Содержание к диссертации
Введение
Глава 1. Состояние изученности проблемы 12
1.1 Существующие представления о влиянии автотранспорта на прилегающие территории 12
1.2 Физико-географические характеристики района исследований 19
1.2.1 Геологическое строение
1.2.2 Климат и орогидрография 24
1.2.3 Гидрогеологические условия 26
1.2.4 Геоморфологические и неотектонические особенности района 32
1.3 Автотранспортное загрязнение Центрально Черноземного экономического района 33
1.4. Влияние метеорологических условий на загрязнение атмосферы взвешенными аэрозолями 48
Глава 2. Математическая модель и методика оценки аэрозольного загрязнения тяжелыми металлами (ТМ) приповерхностных отложений, залегающих в зоне влияния автодорог первой категории 51
2.1 Автомобильные источники поступающих на придорожные территории ТМ и их геоэкологические характеристики 51
2.2 Модель рассеяния аэрозольных частиц в атмосфере 53
2.3 Методика оценки зоны влияния автодороги при аэрозольных загрязнениях ТМ 62
Глава 3. Экспериментальная оценка уровня загрязнения поверхностного слоя грунтов придорожной территории и феноменологическая модель миграции ТМ в приповерхностных грунтах 67
3.1 Результаты и анализ полевых исследований загрязнения ТМ поверхностного слоя придорожной территории автодороги М-4 «Дон» в Воронежской области и построение графической модели ее загрязнения 67
3.2 Интегральное загрязнение поверхностного слоя придорожной территории автодороги М-4 в Воронежской области 72
3.3 Результаты и анализ полевых исследований загрязнения ТМ поверхностного слоя придорожной территории автодороги М-4 «Дон» в 2013 году 77
3.4 Графическая модель загрязнения ТМ поверхностного слоя грунта в зоне влияния автодороги М-4, анализ ее динамики и верификация модели 81
3.5 Особенности миграции ТМ в грунтах 84
3.6 Изучение характеристик придорожных грунтов 88
3.7 Феноменологическая модель геохимического состояния грунтов придорожной территории 95
Глава 4. Научно-методический аппарат оценки геоэкологических рисков и регламентации хозяйственной деятельности в зоне влияния автодорог первой категории 100
4.1 Риски и их разновидности. Геоэкологический риск 100
4.2 Методика расчета геоэкологического риска, создаваемого ТМ в зоне влияния автодорог 102
4.3 Способы очистки почв от ТМ и методика оценки их экономической эффективности 109
4.4 Научно-методический аппарат оценки геоэкологических рисков и регламентации хозяйственной деятельности в зоне влияния автодорог 115
Заключение 120
Список литературы 124
- Автотранспортное загрязнение Центрально Черноземного экономического района
- Результаты и анализ полевых исследований загрязнения ТМ поверхностного слоя придорожной территории автодороги М-4 «Дон» в Воронежской области и построение графической модели ее загрязнения
- Изучение характеристик придорожных грунтов
- Способы очистки почв от ТМ и методика оценки их экономической эффективности
Автотранспортное загрязнение Центрально Черноземного экономического района
Вредные и токсичные вещества, эмиссируемые автомобилями, в зависимости от механизма их образования можно разделить на группы:
A) углеродосодержащие вещества – продукты полного и неполного сгорания топлив (оксид и диоксид углерода, углеводороды, в том числе полициклические ароматические, сажа);
Б) вещества, механизм образования которых непосредственно не связан с процессом сгорания топлива (оксиды и диоксиды азота – по термическому механизму окисления азота);
B) вещества, выброс которых связан с примесями, содержащимися в топливе (соединения серы, свинца, других тяжелых металлов).
Г) вещества, выброс которых связан с механикой движения автомобилей (кварцевая пыль, твердые частицы, образующиеся в процессе износа деталей, кузова и шин).
