Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Урбанизированная среда и проблемы ее загрязнения 11
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. 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 радионуклидом cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа на территории г. Екатеринбурга 55
4.1. Распределение и пространственная вариабельность удельной активности Cs-137 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
Заключение 111
Список сокращений и условных обозначений 113
Список литературы
- Загрязнение урбанизированной среды тяжелыми металлами
- Способ отбора образцов отложений
- Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области
- Датировка загрязнения отложений пониженных участков микрорельефа и грунтов на селитебных территориях по содержанию Cs-137
Введение к работе
Актуальность и степень разработанности темы исследования
Значительная доля экосистем планеты была изменена человеком и образовала антропосферу с отличным от природной среды характером регуляции и управления [Kabata-Pendias, Pendias, 2001; Pickett S.T.A. и др., 2011; United Nations, 2009; UNU/IAS Report, 2003; Wong Coby S.C. и др., 2006]. Одной из экосистем антропосферы является урбанизированная среда, которую составляют территории городов, поселков вместе с промышленными и рекреационными зонами. Принципиальным отличием урбанизированной экосистемы является перманентно высокая скорость антропогенных процессов.
В современной науке понятие экологического состояния и качества урбанизированной среды обычно рассматривается с позиций техногенеза. В то же время, законы природы не могут не действовать даже в условиях тотального техногенеза. Понимание роли таких естественных природных явлений как миграция загрязняющих веществ и седиментация (осадконакопление) является необходимым звеном интегральной оценки экологического состояния урбанизированной среды. О необходимости использования системного подхода к проблеме оценки экологического состояния городов говорится в работах Чуканова В.Н. (1998, 2003), Wong Coby S.C. и др (2006), Pickett S.T.A. и др. (2011). Учет миграции и перераспределения загрязняющих веществ между компонентами окружающей среды в условиях города является необходимым для развития комплексного подхода к этой проблеме. Традиционно использующиеся для оценки экологического состояния урбанизированной среды подходы имеют ряд проблем. Так, снеговая съемка позволяет получить информацию лишь о сезонных выпадениях загрязняющих веществ, для изучения динамики загрязнения в долгосрочный период (на протяжении нескольких десятков лет) этот метод мониторинга является весьма затратным. Содержание загрязняющих веществ в почве кроме мощности выпадений зависит от миграционных процессов в окружающей среде и, что особенно важно в условиях города, от времени формирования поверхности, исходного состава и режима «эксплуатации» грунта. Загрязнение атмосферного воздуха в конкретной точке пространства зависит не только от мощности выброса, но и от погодно-климатических условий и ряда других факторов, оценка же среднегодового значения концентрации загрязнителя в атмосфере требует значительного количества данных.
В последние десятилетия особое внимание специалистов привлекают различные виды отложений урбанизированной среды. Это вызвано необходимостью получения наиболее полной информации о перераспределении загрязняющих веществ в окружающей среде и ее экологическом состоянии. Городские отложения классифицируются как самостоятельный генетический подтип техногенных четвертичных отложений, вид геохимических фаций (ловушек) урбанизированной среды [Крашенинников Г.Ф., 1971; Макарова Н.В., Якушева А.Ф., 1993; Чистяков А.А. и др., 2000]. Изучают отложения водоемов, дорожную и уличную пыль, отложения с дорожных покрытий, отложения лотков и коллекторов ливневой канализации, отложения водостоков и канализации, грязь с улиц, пыль и твердые частицы в воздухе, взвешенные частицы, сухие атмосферные выпадения [Shi G. и др., 2010; Hilliges Rita и др., 2013; Kose T. и др., 2008; Nolde Erwin, 2007; Murakami Michio и др., 2008]. Происхождение различных типов современных отложений связывается с постоянно происходящими в среде естественными, антропогенными и техногенными процессами, такими как поверхностный сток дождевых вод, эрозия почв, выпадения и атмосферный перенос продуктов износа рабочих поверхностей, деталей, шин автомобилей [Jartun Morten и др., 2008; Murakami Michio и др., 2008; Hilliges Rita и др., 2013; Sabin Lisa D. и др., 2005; Pey Jorge и др., 2010; Selbig William R. и др., 2013].
Городские отложения пониженных участков рельефа (отложения луж) – один из немногих компонентов среды города, формирующийся в результате естественных процессов. Существенное отличие отложений луж в том, что этот объект участвует в долгосрочных процессах миграции и депонирует загрязнение среды по времени и пространству.
