Ландшафтно-геохімічні критерії оцінки забруднення ґрунтового покриву важкими металами

 

Забруднені важкими металами ґрунти на густозаселеній території зазвичай займають зручні і вигідні місцеположення. З цієї причини очищення (відновлення) ґрунтів від надмірного вмісту металів постає як найбільш актуальне питання сьогодення. Його практичне вирішення поки залишається на стадії розробки. Одним з можливих шляхів вирішення цієї задачі може бути фіторемедіація - очищення ґрунтового покриву від забруднення за допомогою культивування рослин, що активно поглинають метали. Цей шлях привабливий за рахунок використання природного процесу біологічного круговороту і повного виключення грубих механічних інженерно-меліоративних заходів та будь-якої хімічної дії на ґрунт.

Для вибору і обґрунтування екологічної доцільності заходів щодо очищення ґрунтів від надмірного вмісту важких металів необхідні стандартизовані підходи до оцінки забруднення ґрунтового покриву на конкретній території. З метою об'єктивної оцінки існуючого забруднення ґрунтового покриву важкими металами і прогнозу подальшого розвитку цього процесу нами розроблена система ландшафтно-геохімічних показників і критеріїв стосовно ґрунтів лісо-степової зони України. [4]

У ідеальній моделі будь-який вид промислового забруднення ґрунту ВМ оцінюється підвищенням концентрації вмісту металу в порівнянні з початковою природною концентрацією, до якої впродовж тривалого часу адаптовані рослинні і тваринні організми. Реальна ситуація вельми ускладнюється багатокомпонентністю ґрунту і відповідно різними формами знаходження металу в стані розсіяння. Встановлення реальної картини співвідношення різних форм вмісту також ускладнюється тим, що діагностика цих форм значною мірою залежить від методів і прийомів аналітичного визначення концентрації і відповідних приладів.

З урахуванням певної умовності будь-якого методу визначення ультрамікрокількостей металів важливе значення мають показники, що статистично характеризують концентрацію важких металів в ґрунті, а саме: середнє значення концентрації металу і параметри статистичного розподілу аналітичних даних. Ця група показників повинна характеризувати природну норму (так званий геохімічний фон), в умовах якої достатньо тривалий час існує природна рослинність даного району. Відзначимо, що в різних провінційно-геохімічних ситуаціях природна норма для одних і тих же типів і підтипів автоморфних ґрунтів може помітно розрізнятися.

Результати вивчення геохімічного фону ґрунтового покриву різних районів лісової-степової зони України показують, що розподіл значень концентрації металу в пробах автоморфних ґрунтів, відібраних з ґрунтів одного типу і підтипу навіть на порівняно невеликій площі дуже широкий і часто варіює в межах двох і досягає трьох математичних порядків. З цієї причини геохімічний фон металу в ґрунтовому покриві території не може бути охарактеризований одним середнім значенням концентрації. Ця характеристика обов'язково повинна супроводжуватися оцінкою варіації аналітичних даних.

Середнє значення концентрації металу в ґрунті може бути виражене середньоарифметичним або среднегеометричним, але найбільш об'єктивне уявлення про «фонову» концентрацію дає модальне (що найчастіше зустрічається) значення (М). Розподіл аналітичних даних відображається граничними значеннями (min-max). Як показники статистичного розподілу аналітичних даних найбільш зручні середньоквадратичне відхилення (Q) і коефіцієнт варіації (V, %). Вельми наочне уявлення про статистичний розподіл аналітичних даних дають гістограми, побудовані на нормальній або логарифмічно-нормальній шкалі. Такий прийом широко використовували американські біогеохіміки при вивченні розподілу вмісту важких металів в ґрунтовому покриві США з метою екологічних досліджень [5, 12-14].

Параметри, що характеризують природний вміст розсіяного металу в ґрунті, є дуже відповідальними ландшафтно-геохімічними показниками. Вони відіграють роль початкових даних для інших показників. Через це визначення параметрів геохімічного фону ґрунту має бути стандартизоване, а також необхідно зважати на приладово-інструментальну специфіку методу аналізу.

Визначення концентрації металу в ґрунті широко використовуваним методом емісійної спектроскопії або нейтронно-активаційним методом дає уявлення про валовий (сумарний) вміст всіх форм сполук досліджуваного металу. Методи визначення концентрації металу за допомогою екстракційного розчину дозволяють оцінювати вміст тих або інших форм сполук металу в ґрунті залежно від складу і методики екстракції. Розподіл значень валової концентрації частіше апроксимується логорифмічно - нормальним законом Гауса.

