Рост и падение поступления Pb, по-видимому, связаны с ростом числа автомобилей и запретом использования этилированного бензина в 2003 г. соответственно. Поступление металлов в отложения отражает их поступление в окружающую среду. 5.4. Сравнительный анализ загрязнения тяжелыми металлами отложений и других компонентов урбанизированной окружающей среды Полученные результаты оценки годового поступления металлов (рис. 77) позволяют провести сравнение содержания металлов в отложениях с содержанием в атмосферных выпадениях. На рис. 78 показано соотношение между годовым поступлением металлов в отложения и уровнями загрязнения атмосферного воздуха в г. Екатеринбурге. Использованные для построения рис. 78 уровни среднегодового загрязнения атмосферы определены по среднемесячным концентрациям металлов в атмосферном воздухе, полученным Среднегодовое содержание металла в атмосфере, мкг/м3 ГУ «Свердловский ЦГМС-Р». 0,3 0,25 Zn 0,2 0,15 Pb 0,1 Cu 0,05 0 0 1 2 3 4 Годовое поступление металлов в отложения, мг/кг Рис. 78. Соотношение между годовым поступлением металлов в отложения и средними уровнями загрязнения атмосферного воздуха в период 1990–2010 гг. 100 В табл. 20 представлены средние содержания в отложениях по семи укрупненным районам, данные по загрязнению почв, фоновые концентрации, содержание ТМ в почвах лесопарков г. Екатеринбурга. Средние содержания Cu, Pb, Ni и Zn в отложениях значительно превышают концентрации в почвах лесопарковых зон. Превышение связано с антропогенным происхождением ТМ в отложениях. Лесопарки располагаются на достаточном удалении от основных источников загрязнения города (промышленных предприятий), но неподалеку от автомагистралей с высокой плотностью трафика [148]. Таблица 20. Средние значения содержаний ТМ в отложениях и почвах в г. Екатеринбурге Среднее арифметическое Район, параметр Запад Центр Север Северо-восток Восток Юг Юго-запад Среднее по городу Среднее геометрическое Al, г/кг Mn, мг/кг Fe, г/кг Co, мг/кг Ni, мг/кг Cu, мг/кг Zn, мг/кг Pb, мг/кг 61 52 51 51 60 59 50 790 808 854 864 673 1005 649 34 34 37 44 41 38 28 19 21 23 24 19 25 16 128 143 189 195 136 131 122 102 103 93 127 77 79 91 271 432 285 426 224 288 436 71 87 61 104 52 42 90 Cs137, Бк/кг 28 42 42 42 14 35 36 55 824 37 22 175 104 455 103 – Данные из [72] Средняя концентрация в почвах в городе Диапазон концентраций в почвах в городе Диапазон фоновых для города концентраций элемента в почвах Концентрация – 638 24 21 125 88 153 51 – – 247– 1522 12– 43 6–35 34–297 34–155 56–342 12– 143 – – 515– 1886 – 11–22 19–35 32–103 80–127 22–33 – 18–30 – – Содержание ТМ в почвах лесопарков [148] 814– – 17–27 40–67 55–89 48–160 1000 101 Усредненные концентрации Cu, Pb, Zn и Ni в отложениях значительно превышают концентрации этих элементов в почвах на фоновых площадках ГУ «Свердловский ЦГМС-Р», что свидетельствует о техногенном загрязнении отложений Cu, Pb, Zn и Ni, в то время как содержание Mn и Co в отложениях сопоставимо с содержанием в почвах на фоновых площадках. Для анализа связи содержания металлов в отложениях и почвах в городе была составлена трехмерная корреляционная матрица. В табл. 21 представлены значения коэффициентов корреляции (r1) концентраций металлов в почвах города по данным [72]. Таблица 21. Значения коэффициентов корреляции (r1) концентраций металлов в почвах города по данным [72] Pb Mn Ni Cu Pb 1 -0,09 0,01 0,04 Mn 1 -0,29* -0,03 Ni 1 0,20 Cu 1 Zn Co Fe * – Корреляция статистически значима при p < 0,05. Zn 0,05 0,00 0,04 0,33* 1 - Co -0,06 0,18 0,59* 0,14 -0,15 1 - Fe -0,11 0,52* -0,04 0,11 -0,09 0,34* 1 В табл. 22 показаны коэффициенты корреляции (r2) концентраций ТМ в отложениях. Таблица 22. Коэффициенты корреляции (r2) концентраций металлов в отложениях Al Mn Fe Co Ni Al 1 0,34* 0,40* 0,11 -0,21* Mn 1 0,51* 0,59* 0,12 Fe 1 0,60* 0,27* Co 1 0,72* Ni 1 Cu Zn Pb Cs-137 * – Корреляция статистически значима при p < 0,05. Cu -0,06 0,23* 0,33* 0,38* 0,28* 1 - Zn -0,22* -0,04 0,12 0,11 0,16* 0,59* 1 - Pb -0,14* -0,03 0,10 0,07 0,16* 0,38* 0,36* 1 - Cs-137 -0,23* -0,11 -0,03 -0,05 0,04 0,36* 0,51* 0,16* 1 102 Статистически значимые (при p < 0,05) коэффициенты корреляции (r2) получены для следующих пар ТМ в отложениях: - Al и Mn, Fe, Ni, Zn, Pb, Cs; - Mn и Fe, Co, Cu; - Fe и Co, Ni, Cu; - Co и Ni, Cu; - Ni и Cu, Zn, Pb; - Cu и Zn, Pb Cs; - Zn и Pb, Cs; - Pb и Cs. Статистически значимы (при p < 0,05) коэффициенты корреляции (r1) в почвах для следующих металлов: Mn и Ni, Fe; Ni и Co; Cu и Zn; Fe и Co. Проведен корреляционный анализ коэффициентов корреляции r1 и r2, результаты анализа представлены на рис 79. 0,8 Коэффициент корреляции r2 0,7 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 0 -0,4 -0,2 -0,1 0 0,2 0,4 0,6 0,8 Коэффициент корреляции r1 Рис. 79. Результаты корреляционного анализа коэффициентов корреляции r1 и r2 Связь между r1 и r2 достоверно аппроксимируется линейной функцией вида y = 0,22 + 0,84x, R2 = 0,71. Коэффициент корреляции между коэффициентами корреляции r1 и r2 r = 0,84. Этот факт свидетельствует об общем генезисе металлов в отложениях и почвах. 