Оксид углерода представляет соединение, образующееся на промежуточных стадиях горения. По мере приближения к завершающей стадии происходит окисление СО в СО2 в реакциях рекомбинации СО с различными окислителями. Если эти реакции рекомбинации не завершаются из-за недостатка окислителя или из-за низких температур газа, СО покидает камеру сгорания не окислившись.
В зоне горения бедной смеси СО образуется как промежуточный продукт и сразу же окисляется, так как концентрация О2 и температура газа достаточно высока. Скорость исчезновения СО зависит в основном от локальной концентрации О2, перемешивания, локальной температуры газа и времени, отведенного на окисление.
Количество СО, образующееся на границах зон бедного срыва пламени, зависит от нагрузки. На малых нагрузках эта доля высока, то есть температура газа низкая, а окислительные реакции протекают вяло и сгорание топлива не полное. Эти продукты в виде смолы накапливаются на стенках выпускного тракта. Повышение нагрузки приводит к снижению эмиссии СО из-за увеличения температуры газа и скоростей окислительных реакций. Дальнейшее увеличение нагрузки, несмотря на увеличение температуры, ослабляет окислительные реакции по причине низкой концентрации О2 и короткого времени реакции. Это приводит к высокой концентрации СО на повышенных нагрузках.
Оксид азота (NO) образуется во время горения в различных концентрациях во всех зонах камеры сгорания. Наибольшее признание получил механизм образования NО Зельдовича.
Цепные реакции начинаются с появления атомарного кислорода вследствие диссоциации молекул при высоких температурах в процессе горения. В соответствии с этим механизмом атомы азота не начинают цепной реакции, т.к. их равновесная концентрация во время горения относительно низка по сравнению с равновесной концентрацией атомарного кислорода. Поэтому при горении в дизельных двигателях локальное образование NO связано с локальной концентрацией атомов кислорода. Скорость образования NO зависит от концентрации кислорода и локальной температуры. Скорость образования NO больше в пламени богатых смесей, чем в стехиометрических или бедных. Однако окончательная концентрация максимальна для смесей несколько беднее стехиометрических. Зоны горения бедной смеси являются, по-видимому, одними из главных зон образования NO, поскольку эта часть топлива сгорает первой и имеет наибольшее время пребывания в послепламенной зоне.
Уменьшение коэффициента избытка давления и температуры отработавших газов (ОГ) не сопровождается соответствующим увеличением NO. Этим подтверждается тот факт, что эмиссия NO в дизельных двигателях с непосредственным впрыском главным образом связана с горением в зонах бедной смеси.
При достаточно высоких концентрациях кислорода и высоких температурах происходит дальнейшее окисление NO и образование диоксида углерода. Оба этих загрязняющих вещества обозначаются как NOx.
Углеводороды (СxHy) - несколько десятков веществ, образующихся в результате:
- реакций цепочно-теплового взрыва – пиролиза и синтеза (полициклические ароматические углеводороды (ПАУ), альдегиды, фенолы);
- неполноты сгорания в результате нарушения процесса горения, прекращения реакций окисления углеводородов при низких температурах, неоднородности топливно-воздушной смеси, пропусков зажигания в отдельных циклах или цилиндрах двигателя.
Наиболее токсичны из углеводородов ПАУ. Максимальный уровень токсичности имеет бенз(а)пирен С20H12. Гипотетическая реакция образования С20H12 при пиролизе углеводородных топлив при температуре более 873 К может быть записана в виде С6H2+3C2H2+4C2H- C20H12, где С6H2 – полирадикал, представляющий зародыш сажи; C2H2, C2H – элементарные строительные блоки.
Бенз(а)пирен образуется одновременно с сажей по сходному механизму, который рассматривается ниже.