Без характеристики геохімічного поля неможлива діагностика забруднення ґрунту важкими металами. Ознаками забруднення можуть служити:

) підвищене середнє значення (модальне, середньоарифметичне, среднегеометричне) концентрації металу в порівнянні з фоновим значенням;

) розширення меж розподілу аналітичних даних за рахунок значень, що перевищують середнє статистичне значення, як таке, що наочно виявляється в асиметрії гістограм у бік великих значень.

Узагальнення експериментальних і літературних даних показує, що емісія більшої частини маси важких металів здійснюється з індустріальних джерел забруднення переважно у вигляді частинок розміром 0.1-0.01 мм. Частинки випадають з повітря нерівномірно під впливом рельєфу, типу рослинності, руху приземних повітряних мас та ін. Тому збільшення амплітуди коливання значень концентрації металу в межах ділянки забруднення в порівнянні з даними для чистої («фонової») площі (ефект «пилу» на графіку за профілем, що перетинає територію, яка вивчається) також може служити ознакою забруднення.

Досвід вивчення геохімії важких металів в ґрунтах свідчить про значну нерівномірність їх природної концентрації в різнорідних компонентах ґрунту та в поверхневих горизонтах. Ця обставина створює непереборні ускладнення для обґрунтування норм гранично допустимої концентрації (ГДК) металів в ґрунтах, які давно встановлені для таких гомогенних середовищ, як природні води і повітря [15-16].

Наприклад, значення концентрації важких металів (як валове, так і концентрації геохімічно активних форм, витягнених екстракціями) настільки сильно розрізняються для глинистих і піщаних ґрунтів, що їх неможливо об'єднати у загальному значенні ГДК. Отже, оцінка ступеня промислового забруднення яким-небудь металом можлива лише за відношенням до його природної норми - місцевого геохімічного фону, який на обширній території лісо-степової зони України помітно варіює.

Природна концентрація металу в ґрунтовому покриві змінюється під впливом багатьох чинників. Важливим чинником є літологічний склад ґрунтоутворюючих порід. У піщаних ґрунтах природна концентрація металів значно нижче ніж в суглинних. Відмінність геохімічного фону ґрунтів одного типу, але різного гранулометричного складу оцінюється літологічним коефіцієнтом (Кл), рівним відношенню середньої концентрації металу в суглинних ґрунтах до середньої концентрації металу в піщаних ґрунтах: Кл =С_сугл/С_піщ. Це добре видно при зіставленні даних

Не менш сильні зміни концентрації металів в ґрунтовому покриві лісо-степової зони відбуваються під впливом ефекту геохімічного сполучення. За інших рівних умов ґрунти в автономних ландшафтно-геохімічних умовах на позитивних елементах мезорельєфу лісової зони мають нижчі концентрації металів в порівнянні з геохімічно підлеглими ландшафтами, розташованими в негативних елементах рельєфу. Ефект геохімічного сполучення оцінюється коефіцієнтом Кr рівним відношенню концентрації металу в гумусовому горизонті ґрунту геохімічно підлеглого ландшафту (С₂) до концентрації цього металу в гумусовому горизонті ґрунту автономного ландшафту (C₁): Кr = С₂ / С₁ [19]

Зрозуміло, кожен метал характеризується своїм значенням коефіцієнта Кr (табл. 1.1). Прикладом можуть служити співвідношення значень середньої концентрації деяких важких металів у верхових (автономні ландшафтно-геохімічні умови) і низовинних (геохімічно підлеглі умови) торф'яниках.

 

Таблиця 1.1. Співвідношення середньоарифметичних значень концентрації важких металів у верхових і низовинних торф'яниках лісової зони

Назва металу	Торфяники				Коефіцієнт геохіміч- Ного сполучення Кг
	верхові		Низовинні
	М, мкг/г сухої речовини	V%	М, мкг/г сухої речовини	V%
Mn Cu Ni Co V Cr	832 7. 8 16.7 5.5 36.9 53.3		272.1 4/2 6.7 3.0 17.7 32.9	93 61 44 90 90 36	5.6 2.1 1.8 1.9 3.6 2.1

 

Наведені приклади переконливо показують, що кожен ландшафт володіє своїми значеннями середньої концентрації важких металів в ґрунті. Саме ці значення є тією природною нормою, до якої адаптовані місцева флора і фауна.