Анализ работ по изучению поведения загрязняющих веществ в окружающей среде позволяет сделать вывод о том, что закономерности миграции загрязнения в условиях городской среды до сих пор остаются не до конца изученными по сравнению с естественными природными ландшафтами. Таким образом, актуальность диссертационной работы обусловлена необходимостью развития методов мониторинга урбанизированной среды с учетом механизмов формирования загрязнения.
Цель работы: анализ особенностей формирования загрязнения урбанизированной среды тяжелыми металлами и радионуклидом Cs-137 в результате локальных миграционных процессов на основе изучения отложений пониженных участков рельефа.
Основные задачи исследования:
1. Оценка содержания металлов и радионуклида Cs-137 в отложениях пониженных участков рельефа на территории жилых кварталов в условиях селитебных зон города (на примере г. Екатеринбурга).
2. Изучение закономерностей концентрирования тяжелых металлов и Cs-137 в отложениях пониженных участков рельефа урбанизированной среды (на примере г. Екатеринбурга).
3. Обоснование целесообразности и разработка методологических аспектов изучения отложений пониженных участков рельефа при исследовании состояния урбанизированной среды.
Научная новизна:
1. В настоящей работе впервые в мировой практике в качестве индикатора экологического состояния урбанизированной среды использованы отложения пониженных участков рельефа, отложения луж.
2. Полученные в работе данные дополняют существующие представления о механизмах миграции и концентрирования загрязняющих веществ в условиях городского ландшафта. Показано, что отложения пониженных участков рельефа являются важным депо концентрирования поллютантов и представляют собой компонент окружающей среды, интегрирующий загрязнение среды по времени и пространству.
3. Впервые введено понятие эффективного возраста поверхности водосбора локального участка урбанизированного ландшафта, который можно определить по удельной активности Cs-137 в отложениях пониженных участков рельефа и известной динамике выпадений радионуклида в регионе.
4. Установлены взаимозависимости между концентрациями тяжелых металлов и удельной активностью Cs-137 в отложениях пониженных участков рельефа (на примере г. Екатеринбурга).
5. Разработаны методические основы оценки экологического состояния городской среды на основе изучения отложений пониженных участков рельефа, отложений луж.
Основные защищаемые положения:
1. Содержание тяжелых металлов в отложениях пониженных участков рельефа, депонирующих поверхностные миграционные потоки загрязняющих веществ, является информативным индикатором состояния урбанизированной среды.
2. Удельная активность Cs-137 в городских отложениях позволяет оценить эффективный возраст формирования локального участка урбанизированной среды.
3. Анализ зависимости между концентраций тяжелых металлов и удельной активностью Cs-137 в городских отложениях позволяет идентифицировать основные металлы-загрязнители и провести ретроспективную оценку динамики загрязнения городской среды.
Методология и методы исследования
Методологической основой исследования послужили труды российских и зарубежных исследователей в области изучения экологических проблем урбанизированных территорий, поведения загрязняющих веществ в городских ландшафтах, наблюдений за состоянием окружающей среды, изучения естественных и техногенных процессов в городской экосистеме.
Большое значение в теоретическом и практическом аспекте имели научные исследования, концепции, принципы, подходы к оценке качества окружающей среды городов, существующие в разных странах.
Теоретическая и практическая значимость работы заключается в возможности использования полученных данных и результатов в оценке экологического состояния жилых микрорайонов и кварталов города, при организации мероприятий по экологическому мониторингу города, при прогнозировании экологической ситуации. Определение возраста загрязнения отложений и грунта урбанизированной среды может использоваться при оценке динамики загрязнения селитебных территорий города, при выявлении металлов-загрязнителей города, при оценке фоновых концентраций и уровней поступления поллютантов в отложения. Получены данные о загрязнении свинцом, цинком, медью, железом, кобальтом, никелем, марганцем, алюминием, радионуклидом Cs-137 жилых районов, кварталов г. Екатеринбурга.