103 5.5. Вещественный состав отложений Гранулометрический анализ проведен для четырех проб отложений из разных районов города. Результаты анализа приведены в табл 23. Таблица 23. Результаты гранулометрического анализа образцов отложений Размер фракции <0,1 0,1–0,25 0,25–0,5 0,5–1 1–2 2–5 5–10 >10 Содержание в каждой фракции, %, номер пробы 18 5 57 1 0,15 0,17 0,17 0,25 0,18 0,16 0,16 0,22 0,22 0,19 0,16 0,23 0,13 0,12 0,09 0,14 0,19 0,21 0,23 0,32 0,12 0,14 0,15 0,21 0,03 0,01 0,04 0,06 0,01 0,01 0,01 0,01 По результатам анализа можно сделать вывод о том, что в отложениях преобладают фракции 1–2 мм (дресвяные частицы, гравий) и частицы размером < 0,5 мм (мелкий песок, пыль, глинистые частицы). Минеральный состав отложений исследовался в отмытой пробе № 5. Результаты изучения по фракциям приведены ниже. На рис. 80 показана фракция > 1 мм. Стекло Рис. 80. Состав фракции отложений > 1 мм Техногенные частицы представлены остроугольными обломками стекла. Более крупные обломки представлены габбро, гранатом, кварцем и кремнистыми 104 породами. Обломки большей частью не окатаны, что свидетельствует о привносе их в отложения из строительных материалов. На рис. 81 приведен минеральный состав фракции < 1 мм. Преобладает кварц (~ 60–70 %), другие породообразующие минералы, представлены полевыми шпатами, гранатом. Кварц Рис. 81. Минеральный состав фракции отложений < 1 мм. Увеличение 32х На рис. 82 показана магнитная фракция отложений. Техногенные частицы представлены обломками стального полотна пилы по металлу, единичными сферами, не окисленными с блестящей поверхностью. Остальная часть фракции состоит из зерен магнетита, частиц октаэдрической формы. Техногенные образования в отложениях фиксируются в небольшом количестве. Вероятно, миграция тяжелых металлов происходит в подвижной форме с последующей сорбцией на пылеватых частицах. 105 Сфера Магнетит Рис. 82. Минеральный состав магнитной фракции отложений. Увеличение 32х 5.6. Результаты оценки экологического состояния городской среды Оценка уровня химического загрязнения отложений проводилась по нескольким показателям [149]: 1. Коэффициенту концентрации химического вещества (К), который определяется как отношение фактического содержания вещества в отложениях (С, мг/кг) к региональному фоновому содержанию в почве (Сф, мг/кг): К = С / Сф. 2. Коэффициенту концентрации химического вещества (Ко-п) в отложениях (С, мг/кг) относительно фактического содержания вещества в почве (Сп, мг/кг) на рассматриваемой территории: Ко-п = С / Сп. 3. Суммарному показателю загрязнения (Z), равному сумме коэффициентов концентраций химических элементов-загрязнителей и выраженному формулой: n Z с = ∑ K i − (n − 1) . i =1 Результаты оценки уровня химического загрязнения отложений для г. Екатеринбурга приведены в табл. 24. Рассчитан коэффициент концентрации ТМ 106 в отложениях согласно [149], по данным таблиц: 2–5, 13, 19, п. 2.5 и п. 5.3 для металлов, концентрации которых в отложениях превышают содержание кларковых. Таблица 24. Коэффициенты концентрации химического вещества К и суммарный показатель загрязнения Металл K1 K2 K3 K4 K5 K6 K7 K8 K9 K10 Ni, мг/кг 2,07 1,68 7,30 2,52 2,61 2,92 5,48 1,01 0,89 1,54 Cu, мг/кг 1,44 0,82 3,72 1,98 1,75 3,10 1,44 1,06 0,54 1,37 Zn, мг/кг 4,15 2,70 4,61 3,94 4,81 3,63 3,80 2,59 2,14 2,21 Pb, мг/кг 3,03 1,73 3,35 4,19 5,58 5,58 3,31 1,41 1,19 2,06 Zс 10,68 6,93 18,98 12,62 14,75 15,24 14,02 6,07 4,76 7,17 K1 – отношение содержания вещества в отложениях к среднему содержанию в почве [118], K2 – отношение содержания вещества в отложениях к среднему содержанию в почве Верх-Исетского района г. Екатеринбурга [118], K3 – отношение содержания вещества в отложениях к кларку по Тейлору [121], K4 – отношение содержания вещества в отложениях к кларку по А. П. Виноградову [121], K5 – отношение содержания вещества в отложениях к кларку земной коры [124– 128], K6 – отношение содержания вещества в отложениях к кларку в почве [124–128], K7 – отношение содержания вещества в отложениях к фоновым концентрациям в почве (табл. 5), K8 – отношение содержания вещества в отложениях к концентрациям кислоторастворимых форм в почве (табл. 4), K9 – отношение содержания вещества в отложениях к концентрации валовых форм в почве (табл. 3), 107 K10 – отношение содержания вещества в отложениях к фоновым концентрациям в отложениях. Согласно ориентировочной оценочной шкале опасности загрязнения почв по суммарному показателю загрязнения [149] величина суммарного показателя загрязнения Zс составляет менее 16. Эта оценка соответствует допустимой категории загрязнения. По степени загрязнения отложения позволяют ранжировать жилые районы. В табл. 25 представлены результаты оценки суммарного показателя загрязнения Pb, Zn и Cu (по отношению к средним фоновым концентрациям металлов в почвах, по данным ГУ «Свердловский ЦГМС-Р» (табл. 5)) для разных районов города. Таблица 25. Оценка суммарного показателя загрязнения Pb, Zn и Cu (по отношению к средним фоновым концентрациям металлов в почвах по данным ГУ «Свердловский ЦГМС-Р» (табл. 5)) для районов города Район Zс 11 10 7 12 6 6 9 9 З Ц С С-В В Ю Ю-З Среднее по городу Оценка суммарного показателя загрязнения жилых районов г. Екатеринбурга на основе анализа содержания ТМ в отложениях пониженных участков микрорельефа позволяет ранжировать районы по степени загрязнения. На рис. 83 представлена схема распределения суммарного показателя загрязнения (Zс) Pb, Zn и Cu жилых районов города в отложениях пониженных участков микрорельефа. 108 Рис. 83. Схема распределения суммарного показателя загрязнения (Zс) Pb, Zn и Cu в отложениях пониженных участков микрорельефа в жилых районах города 109 Цвет на схеме Уровни загрязнения отложений в локальных понижениях микрорельефа селитебных зон Низкий Слабо опасный Умеренно опасный Значения Zс – 0–8 – 8–16 – 16–32 Экологическое состояние селитебных территорий Удовлетворительное Относительно удовлетворительное На территории г. Екатеринбурга суммарный показатель загрязнения (Zс) Pb, Zn и Cu жилых районов города на основе исследования отложений пониженных участков микрорельефа достигает значения 32. Большая часть территорий обследованных жилых районов имеет низкие и слабо опасные уровни загрязнения Pb, Zn и Cu. По результатам проведенных оценок селитебные территории урбанизированной среды г. Екатеринбурга находятся в удовлетворительном и относительно удовлетворительном экологическом состоянии. Выводы 1. Происхождение Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях связано с антропогенными источниками, такими как автотранспорт и промышленные предприятия, металлы являются поллютантами. Металлы Al, Fe, Mn и Co имеют литогенное происхождение. Генетическая связь содержания ТМ в материале отложений с почвой подтверждена результатами корреляционного анализа. 