Отже, спроби встановити якийсь універсальний для всіх ґрунтів рівень концентрації металу, перевищення якого є сигналом забруднення, з наукових позицій неспроможні. Встановлення факту забруднення ґрунтів тим або іншим важким металом можливо лише шляхом зіставлення даних, що відносяться до площі передбачуваного забруднення, з показниками місцевого геохімічного фону.

Тож, першою і обов'язковою операцією при оцінці забруднення ґрунтового покриву має бути визначення показників, що характеризують місцевий геохімічний фон металу. Мірою інтенсивності забруднення служить коефіцієнт аномальності (Ка), рівний відношенню середнього значення концентрації металу в забрудненому ґрунті (С`) до природної норми, геохімічного фону

 

(Сн): Ка= С`/Сн.

На підставі проведених досліджень в різних районах лісостепової зони і обробки літературних даних пропонується наступна шкала інтенсивності забруднення важкими металами гумусового горизонту ґрунтів (табл. 1.2).

 

Таблиця 1.2. Шкала інтенсивності забруднення ґрунтів важкими металами

Категорії інтенсивності забруднення	Коефіцієнт аномальності Ка
Природна флуктуація вмісту металу Та окремі сигнали забруднення Слабке забруднення Помірне забруднення Сильне забруднення	<5 <1 1) 5-10 2) 1-2,0 1) 10,1-30 2) 2,1-6,0 1)>30 2)>6

 

Шкала побудована з урахуванням можливості використання результатів визначення металу як в сухій речовині ґрунту методом емісійної спектроскопії або нейтронно-активаційним методом, так і методами спектроскопії атомної абсорбції або полярографії в екстракціях.

Продукти техногенної емісії важких металів розповсюджуються в просторі вельми нерівномірно залежно від джерела емісії, метеорологічних умов і ін. Відповідно дуже нерівномірна акумуляція техногенних мас металів в ґрунтовому покриві. Відомо, що чим більша частина площі піддалася забрудненню, тим сильніше забруднена вся площа. З урахуванням цього припущення пропонується наступна градація забруднення ґрунтового покриву залежно від відносного розповсюдження забруднених площ (табл. 1.3).

 

Таблиця 1.3. Градація забруднення ґрунтового покриву залежно від відносного розповсюдження забруднених площ

Категорія розповсюдження ділянок забруднення ґрунтового покриву металами	Розповсюдження забруднення% площі району
1. Окремі сигнали забруднення	< 1
2. Обмежене розповсюдження	1-4,9
3. Широке розповсюдження	5-20
4. Дуже широке розповсюдження	>20

 

З метою ретельного екологічного аналізу нами розроблена система оцінки стану (на даний момент) забруднення ВМ ґрунтового покриву в координатах: інтенсивність забруднення металами-розподіл площ з різною інтенсивністю забруднення, в% від загальної площі ґрунтового покриву (табл. 1.4).

 

Таблиця 1.4. Категорії стану забруднення важкими металами ґрунтового покриву в межах району

Інтенсивність забруднення (Ка)	Розповсюдження забруднення загальної площі в%
	<1	1-4.9	5.0-20	>20
Слабка <5,0 <1,0 Помірна 1) 5-10,0 2) 1,0-2,0 Сильна 1) 10,1-30,0 2) 2,1-6,0 Дуже сильна 1)>30,0 2) 6,0	Н Сл Сл П	Сл Сл П С	Сл П С ДС	П С ДС ДС

Примітка: Стан забруднення металом всієї площі ґрунтового покриву в межах району. Н - природна норма, Сл - слабке забруднення, П - помірне забруднення С - сильне, ДС - дуже сильне

Розглянуті показники є статичними, оскільки характеризують стан забрудненості ґрунту металами на момент обстеження. Проте для всебічної оцінки екологічної ситуації, включаючи прогноз дії, необхідний аналіз динаміки процесу. Теоретичною основою прогнозу можуть служити, уявлення про цикли масообміну важких металів в біосфері.

Цілісність всієї біосфери і її окремих ланок аж до елементарних екосистем (ландшафтів) забезпечується циклами масообміну хімічних елементів. Одним з головних циклів металів в біосфері є біологічний круговорот - масообмін між ґрунтом і рослинністю протягом року. У таблиці 1.5 приведені узагальнені дані про маси важких металів, що залучаються до біологічного круговороту.