Твердые частицы включают нерастворимые (углерод, оксиды металлов, диоксид кремния, сульфаты, нитраты, асфальты, соединения тяжелых металлов) и растворимые в органическом растворителе (смолы, фенолы, альдегиды, лак, нагар, тяжелые фракции, содержащиеся в топливе и масле) вещества. Твердые частицы в отработавших газах дизелей с наддувом состоят на 68-75 % из нерастворимых веществ, на 25-32 % - из растворимых.
Сажа является основным компонентом нерастворимых твердых частиц. Образуется при объемном пиролизе. Механизм образования включает несколько стадий:
- образование зародышей;
- рост зародышей до первичных частиц (шестиугольных пластинок графита);
- увеличение размеров частиц (коагуляция) до сложных образований конгломератов, включающих 100-150 атомов углерода;
- выгорание конгломератов.
Выделение сажи при сгорании топлива происходит при избытке воздуха. В отрегулированных двигателях с внешним смесеобразованием и искровым зажиганием (бензиновых, газовых) вероятность появления таких зон незначительна. У дизелей локальные переобогащенные топливом зоны образуются чаще и в полной мере реализуются перечисленные процессы сажеобразования. Поэтому выбросы сажи с отработавшими газами у дизелей больше, чем у двигателей с искровым зажиганием. Образование сажи зависит от свойств топлива: чем больше отношение С/Н в топливе, тем выход сажи выше.
Важный процесс, определяющий уровень эмиссии и экологической опасности сажи - ее выгорание в высокотемпературном турбулентном газовом потоке при температурах 850-920 К. В процессе выгорания значимым является процесс образования крупных твердых частиц, содержащих 2,5 % серы и 1,2 % тяжелых металлов (рисунок 1.5). Радиусы этих частиц лежат в пределах от 0,1 до 10 мкм. Отдельные частицы имеют радиусы до 100 мкм. Плотность твердых сажевых частиц от 2000 до 3000 кг/м3. Слои сажи не плоские, а изогнутые, что обусловливает сферическую поверхность частиц.
Сажа представляет собой механический загрязнитель легких человека, но значительно больше он опасен как адсорбент и активный переносчик бенз(а)пирена и тяжелых металлов.
Таким образом, загрязнение придорожных территорий тяжелыми металлами происходит за счет двух основных факторов:
- за счет коагуляции частиц тяжелых металлов, содержащихся в топливе, в сферические микронные частицы сажи, выбрасываемые в основном дизельными двигателями автомобилей;
- за счет износа двигателя, кузова и шин автомобиля в процессе движения.
Отдельно автомобильные выбросы тяжелых металлов не нормируются, и соответственно, не изучаются, несмотря на их высокую экологическую опасность.
Для центра ЦЧЭР есть только данные по взвешенным в воздухе твердым частицам и аэрозолям.
Выбросы твердых частиц у бензиновых двигателей достигают 0,04 %, у дизельных - 1,1 %. В среднем выбросы твердых частиц по РФ составляют 0,3 %, в то время как стандарты Евро-3 допускают 0,1 %, Евро-4 и 5 – 0,02 %, Евро-6 – 0,01 %. Эти данные еще раз подтверждают актуальность исследования загрязненных придорожных территорий РФ тяжелыми металлами.
В основном исследуются газообразные выбросы загрязняющих веществ, эмитируемых автомобилями [9]. Это оправдано с той точки зрения, что они непосредственно попадают в организм человека через органы дыхания. Считается, что именно они представляют основную экологическую опасность. Однако газообразные ЗВ достаточно эффективно рассеиваются под действием ветра [3, 10], и их концентрация быстро снижается за счет разбавления незагрязнённым воздухом. Поэтому высокая экологическая опасность возникает только при определенных погодных явлениях: низкие скорости ветра, низкие температурные инверсии, смог. Как правило, опасное их сочетание наблюдается в городах, где и проводится лабораторный контроль уровней загрязнения атмосферного воздуха.