Обоснованность и достоверность результатов диссертационной работы подтверждается исследованиями большого числа образцов отложений пониженных участков рельефа на территории г. Екатеринбурга, отобранных лично автором при выполнении научных исследований Института промышленной экологии УрО РАН. Достоверность обеспечена проведением исследований по стандартным методикам и на сертифицированном оборудовании в аккредитованных лаборатории радиационного контроля и в химико-аналитическом центре ИПЭ УрО РАН, а также сопоставимостью результатов с данными исследований почв в г. Екатеринбурге, проведенных другими организациями.
Апробация работы
Основные положения и результаты исследований докладывались и обсуждались на Девятой Уральской молодежной научной школе по геофизике, Втором Санкт-Петербургском международном экологическом форуме «Окружающая среда и здоровье человека», Всероссийской конференции молодых ученых «Биосфера Земли: прошлое, настоящее и будущее», Международной конференции «Радиоэкология: итоги, современное состояние и перспективы», Молодежном симпозиуме «Безопасность биосферы», Третьем европейском конгрессе Международной ассоциации радиационной безопасности (Third European IRPA Congress 2010), Международной конференции по химии и окружающей среде – 2011 (International Conference on Chemistry and the Environment), Всероссийской конференции по анализу объектов окружающей среды «ЭКОАНАЛИТИКА-2011», Международной конференции по радиоэкологии и радиоактивности окружающей среды (ICRER-2011), XV Международной межвузовской научно-практической конференции молодых ученых, докторантов и аспирантов «Строительство – формирование среды жизнедеятельности», VII Международной научно-практической конференции «Тяжелые металлы и радионуклиды в окружающей среде» и др.
Публикации
Основные положения и результаты исследования опубликованы в 16 работах, в том числе 4 статьях в рецензируемых журналах из списка ВАК.
Структура и объем работы
Работа состоит из введения, 5 глав и заключения, изложенных на 167 страницах машинописного текста, содержит 27 таблиц, 67 рисунков и список литературы, насчитывающий 308 наименований.
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 источника вторичного загрязнения компонентов урбанизированной среды [37– 39].
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).
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 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].
Методы геохимических исследований УС подробно описаны в работах [7– 10, 14]. Они представляют собой комплекс взаимосвязанных, синхронизированных и территориально совмещенных исследований, включающих выявление и количественную оценку источников загрязнения; прослеживание распространения загрязняющих веществ в компонентах окружающей среды с оценкой их состояния и 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: 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.
Способ отбора образцов отложений
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 0,6 0,5 0,4 0,3 0,2 0,1 области в 2001 г. [130] и принятием Федерального закона о запрете производства и оборота этилированного автомобильного бензина в Российской Федерации [131].
Динамика загрязнения атмосферного воздуха Pb в зоне наблюдения поста «жилой» за период 1993–2010 гг. 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.
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.
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).
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 среднегодовой концентрации Fe в воздухе в 2,5 раза, в то время как значительного роста концентрации металла в районах 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 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.
Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области
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.
На рис. 21 показано расположение групп жилых районов, в которых отбирались пробы отложений пониженных участков микрорельефа в г. Екатеринбурге. Рис. 21. Расположение групп жилых районов, в которых проводилось опробование отложений в г. Екатеринбурге (показано число отобранных проб)
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 2, 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 (LN) – 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].
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.
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).
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.
Датировка загрязнения отложений пониженных участков микрорельефа и грунтов на селитебных территориях по содержанию Cs-137
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.
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). 600 РЬ, мг/кг
Диаграмма рассеяния концентрации Fe и pH 80 Таблица 18. Коэффициенты корреляции между содержаниями ТМ и pH в отложениях
Металл Коэффициент корреляции Экспоненциальнаяаппроксимациясвязи среднейконцентрации ТМв группах pH6–6,5, 6,5–7,7–7,5, 7,5–8,8–8,5, 8,5 и pH Среднеедляслабокислойсреды Среднеедляслабощелочнойсреды p-значение(значимостьразличиймежду среднимипри p 0.05)
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).
Так как корреляционная связь между концентрациями металлов и pH слабая, то уровень pH не влияет на подвижность металлов в отложениях. Тем не 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.
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.
Металл В диапазоне УА Cs-1370–540 Бк/кг коэффициенткорреляции, p-значение В диапазоне УА Cs-137 0–20 Бк/кг коэффициент корреляции, p-значение Вид функциональнойсвязи в группе УА Cs-1370–20 Бк/кг, p-значение
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 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
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. 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. года формирования ландшафта 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 ГУ «Свердловский ЦГМС-Р».