 

Таблиця 1.5. Середні значення мас важких металів, що залучаються до біологічного круговороту в поширених геохімічно-автономних ландшафтах

Назва металу	Хвойний ліс	Хвойний і листяний ліс	Широколистяний ліс	Сфагново лісове болото
Fe Mn Zn Cu Ni Co	30,4 36,4 4,6 1,2 0,3 0,07	68 81 10,2 2,7 0,68 0,17	126 151 18,9 50 1,26 0,31	150 7,5 6,3 1,2 1,36 0,23

 

Дані таблиці 1.5 характеризують маси важких металів, мігруючі в біологічному круговороті в умовах геохімічного фону. В умовах дії безперервної техногенної емісії метали акумулюються в ґрунті. Досягши певного рівня, що значно перевищує місцевий геохімічний фон, до якого адаптована рослинність, метали починають надавати пригноблюючу дію на продуктивність рослинності і сприяють зниженню родючості ґрунту. Отже, процес зниження ґрунтової родючості внаслідок перевантаженості їх металами супроводжується зростанням концентрації металів в ґрунті і, відповідно, збільшенням їх мас в біологічному круговороті, а потім - пригнобленням рослинності, зниженням її продуктивності і зменшенням мас металів, що залучаються до біологічного круговороту.

Щоб простежити за забрудненням ґрунтів і рослинності важкими металами з часом необхідні стаціонарні спостереження протягом не менше 4-5 років. Систематизація обмежених даних дозволяє заздалегідь намітити чотири категорії забруднення, що прогресує.

За початковий рівень концентрації металу приймається значення геохімічного фону ґрунту даного ландшафту. Збільшення середньої концентрації у верхньому горизонті ґрунту менше 10% значення природної норми (геохімічного фону) в рік за відсутності збільшення маси металу, що поступає в біологічний круговорот, можна діагностувати як стабільний стан. Помірне зростання концентрації металу в ґрунті характеризується збільшенням середньої концентрації металу від 10 до 40% геохімічного фону в рік. Це супроводжується невеликим, але виразно вираженим збільшенням маси металу, що залучається до біологічного колообігу.

При такому зростанні забруднення через 10 років у верхньому горизонті ґрунту концентрація металу зросте від 2 до 4 разів в порівнянні з початковою при рідною нормою даного ландшафту. Важливо відзначити, що в даному випадку порушення природної еколого-геохімічної рівноваги може бути відновлене самим ландшафтом за умови припинення надходження металу-забруднювача [4-6, 19-20].

При сильному зростанні забруднення екогеосистеми приріст значення середньої концентрації металу в ґрунті складає від 41 до 100% геохімічного фону в рік. В цьому випадку концентрація металу у верхньому горизонті через 10 років зросте від 5 до 10 разів в порівнянні з місцевою природною нормою, а маса металу, що поступає в біологічний круговорот значно збільшиться. При дуже високому зростанні забрудненості річний приріст середньої концентрації металу в ґрунті перевищить 100% значень місцевого геохімічного фону і. отже через 10 років значення середньої концентрації металу перевищить початкову більш ніж в 10 разів. Надлишок металу спричинить пригноблення природної рослинності, зниження її продуктивності і відповідне зменшення маси металу захоплюваної приростом в біологічний круговорот.

Приведені дані відносяться до обмеженої площі, займаної одним ландшафтом або його частиною. Для еколого-геохіміченго прогнозу розвитку подій на території фізико-географічного або адміністративного району необхідно оцінити швидкість розповсюдження забруднення по всій території даного району. Для цієї мети доцільно використовувати підходи, до яких часто звертаються в екології.

Екосистеми, що зазнають зміни на площі менше 0.5% загальної території в рік, розглядаються як стабільні. Зміни, що розповсюджуються з помірною швидкістю 1-2% в рік, призводять до повної зміни початкових екосистем протягом 50-100 років. Висока швидкість розповсюдження зміни концентрації металу-забруднювача, що охоплює 2-3% площ в рік, призводить до забруднення всієї площі району через 30-50 років. Швидше розповсюдження забруднення металом відповідає категорії дуже високої швидкості.

Комбінування показників, що характеризують динамічну рівновагу (стабільний стан) або швидкість зростання концентрації металу-забруднювача, і показників швидкості розширення площ з різним ступенем забруднення цим металом у відсотках від всієї площі району, що піддається техногенному впливу, дозволяє виділити екологічно нормальну динаміку масообміну металу і чотири типи аномальної динаміки, що обумовлено прогресуючим забрудненням (табл. 1.6).