2. Причинами пространственной неоднородности загрязнения отложений в районах могут быть: разный возраст грунтов на селитебных территориях, близость к основным стационарным источникам загрязнения, промышленным предприятиям, крупным автодорогам, наложение (суперпозиция) выбросов стационарных источников, локальные низкорасположенные и нестационарные источники загрязнения, учет которых особенно труден. Концентрации Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях в южных районах города ниже, чем в остальных. Анализ пространственного распределения остальных металлов не выявляет дополнительных источников пространственной неоднородности распределения концентраций. 3. Щелочно-кислотные свойства отложений обусловлены материнскими породами, выходящими на территориях селитебных зон города. В большей части 110 дворов перенос металлов в отложения происходит в нерастворимой форме в слабощелочной среде. В нерастворимой форме в отложения попадают: Ni, Co, Mn, Fe и Al. Значимо высокие концентрации Cu, Zn и Pb в слабокислой среде могут свидетельствовать о существовании переноса этих металлов в растворимой форме, но доля его незначительна. 4. Концентрации Pb, Zn и Cu находятся в корреляционной связи с УА Cs-137. Чем выше УА Cs-137 (возраст поверхности водосбора), тем выше концентрации металлов. Такая связь может быть объяснена постоянным поступлением ТМ в результате загрязнения окружающей среды. Концентрации Fe, Ni, Co, Mn и Al в отложениях не связаны с УА Cs-137. Эти элементы не поступают в окружающую среду в количествах, позволяющих говорить о загрязнении. 7. Связь концентраций поллютантов и УА Cs-137 в отложениях позволяет провести оценку годового поступления металлов в различные периоды времени, восстановить фоновые содержания металлов. 8. Предложен подход по определению возраста загрязнения ТМ антропогенных грунтов в городе. 9. Оценка суммарного показателя загрязнения жилых районов г. Екатеринбурга на основе анализа содержания ТМ в отложениях пониженных участков микрорельефа позволяет ранжировать районы по степени загрязнения. 111 ЗАКЛЮЧЕНИЕ 1. При проведении эколого-геохимических исследований и оценки состояния загрязнения селитебных зон необходимо учитывать процессы переноса, в результате которых миграционные потоки поллютантов депонируются отложениями локальных понижений микрорельефа. 2. Обоснована целесообразность и разработан подход эколого-геохимического исследования городского ландшафта на основе изучения отложений пониженных участков микрорельефа как индикатора загрязнения среды. 3. В качестве компонента опробования пригодного для проведения индикации загрязнения отложения обладают рядом преимуществ перед другими компонентами в эколого-геохимических исследованиях городских ландшафтов. К таким преимуществам относятся интегрирование загрязнения по пространству в пределах поверхности водосбора и по времени за период от формирования ландшафта. 4. Возраст городского ландшафта может быть определен по содержанию в грунте Cs-137. В г. Екатеринбурге датировка возраста ландшафта по содержанию Cs-137 проводится с принятием следующей хронологии: поверхность, сформировавшаяся в 1950–1960-е г. имеет УА Cs-137 около 120 Бк/кг на настоящий момент, сформировавшаяся в 1970–1980-е – 40–60 Бк/кг, сформировавшаяся после 1990 г., – менее 10 Бк/кг. 5. Связь между содержанием металлов и УА Cs-137 в отложениях позволяет определить комплекс тяжелых металлов-поллютантов и оценить уровни их поступления в различные периоды времени. В г. Екатеринбурге основными загрязнителями (из исследованных) являются Pb, Zn и Cu. Их поступление в окружающую среду за последние десятилетия привело к увеличению содержания Pb, Cu и Zn в отложениях в 2,5, 1,5 и 3 раза в среднем соответственно. 6. В отложениях в г. Екатеринбурге обнаружены две ассоциации тяжелых металлов: литогенная – Al, Mn, Fe и Co и техногенная – Pb, Zn, Cu и Cs-137. Причинами пространственной неоднородности загрязнения отложений в районах 112 могут быть: разный возраст грунтов на селитебных территориях, близость к основным стационарным источникам загрязнения, промышленным предприятиям, крупным автодорогам, наложение выбросов стационарных источников, локальные низкорасположенные и нестационарные источники загрязнения, учет которых особенно труден. Районы города характеризуются умеренной степенью загрязнения отложений в локальных понижениях микрорельефа. 7. По скорости поступления из атмосферы за последние 20 лет металлы ранжируются следующим образом: Zn > Pb > Cu. Выявлены различные тенденции в изменении скоростей поступления этих металлов. Наблюдается корреляция скоростей поступления Zn, Pb и Cu с данными о содержании металлов в атмосфере. 8. Щелочно-кислотные свойства отложений обусловлены литогенным субстратом на территориях селитебных зон города. В селитебных зонах перенос металлов в отложения происходит в нерастворимой форме в слабощелочной среде. В нерастворимой форме в отложения попадают: Ni, Co, Mn, Fe и Al. Значимо высокие концентрации Cu, Zn, Pb и Cs-137 в слабокислой среде могут свидетельствовать о существовании переноса этих металлов в растворимой форме, но доля его незначительна. 