Концентрации Си, Mo, Zn в почвах некоторых геохимических

ландшафтов Северного Кавказа (мг/кг)

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

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

где п— число учитываемых элементов.

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

Таблица 4.11

Ориентировочная оценочная шкала опасности загрязнения почв по суммарному показателю загрязнения

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

(4.2)

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

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

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

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

Рис. 4.3 Геоэкологическая оценка ландшафтов с помощью коэффициента индивидуальности К_и