 

Таблиця 1.6. Тип динаміки забруднення важкими металами ґрунтового покриву в лісовій зоні

Категорія зростання концентоації металу в ґрунті	Показники швидкості розповсюдження забруднення% площі за рік
	<0.5	1-2	2-3	>3
Стабільний стан Зростання: Помірне Швидке Дуже швидке	Н Н С С	Н С З К	Н З К Д	С К Д Д

Примітка. Типи динаміки забруднення: Н - нормальна природна динаміка. С - сповільнена; З - загрозлива; К - кризова; Д. - деструктивна

 

Нормальна природна динаміка обумовлена збалансованістю маси металів, що беруть участь в циклах масообміну в ландшафтах. Ні у ґрунтовому покриві, ні в інших компонентах навколишнього середовища наростаючої акумуляції металу не відбувається.

Сповільнена динаміка забруднення характеризується переважно помірним зростанням концентрації металу в ґрунті впродовж 10 років, що досягає від 2 до 5-кратного перевищення місцевого геохімічного фону. Цей рівень концентрації за тривалий час (до 100 років) може розповсюдитися на всю територію району. До цього типу динаміки забруднення відносяться ділянки із сильним, але вузьколокальним забрудненням, яке не впливає на функціонування екосистем всього району, а також дуже повільне і слабке збільшення вмісту металу в ґрунтовому покриві всього району, пов'язане з глобальними процесами.

Загрозлива динаміка забруднення виявляється або в слабкому збільшенні концентрації металу в ґрунтах (до 5 значень геохімічного фону за 10 років), яке порівняно швидко (30-50 років) розповсюджується по всій площі району, або в активнішій акумуляції металу в ґрунті (6-10 значень геохімічного фону за 10 років), які розповсюджуються площею району значно повільніше (до 100 років). Показники цього типу динаміки забруднення дають можливість завчасно і без економічних стресів планувати і здійснити заходи із вдосконалення технології підприємств-забруднювачів, а на забрудненій частині території здійснити фіторемедіацію.

Кризова динаміка забруднення відрізняється швидким зростанням концентрації металу в ґрунтовому покриві (порядка 10 значень місцевого геохімічного фону за 10 років) і розповсюдженням цього процесу на весь район впродовж десятків років, або дуже швидким розповсюдженням на всю площу ґрунтового покриву району невисоких концентрацій (до 5 значень геохімічного фону). Запобігання забрудненню цього типу вимагає швидких дій і значних фінансових витрат. Ділянки, уражені забрудненням на рівні близько 10 значень геохімічного фону, повинні бути піддані тривалій фіторемедіації.

Динаміка забруднення, що супроводжується дуже швидкою акумуляцією величезних мас металу в ґрунті і охоплює весь район за 15-25 років. Боротьба з цим типом забруднення вимагає термінових і екстраординарних заходів аж до закриття крупних промислових підприємств для їх переобладнання і вдосконалення технології. Сильнозабруднені ділянки небезпечно використовувати навіть в рекреаційних цілях.

Враховуючи те, що очищення ґрунтів від техногенних мас важких металів неможливе за допомогою інженерно-меліоративних заходів, найбільш перспективним виявляється використання фіторемедіації, хоча цей оптимальний в екологічному відношенні метод поки знаходиться в стані досвідчених розробок. Переважну більшість рослин активно поглинають важкі метали, значеня їх коефіцієнтів біологічного поглинання, як правило, перевищує 1. Здібність до гіперакумуляції металів встановлена у досить великого числа рослин як трав'янистих, так і деревинних. Головна проблема практичного застосування фіторемедіації - вибір культур рослин, що найактивніше поглинають метали з ґрунту.

Використання фіторемедіації доцільно у тих випадках, коли після виключення дії індустріального забруднювача, ґрунт забруднений важкими металами настільки сильно, що природним чином впродовж декількох років цей рівень не знизиться, і в той же час забруднення не настільки високе, що ґрунт треба вивозити, оскільки на ньому не можуть вирости рослини. Щодо описаних вище типів забруднення фіторемедіація економічно доцільна на окремих ділянках району із сповільненою динамікою забруднення, на більшій частині території із загрозливою динамікою забруднення, а також в умовах кризової динаміки забруднення після припинення дії джерела забруднення. Для ситуації з деструктивною динамікою забруднення застосування фіторемедіації можливе в комплексі з різними прийомами рекультивації [6-9].