113 СПИСОК СОКРАЩЕНИЙ И УСЛОВНЫХ ОБОЗНАЧЕНИЙ Cs-137 Цезий-137 ДИ Доверительный интервал ОДК Ориентировочно допустимая концентрация ОС Окружающая среда ПДК Предельно допустимая концентрация СЗЗ Санитарно-защитная зона ТМ Тяжелые металлы УА Удельная активность УС Урбанизированная среда 114 СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ 1. Карако П. С. Философия и методология науки: В. И. Вернадский. Учение о биосфере / П. С. Карако. – Минск : Экоперспектива, 2007. – 208 с. 2. Kabata-Pendias A. Trace elements in soils and plants. Third Edition / A. KabataPendias, H. Pendias. – USA : CRC Press LLC, 3d edition, 2001. – 432 p. 3. Одум Ю. Экология : в 2-х т. / Ю. Одум. – М. : Мир, 1986. – Т.1 – 328 с.; Т.2 – 376 с. 4. Одум Ю. Основы экологии / Ю. Одум. – М. : Мир, 1975. – 740 с. 5. Алексеенко В. А. Экологическая геохимия: учебник / В. А. Алексеенко. – М. : Логос, 2000. – 627 с. 6. Почва, город, экология / под ред. Г. В. Добровольского. – М. : Фонд «За экономическую грамотность» , 1997. – 310 с. 7. Экология города / под ред. Н. С. Касимова. – М. : Научный мир, 2004. – 624 с. 8. Касимов Н. С. Экогеохимия городских ландшафтов / Н. С. Касимов. – М. : Изд-во Моск. гос. у-та, 1995. – 327 с. 9. Перельман А. И. Геохимия ландшафта / А. И. Перельман, Н. С. Касимов. – М. : Астрея-2000, 1999. – 610 с. 10. Сает Ю. Е. Геохимия окружающей среды / Ю. Е. Сает, Б. А. Ревич, Е. П. Янин. – М. : Недра, 1990. – 335 с. 11. Котлов Ф. В. Изменение геологической среды под влиянием деятельности человека / Ф. В.Котлов. – М. : Недра, 1978. – 263 с. 12. Емлин Э. Ф. От городища до города: опыт уральской урбанизации / Э. Ф. Емлин // Экология города. – Екатеринбург : Изд-во Урал. гос. ун-та, 2007. – 168 c. 13. Емлин Э. Ф. Геохимические аспекты урбанизации на Урале / Э. Ф. Емлин, Н. П. Конюхова, В. Ю. Ипанов. – Свердловск : Свердлов. обл. правл. Союза НИО СССР, 1988. – 55 с. 14. Емлин Э. Ф. Кадмий в геотехносфере Урала / Э. Ф. Емлин. – Екатеринбург : Изд-во УГГГА, 1997. – 283 с. 115 15. Wong Coby S. C. Urban environmental geochemistry of trace metals / Coby S. C. Wong, Xiangdong Li, Iain Thornton // Environmental Pollution. – 2006. – N 142(1). – P. 1–16. 16. Pickett S. T. A. Urban ecological systems: Scientific foundations and a decade of progress / S. T. A. Pickett, M. L. Cadenasso, J. M. Grove, Christopher G. Boone, Peter M. Groffman, Elena Irwin, Sujay S. Kaushal, Victoria Marshall, Brian P. McGrath, C. H. Nilon, R. V. Pouyat, Katalin Szlavecz, Austin Troy, Paige Warrenm // Journal of Environmental Management. – 2011. – N 92(3). – P. 331– 362. 17. Губернский Ю. Д. Жилище для человека / Ю. Д. Губернский, В. К. Лицкевич. – М. : Стройиздат, 1991. – 227 с. 18. Градостроительство. Планировка и застройка городских и сельских поселений. Актуализированная редакция СНиП 2.07.01-89*. Свод правил СП 42.13330.2011. – М. : Минрегион России, 2010. – 80 с. 19. Толстихин Д. О. Функциональное зонирование городской территории. Геоэкологическое обоснование / Д. О. Толстихин, В. И. Соколова // Геоэкология урбанизированных территорий : сб. тр. Центра практической геоэкологии / под ред. В. В. Панькова, С. М. Орлова. – М. : ЦПГ, 1996. – 108 с. 20. Федеральный закон РФ от 10.01.2002 №7-ФЗ (в редакции от 22.09.2004) «Об охране окружающей среды»; принят Государственной думой 20.12.2001 г., одобрен Советом Федерации 26.12.2001. 21. Санитарно-эпидемиологические требования к качеству почвы. Санитарноэпидемиологические правила и нормативы СанПиН 2.1.7.1287-03; Утверждены Главным государственным санитарным врачом Российской Федерации - Первым заместителем министра здравоохранения Российской Федерации Г. Г. Онищенко 16.04.2003 г.: дата введения: 15 июня 2003 г. 22. Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест. Методические указания МУ 2.1.7.730-99; Утверждены Главным государственным 116 санитарным врачом Российской Федерации Г. Г. Онищенко 7 февр. 1999 г.: дата введения: 5 апр. 1999 г. 23. Предельно допустимые концентрации (ПДК) химических веществ в почве. Гигиенические нормативы ГН 2.1.7.2041-06: утверждены Руководителем Федеральной службы по надзору в сфере защиты прав потребителей и благополучия человека, Главным государственным санитарным врачом Российской Федерации Г. Г. Онищенко 19 янв. 2006 г.; дата введения: 1 апр. 2006 г. 24. Инженерно-экологические изыскания для строительства. Свод правил СП 11102-97 (одобрен Письмом Госстроя РФ от 10.07.1997 № 9-1-1/69). – М. : ПНИИИС Госстроя России, 1997. 25. Иванов В. В. Экологическая геохимия элементов / В. В Иванов. – М. : Экология, 1995. – 576 c. 26. Кротов Ю. А. Предельно допустимые концентрации химических веществ в окружающей среде: справочник / Ю. А. Кротов. – Спб. : Профессионал, 2003. – 430 с. 27. Ильин В. Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение / В. Б. Ильин. – Новосибирск : Наука, 1991. – 152 c. 28. Бондарев Л. Т. Ландшафты, металлы и человек / Л. Т. Бондарев. – М. : Мысль, 1976. – 72 с. 29. Алексеев Ю. В. Тяжелые металлы в почвах и растениях / Ю. В. Алексеев. – Л. : Агропромиздат, 1987. – 142 с. 30. Выделение вредных веществ в атмосферу при различных технологических операциях промышленных производств // Справочные материалы – М. : Промэкознание, 1992. – 96 с. 31. Мотовилин Г. В. Автомобильные материалы: справочник / Г. В. Мотовилин, М. А. Масино, О. М. Суворов. – М. : Транспорт, 1989. – 464 с. 32. Майстренко В. Н. Эколого-аналитический мониторинг суперэкотоксикантов / В. Н. Майстренко, Р. З. Хамитов, Г. К. Будников. – М. : Химия, 1996. – 319 с. 117 33. Фелленберг Г. Загрязнение природной среды. Введение в экологическую химию: Пер. с нем. / Г. Фелленберг. – М. : Мир, 1997. – 232 с. 34. Degaffe F.S. Leaching of zinc from tire wear particles under simulated estuarine conditions / F.S. Degaffe, A. Turner // Chemosphere. – 2011. – N 85(5). – P. 738– 743. 35. EPA 832-B-95-003. Combined Sewer Overflows: Guidance for Nine Minimum Control Measures. USEPA, 1995. 36. Walker W. J. The potential contribution of urban runoff to surface sediments of the Passaic river: sources and chemical characteristics / W. J. Walker, R. P. McNutt, C. A. K. Maslanka // Chemosphere. – 1999. – N 38 (2). – P. 363–377. 37. EPA/600/R-04/121. Stormwater Best Management Practice Design Guide. United States Environmental Protection Agency, 2004. 38. EPA-833-F-08-009. Managing Wet Weather with Green Infrastructure. Municipal Handbook. Green Streets. United States Environmental Protection Agency, 2008. 39. EPA-841-B-05-004. National Management Measures to Control Nonpoint Source Pollution from Urban Areas, United States Environmental Protection Agency, Office of Water, Washington, DC, 2005. 40. EPA-821-R-99-012. Preliminary Data Summary of Urban Stormwater Best Management Practices. United States Environmental Protection Agency, 1993. 41. EPA 832-B-95-003. Combined Sewer Overflows: Guidance for Nine Minimum Control Measures. USEPA, 1995. 42. Jartun M. Runoff of particle bound pollutants from urban impervious surfaces studied by analysis of sediments from stormwater traps / M. Jartun, R. T. Ottesen, E. Steinnes, T. Volden // S. of the Tot. Env. – 2008. – N 396(2–3). – P. 147–163. 43. Helmreich B. Opportunities in rainwater harvesting / B. Helmreich, H. Horn // Desalination. – 2009. – № 248(1-3). – P. 118–124. 44. Jartun M. Runoff of particle bound pollutants from urban impervious surfaces studied by analysis of sediments from stormwater traps / M. Jartun, R.T. Ottesen, E. Steinnes, T. Volden // S. of the Tot. Env. – 2008. – № 396(2–3). – P. 147–163. 118 45. Nolde E. Possibilities of rainwater utilisation in densely populated areas including precipitation runoffs from traffic surfaces / E. Nolde // Desalination. – 2007. – N 215(1-3). – P. 1–11. 46. Kose T. Source analysis for polycyclic aromatic hydrocarbon in road dust and urban runoff using marker compounds / T. Kose, T. Yamamoto, A. Anegawa, S. Mohri, Y. Ono // Desalination. – 2008. – N 226(1–3). – P. 151–159. 47. Göbel P. Storm water runoff concentration matrix for urban areas / P. Göbel, C. Dierkes, W. G. Coldewey // J. of Cont Hydr. – 2007. – N 91(1-2). – P. 26–42. 48. Davis A. P. Loading estimates of lead, copper, cadmium, and zinc in urban runoff from specific sources / A. P. Davis, M. Shokouhian, S. Ni // Chemosphere. – 2001. – N 44(5). – P. 997–1009. 49. Wang S. Pollutant concentrations and pollution loads in stormwater runoff from different land uses in Chongqing / S. Wang, Q. He, H. Ai, Z. Wang, Q. Zhang // J. of Env. Sci. – 2013. – N 25(3). – P. 502–510. 50. Vialle C. Pesticides in roof runoff: Study of a rural site and a suburban site / C. Vialle, C. Sablayrolles, J. Silvestre, L. Monier, S. Jacob, M.-C. Huau, M. Montrejaud-Vignoles // J. of Env. Management. – 2013. – N 120. – P. 48–54. 51. Vialle C. Monitoring of water quality from roof runoff: Interpretation using multivariate analysis / C. Vialle, C. Sablayrolles, M. Lovera, S. Jacob, M.-C. Huau, M. Montrejaud-Vignoles // Water Research. – 2011. – N 45(12). – P. 3765–3775. 52. Lee J. Y. Quality of roof-harvested rainwater e Comparison of different roofing materials / J.Y. Lee, G. Bak, M. Han // Env. Pollution. – 2012. – N 162. – P. 422– 429. 53. Blocken B. A simplified numerical model for rainwater runoff on building facades: Possibilities and limitations / B. Blocken, J. Carmeliet // Building and Environment. – 2012. – N 53. – P. 59–73. 54. Blocken B. Rainwater runoff from building facades: A review / B. Blocken, D. Derome, J. Carmeliet // Building and Environment. – 2013. – N 60. – P. 339– 361. 119 55. Водяницкий Ю. Н. Тяжелые металлы и металлоиды в почвах / Ю. Н. Водяницкий. – М. : Почвенный институт им. В. В. Докучаева РАСХН, 2008. – 96 с. 56. Ikem A. Runoff effect on eutrophic lake water quality and heavy metal distribution in recent littoral sediment / A. Ikem, S. Adisa // Chemosphere. – 2011. – N 82(2). – P. 259–267. 57. Weston D. P. Residential runoff as a source of pyrethroid pesticides to urban creeks / D. P. Weston, R. W. Holmes, M. J. Lydy // Env. Pollution. – 2009. – N 157(1). – P. 287–294. 58. Hwang H.-M. Characterization of polycyclic aromatic hydrocarbons in urban stormwater runoff flowing into the tidal Anacostia River, Washington, DC, USA / H.-M. Hwang, G. D. Foster // Env. Pollution. – 2006. – N 140(3). – P. 416–426. 59. Mellor A. Lead and zinc in the Wallsend Burn, an urban catchment in Tyneside, UK / A. Mellor // Sci. of the Tot. Env. – 2001. – N 269(1–3). – P. 49–63. 60. Selbig W. R. From streets to streams: Assessing the toxicity potential of urban sediment by particle size / W. R. Selbig, R. Bannerman, S. R. Corsi // Sci. of the Tot. Env. – 2013. – N 444. – P. 381–391. 61. Qin H. Frequency analysis of urban runoff quality in an urbanizing catchment of Shenzhen, China / H. Qin, X. Tan, G. Fu, Y. Zhang, Y. Huang // J. of Hydrology. – 2013. – N 496. – P. 79–88. 62. Villarreal E. L. Analysis of a rainwater collection system for domestic water supply in Ringdansen, Norrkoping, Sweden / E. L. Villarreal, A. Dixon // Building and Environment. – 2005. – N 40(9). – P. 1174–1184. 63. Gallo E. L. Land cover controls on summer discharge and runoff solution chemistry of semi-arid urban catchments / E. L. Gallo, P. D. Brooks, K. A. Lohse, J. E. T. McLain // J. of Hydrology. – 2013. – N 485. – P. 37–53. 64. Borsi I. On the infiltration of rain water through the soil with runoff of the excess water / I. Borsi, A. Farina, A. Fasano // Nonlinear Analysis: Real World Applications. – 2004. – № 5(5). – P. 763–800. 120 65. Веницианов Е. В. Экологический мониторинг: шаг за шагом / под ред. Е. А. Заика. – М. : РХТУ им. Д. И. Менделеева, 2003. – 252 с. 66. Израэль Ю. А. Экология и контроль состояния природной среды / Ю. А. Израэль. – Л. : Гидрометеоиздат, 1979. – 376 с. 67. Duzgoren-Aydin N. S. Sources and characteristics of lead pollution in the urban environment of Guangzhou / N. S. Duzgoren-Aydin // Science of the Total Environment. – 2007. – N 385(1–3). – P. 182–195. 68. Wei B. A review of heavy metal contaminations in urban soils, urban road dusts and agricultural soils from China / B. Wei, L. Yang // Microchemical Journal. – 2010. – N 94(2). – P. 99–107. 69. Luo X. Trace metal contamination in urban soils of China / X. Luo, S. Yu, Y. Zhu, X. Li // Sci. of the Tot. Env. – 2012. – N 421–422. – P. 17–30. 70. Hooker P. J. Risk-based characterisation of lead in urban soils / P. J. Hooker, C. P. Nathanail // Chemical Geology. – 2006. – N 226 (3–4). – P. 340–351. 71. ГОСТ 17.4.4.02-84. Охрана природы. Почвы. Методы отбора и подготовки проб для химического, бактериологического, гельминтологического анализа: сборник. Государственные стандарты. ИПК. – М. : Изд-во стандартов, 1998. – 8 с. 72. Ежегодник загрязнения почв городов Свердловской области токсикантами промышленного происхождения в 2010 году. – Екатеринбург: Государственное учреждение «Свердловский центр по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды с региональными функциями» (ГУ «Свердловский ЦГМС-Р»), 2011. – 213 с. 73. Руководство по контролю атмосферного воздуха РД 52.04.186-89: утв. Госкомгидрометом СССР 01.06.1989 г., Главным государственным санитарным врачом СССР 16.05.1989 г. (ред. от 01.02.2006). 74. Hillel D. Encyclopedia of Soils in the Environment. Four-Volume Set / D. Hillel (Editor-in-Chief). – Academic Press, 2004. – 2200 p. 121 75. Rossiter D. G. Classification of Urban and Industrial Soils in the World Reference Base for Soil Resources / D. G. Rossiter // J. of Soils and Sediments. – 2007. – N 7(2). – P. 96–100. 76. Scharenbroch B. C. Distinguishing urban soils with physical, chemical, and biological properties / B. C. Scharenbroch, J. E. Lloyd, J. L. Johnson-Maynard // Pedobiologia. – 2005. – N 49. – P. 283–296. 77. Pouyat R. V. Chemical, physical and biological characteristics of urban soils / R. V. Pouyat, K. Szlavecz, I. D. Yesilonis, P. M. Groffman, K. Schwarz // Urban Ecosystem Ecology. Agronomy Monograph 55 / J. Aitkenhead-Peterson, A. Volder. – Madison, WI: American Society of Agronomy, Crop Science Society of America, Soil Science Society of America, 2010. – Chapter 7. – P. 119–152. 78. Xia X. Heavy metals in urban soils with various types of land use in Beijing, China / X. Xia, X. Chen, R. Liu, H. Liu // J. of Hazardous Materials. – 2011. – N 186(2–3). – P. 2043–2050. 79. Геоэкология урбанизированных территорий: [сб. тр. Центра практической Геоэкологии] / под ред. В. В. Панькова, С. М. Орлова. – М.: ЦПГ, 1996. – 108 с. 80. Boudreault J.-P. Geophysical characterization of contaminated urban fills / J.-P. Boudreault, J.-S. Dubé, M. Chouteau, T. Winiarski, É. Hardy // Engineering Geology. – 2010. – N 116(3–4). – P. 196–206. 81. Scalenghe R. The anthropogenic sealing of soils in urban areas / R. Scalenghe, F. A. Marsan // Landscape and Urban Planning. – 2009. – N 90(1–2). – P. 1–10. 82. Gy P. Part IV: 50 years of sampling theory – a personal history / P. Gy // Chemometrics and Intelligent Laboratory Systems. – 2004. N 74 (1). – P. 49–60. 83. Breure A. M. Ecological classification and assessment concepts in soil protection / A. M. Breure, C. Mulder, J. Rombke, A. Ruf // Ecotoxicology and Environmental Safety. – 2005. – N 62(2). – P. 211–229. 84. Boudreault J.-P. Analysis of procedures for sampling contaminated soil using Gy's Sampling Theory and Practice / J.-P. Boudreault, J.-S. Dube, M. Sona, E. Hardy // Sci.of the Tot. Env. – 2012. – N 425. – P. 199–207. 122 85. Vrscaj B. A method for soil environmental quality evaluation for management and planning in urban areas / B. Vrscaj, L. Poggio, F.A. Marsan // Landscape and Urban Planning. – 2008. – N 88(2–4). – P. 81–94. 86. Василенко В. Н. Мониторинг загрязнения снежного покрова / В. Н. Василенко, И. М. Назаров, Ш. Д. Фридман. – Л. : Гидрометеоиздат, 1985. – 181 с. 87. Nanbakhsh H. Design comparison of experimental storm water detention systems treating concentrated road runoff / H. Nanbakhsh, S. Kazemi-Yazdi, M. Scholz // Sci. of the Tot. Env. – 2007. – N 380(1-5). – P. 220–228. 88. Helmreich B. Runoff pollutants of a highly trafficked urban road – Correlation analysis and seasonal influences / B. Helmreich, R. Hilliges, A. Schriewer, H. Horn // Chemosphere. – 2010. – N 80(9).– P. 991–997. 89. Правила благоустройства, обеспечения чистоты и порядка на территории муниципального образования «Город Екатеринбург» (в редакции Решения Екатеринбургской городской Думы от 30.12.2004 N 68/3): Официальный портал Екатеринбурга, 2012. 90. Регламент содержания объектов зеленого хозяйства г. Екатеринбурга: Официальный портал Екатеринбурга, 2012. 91. Александровская З. И. Благоустройство городов / З. И. Александровская, Е. М. Букреев, Я. В. Медведев, Н. Н. Юскевич. – М. : Стройиздат, 1984. – 175 c. 92. Бакутис В. Э. Инженерное благоустройство городских территорий / под общей редакцией В. А. Бутягина / В. Э. Бакутис, В. А. Бутягин, Л. Б. Лунц. – М. : Стройиздат, 1971. – 227 с. 93. EPA-821-R-09-012. Environmental Impact and Benefits Assessment for Final Effluent Guidelines and Standards for the Construction and Development Category. United States Environmental Protection Agency, 2009. 94. Speak A. F. Rainwater runoff retention on an aged intensive green roof / A. F. Speak, J. J. Rothwell, S. J. Lindley, C. L. Smith // Sci. of the Tot. Env. – 2013. – N 461–462. – P. 28–38. 123 95. Mentens J. Green roofs as a tool for solving the rainwater runoff problem in the urbanized 21st century? / J. Mentens, D. Raes, M. Hermy // Landscape and Urban Planning. – 2006. – N 77 (3). – P. 217–226. 96. Deletic A. Sediment transport in urban runoff over grassed areas / A. Deletic // J. of Hydrology. – 2005. – N 301(1–4). – P. 108–122. 97. Armson D. The effect of street trees and amenity grass on urban surface water runoff in Manchester, UK / D. Armson, P. Stringer, A. R. Ennos // Urban Forestry & Urban Greening. – 2013. – N 12(3). – P. 282–286. 98. Gunawardana C. Source characterisation of road dust based on chemical and ineralogical composition / C. Gunawardana, A. Goonetilleke, P. Egodawatta, L. Dawes, S. Kokot // Chemosphere. – 2012. – N 87(2). – P. 163–170. 99. Apeagyei E. Distribution of heavy metals in road dust along an urban-rural gradient in Massachusetts / E. Apeagyei, M. S. Bank, J. D. Spengler // Atmosphedfric Environment. – 2011. – N 45(13). – P. 2310–2323. 100. Murakami M. Multiple evaluations of the removal of pollutants in road runoff by soil infiltration / M. Murakami, N. Sato, A. Anegawa, N. Nakada, A. Harada, T. Komatsu, H. Takada, H. Tanaka, Y. Ono, H. Furumai // Water Research. – 2008. – N 42(10–11). – P. 2745–2755. 101. Sabin L. D. Contribution of trace metals from atmospheric deposition to stormwater runoff in a small impervious urban catchment / L. D. Sabin, J. H. Lim, K. D. Stolzenbach, K. C. Schiff // Water Research. – 2005. – N 39(16). – P. 3929– 3937. 102. Hilliges R. A three-stage treatment system for highly polluted urban road runoff / R. Hilliges, A. Schriewer, B. Helmreich // J. of Env. Management. – 2013. – N 128. – P. 306–312. 103. Город и геологические процессы / под ред. Ф. В. Котлова. – М. : Наука, 1967. – 225 с. 104. Антропогенные геологические процессы и явления на территории города / под ред. Ф. В. Котлова. – М. : Наука, 1977. – 171 с. 124 105. Несмеянов С. А. Техногенные образования как геологическая формация / С. А. Несмеянов, О. А. Воейкова, А. А. Каздым, В. И. Макаров // Геоэкология. Инженерная геология. Гидрогеология. Геокриология. – 2009. – № 5. – С. 387–398. 106. Макарова Н. В. Основы четвертичной геологии / Н. В. Макарова, А. Ф. Якушева. – М. : Из-во Моск. гос. ун-та, 1993. – 102 с. 107. Чистяков А. А. Четвертичная геология / А. А. Чистяков, Н. В. Макарова, В. И. Макаров. – М. : ГЕОС, 2000. – 303 с. 108. Крашенинников Г. Ф. Учение о фациях : учеб. пособие / Г. Ф. Крашенинников. – М. : Высшая школа, 1971. – 368 с. 109. Seleznev A. A. Accumulation of 137 Cs in puddle sediments within urban ecosystem / A. A. Seleznev, I. V. Yarmoshenko, A. A. Ekidin // J. of Env. Radioactivity. – 2010. – N 101(8). – P. 643–646. 110. Селезнев А. А. Изучение загрязнения г. Екатеринбурга с использованием отложений пониженных участков рельефа в качестве объекта исследования / А. А. Селезнев, И. В. Ярмошенко // Экология урбанизированных территорий. – 2012. – №1. – С. 50–55. 111. Селезнев А. А. Поверхностная локальная миграция 137Cs в условиях экосистемы города / А. А. Селезнев // Вопросы радиационной безопасности. – 2009. – №3. – С. 70–76. 112. Селезнев А. А. Оценка возраста загрязнения грунтов на урбанизированных территориях с использованием датирования по содержанию цезия-137 / А. А. Селезнев, И. В. Ярмошенко, А. Н. Медведев. // Геоэкология. Инженерная геология. Гидрогеология. Геокриология. – 2014. – № 4. – С. 329– 336. 113. Селезнев А. А. Современные техногенные отложения как индикатор экологического состояния урбанизированной среды / А. А. Селезнев, И. В. Ярмошенко // Геохимия литогенеза: Материалы Российского совещания с международным участием. Сыктывкар : ИГ Коми НЦ УрО РАН. – 2014. – С. 319–322. 125 114. Селезнев А. А. Радиометрическое датирование загрязнения грунтов городского ландшафта свинцом и цинком по содержанию в них 137 Cs. / А. А. Селезнев, И. В. Ярмошенко // Проблемы биогеохимии и геохимической экологии. Научный журнал. – 2012. – №4 (21). – С. 78–82. 115. ГОСТ 26423-85. Почвы. Методы определения удельной электрической проводимости, pH и плотного остатка водной вытяжки. – М. : Государственный комитет СССР по стандартам, 1985. – 7 с. 116. Методика выполнения измерений содержания металлов в твердых объектах методом спектрометрии с индуктивно-связанной плазмой ПНД Ф 16.1:2.3:3.11-98. Центр исследования и контроля воды. Спб., 2003. – 58 с. 117. ГОСТ 12536-79. Грунты. Методы лабораторного определения гранулометрического (зернового) и микроагрегатного состава. Введен Постановлением Государственного комитета СССР по делам строительства от 12 октября 1979 г. № 189. – 7 с. 118. Панин Н. Н. Окружающая среда Верх-Исетского района: состояние, проблемы, перспективы / Н. Н. Панин, В. А. Терешков, В. Н. Турченко, О. С. Наумова, Н. С. Баторская, В. Н. Огородников, О. Г. Бекшенев. – Екатеринбург : Изд-во УГГГА, 1998. – 212 с. 119. Государственная геологическая карта Российской Федерации. Масштаб 1:1 000 000 (третье поколение). Cерия Уральская. Лист О-41. – Екатеринбург. Объяснительная записка. – СПб. : Картфабрика ВСЕГЕИ, 2011. – 492 с. 120. Почвы Свердловской области / Ф. Г. Гафуров. – Екатеринбург : Изд-во Урал. гос. ун-та, 2008. – 396 с. 121. Тейлор С. Р. Континентальная кора: ее состав и эволюция / С. Р. Тейлор, С. М. Мак-Леннан. – М. : Мир, 1988. – 384 c. 122. Добровольский В. В. Основы биогеохимии / В. В. Добровольский. – М. : ACADEMIA, 2003. – 397 с. 123. Бутовский Р. О. Тяжелые металлы как техногенные химические загрязнители и их токсичность для почвенных беспозвоночных Р. О. Бутовский // Агрохимия. – 2005. – № 4. – С. 73–91. животных / 126 124. Инструкция по геохимическим методам поисков рудных месторождений / под ред. Л. Н. Овчинникова. – М. : Недра, 1983. – 191 с. 125. Справочник по геохимическим поискам полезных ископаемых / под ред. А.П. Соловова – М. : Недра, 1990. – 335 с. 126. Овчинников Л. Н. Прикладная геохимия / Л. Н. Овчинников. – М. : Недра, 1990. – 248 с. 127. Экологическая геохимия элементов : справочник: в 6 кн. / под ред. Э. К. Буренкова. – М. : Экология, 1995. – Кн. 4 : Главные d-элементы. – 416 с. 128. Bowel H. J. M. Environmental Chemistry of The Elements / H. J. M. Bowel. – London : Academic Press, 1979. – 250 р. 129. Ежегодник состояния загрязнения атмосферного воздуха на территории деятельности Уральского УГМС за 2010 г. – Екатеринбург: Государственное учреждение «Свердловский центр по гидрометеорологии и мониторингу окружающей среды с региональными функциями» (ГУ «Свердловский ЦГМС-Р»), 2011. – 54 с. 130. О внесении изменений в постановление Правительства Свердловской области от 17.06.97 № 503-П «О неотложных мерах по снижению загрязнения атмосферного воздуха выбросами автотранспорта». Постановление Правительства Свердловской области от 31.12.1999 № 1501-ПП. – Екатеринбург: Собрание законодательства Свердловской области, 1999. – № 12-1. 131. О запрете производства и оборота этилированного автомобильного бензина в Российской Федерации: Федеральный закон Российской Федерации от 22 марта 2003 года № 34-ФЗ; принят Государственной думой 7 марта 2003 г.: одобрен Советом Федерации 12 марта 2003 г. 132. Восточно-Уральский радиоактивный след (Свердловская область): сб. трудов / под ред. В. Н. Чуканова – Екатеринбург: УрО РАН, 1996. – 184 с. 133. Источники и эффекты ионизирующего излучения. Отчет НКДАР ООН 2000 года Генеральной Ассамблее с научными приложениями. Т. 1: ИСТОЧНИКИ 127 (часть 1) / пер. с англ. / под ред. акад. РАМН Л. А. Ильина и проф. С. П. Ярмоненко – М. : РАДЭКОН, 2002. – 308 с. 134. Молчанова И. В. Эколого-геохимические аспекты миграции радионуклидов в почвенно-растительном покрове / И. В. Молчанова, Е. Н. Караваева. – Екатеринбург : УрО РАН, 2001. – 156 с. 135. Селезнев А. А. Эколого-геохимическая оценка состояния городской среды на основе изучения отложений пониженных участков рельефа / А. А. Селезнев // Международная научно-практическая конференция «Уральская горная школа – регионам». г. Екатеринбург, 28–29 апр. 2014 г. (Уральская горнопромышленная декада, г. Екатеринбург, 21–30 апр. 2014 г.). –2014. – С. 180. 136. Селезнев А. А. Изучение загрязнения урбанизированной среды тяжелыми металлами на основе анализа загрязнения пониженных участков рельефа / А. А. Селезнев, Е. А. Кочеткова, И. В. Ярмошенко, А. Н. Медведев // Тезисы докладов VIII Всероссийской конференции по анализу объектов окружающей среды «ЭКОАНАЛИТИКА-2011» и Школы молодых ученых, 26 июня – 2 июля 2011 г. : Архангельск. – 2011. – С. 316. 137. Селезнев А. А. Изучение миграции и накопления Cs-137 в условиях городского ландшафта на примере г. Екатеринбурга / А. А. Селезнев // Проблемы радиоэкологии и пограничных дисциплин: сборник научных трудов под ред. канд. биол. наук В. И. Мигунова, докт. биол. наук А. В. Трапезникова. – 2009. – Вып. 12. – С. 405-425. 138. Радиационно-гигиенический паспорт территории г. Екатеринбурга по состоянию на 01.01.2003. – Екатеринбург: Управление Федеральной службы по надзору в сфере защиты прав потребителей и благополучия человека по Свердловской области, 2003 – 20 с. 139. Селезнев А. А. Современное состояние загрязнения радионуклидом 137 Cs северной части Восточно-Уральского радиоактивного следа / А. А. Селезнев, Д. А. Горчаков, Н. Н. Кузнецов, И. В. Ярмошенко, А. А. Екидин // АНРИ. – 2010. – № 4. – C. 48–52. 128 140. Трапезников А. В. Радиоэкология пресноводных экосистем / А. В. Трапезников, В. Н. Трапезникова – Екатеринбург: Изд-во УрГСХА, 2006. – 390 с. 141. Trapeznikov A. V. Radioecological investigation of the Techa-Iset’ river system / A. V. Trapeznikov, V. N. Pozolotina, V.N. Trapeznikova, E. N. I. V. Karavaeva, Molchanova, M. Ya. P. I. Chebotina, Yushkov, A. Aarkrog, H. Dahlgaard, S. P. Nielsen, Q. Chen // Russian J. of Ecology. –2000. –N 31(4). – P. 224–232. 142. Trapeznikov A. V. Radionuclides in the ecosystem of Lake Tygish in the Zone of the Eastern Ural Radioactive Trace / A. V. Trapeznikov, P. I. Yushkov, V. N. Nikolkin, V. N. Trapeznikova, M. Ya. Chebotina, A. A. Ekidin // Russian Journal of Ecology. – 2003. N 34(3). – P. 166–174. 143. Trapeznikov A. V. Distribution of radionuclides among the main components of Lake Chervyanoe in the Eastern Ural Radioactive Trace / A. V. Trapeznikov, P. I. Yushkov, V. N. Nikolkin, V. N. Trapeznikova, M. Ya. Chebotina, V. P. Guseva // Russian Journal of Ecology. – 2007. – N 38(1). – P. 27–33. 144. Arapis G. D. Migration of 137 Cs in the soil of sloping seminatural ecosystems in Northern Greece / G. D. Arapis, M. G. Karandinos // Journal of Environmental Radioactivity. – 2004. – N 77(2). – P. 133–142. 145. Schuller P. Vertical migration of fallout Cs-137 in agricultural soils from Southern Chile / P. Schuller, A. Ellies, G. Kirchner // Sci. of the Tot. Env. – 1997. – N 193(3). – P. 197–205. 146. Seleznev A. A. Investigation of 137 Cs redistribution within urban ecosystem. / A. A. Seleznev; I. V. Yarmoshenko; A. A. Ekidin. // Proceedings of Third European IRPA Congress 2010 June 14−18, Helsinki, Finland. – 2011. – Р. 2518– 2522. 147. Seleznev A. A. Investigation of puddle sediments as traps of 137 Cs in urban landscape / A. A. Seleznev, I. V. Yarmoshenko, A. A. Ekidin. // The International Conference on Radioecology & Environmental Radioactivity – Bergen, Norway. – 2008. – P. 281–283. 129 148. Залесов С. В. Содержание тяжелых металлов в почвах лесопарков г. Екатеринбурга / С. В. Залесов, Е. В. Колтунов // Аграрный вестник Урала. – 2009. – № 6(60). – С. 71–72. 149. МУ 2.1.7.730-99. Гигиеническая оценка качества почвы населенных мест. Методические указания. утв. Минздравом РФ 07.02.1999. 130 ПРИЛОЖЕНИЕ 1 Распространение отложений пониженных участков микрорельефа на селитебных территориях в г. Екатеринбурге Жилые районы западной географической группы, Виз, площадка № 1 Жилые районы центральной географической группы, Центр, площадка № 09.43 131 Жилые районы центральной географической группы, Автовокзал, площадка № 68 Жилые районы южной географической группы, Чермет, площадка № 09.150 132 Жилые районы северо-восточной географической группы, Втузгородок, площадка № 08.76 Жилые районы центральной географической группы, Центр, площадка № 15 133 ПРИЛОЖЕНИЕ 2 Схема расположения пробных площадок в жилых районах г. Екатеринбурга 134 Схема расположения пробных площадок в жилых районах северной географической группы 135 Схема расположения пробных площадок в жилых районах восточной географической группы 136 Схема расположения пробных площадок в жилых районах северо-восточной географической группы 137 Схема расположения пробных площадок в жилых районах центральной географической группы 138 Схема расположения пробных площадок в жилых районах южной географической группы 139 Схема расположения пробных площадок в жилых районах южной географической группы 140 Схема расположения пробных площадок в жилых районах юго-западной географической группы 141 Схема расположения пробных площадок в жилых районах западной географической группы