Результаты и анализ полевых исследований загрязнения ТМ поверхностного слоя придорожной территории автодороги М-4 «Дон» в Воронежской области и построение графической модели ее загрязнения
Как показано в главе 1, геоэкологические условия ЦентральноЧерноземного экономического региона сходны и можно применять разработанную модель и методику для оценки зоны влияния всей автодороги. Однако для применения на больших географических территориях разработанные модель и методика требуют учета местных условий. Оптимальным объектом, позволяющим провести верификацию модели, является федеральная автодорога М-4, протянувшаяся по всей территории Воронежской области более чем на 300 км.
Анализ источников ТМ, эмитируемых автомобилями, выявил шесть возможных приоритетных загрязнителей придорожной территории (свинец, цинк, медь, кадмий, никель и хром).
Методом конверта в 2007 году были отобраны пробы приповерхностных отложений (0-20 см) на расстояниях 5, 10 и 25 м от края полосы дороги М-4 с шагом в 25 км, начиная с 464 км и заканчивая 789 км. В сертифицированной лаборатории федерального государственного бюджетного учреждения государственном центре агрохимической службы «Воронежский» были измерены концентрации подвижных форм этих ТМ: свинца, цинка, меди и кадмия. Концентрации кадмия, хрома и никеля оказались на фоновых уровнях. Поэтому для анализа комплексного уровня загрязнения придорожной территории были выбраны четыре ТМ (свинец, цинк, медь, кадмий, никель и хром). Кадмий был добавлен потому, что это вещество первого класса опасности, в отличие от хрома и никеля, относящихся ко второму классу опасности. Анализ подвижной формы определяется тем, что: во-первых, существует смыв ТМ в соответствии с рельефом местности; во-вторых, происходит миграция ТМ в более глубокие горизонты придорожной территории. Общее число проб в приповерхностных отложениях 1060.
Предельно допустимые концентрации подвижных форм изучаемых ТМ приведены в таблице 3.1.
В таблице 3.2 приведены безразмерные коэффициенты концентрации подвижных форм ТМ в точках отбора проб на расстояниях 5 и 10 м от края полосы дороги, рассчитанные по формуле K=С/ПДК, где С – измеренная концентрация ТМ, ПДК – предельно допустимая концентрация его подвижной формы.
Графики зависимостей коэффициентов концентрации ТМ, определяющие превышение ПДК в придорожных территориях автодороги, приведены на рисунке 3.1. Наблюдаются две области повышенной концентрации ТМ. Область с 489 до 564 км вблизи г. Воронеж и район 739 км. Превышение ПДК наблюдается только на расстоянии 5 м от края полосы дороги для цинка, меди и свинца -вблизи г. Воронеж. В районе 739 км существует превышение по цинку на расстоянии 5 м от края полосы дороги. По кадмию экологическая обстановка благополучна на всем протяжении трассы.
Если повышение концентрации ТМ вблизи г. Воронеж вполне объяснимо за счет дополнительного движения по автодороге городского автотранспорта, то повышение концентраций в районе 739 км, по-видимому, связано с рельефом местности, что будет проверено дальше.
В среднем в 2007 году загрязнение автодороги М-4 на расстоянии 5 м от ее края в Воронежской области составляло:
- по свинцу 0,72 ПДК при среднеквадратичном отклонении 0,36 ПДК и коэффициенте вариации 0,5;
- по цинку 1,37 ПДК при среднеквадратичном отклонении 0,31 ПДК и коэффициенте вариации 0,31;
- по меди 0,91 ПДК при среднеквадратичном отклонении 0,19 ПДК и коэффициенте вариации 0,21.
То есть экологическое состояние придорожной территории автодороги М-4 в Воронежской области еще в 2007 году было напряженным.
По цинку средний уровень загрязнения автодороги превышал ПДК, а по меди и свинцу приближался к критическому значению.
Отметим, что наименьший коэффициент вариации наблюдается у меди. Он больше у цинка и существенно возрастает у свинца. По-видимому, этот факт связан с различной миграционной способностью ТМ в грунтах придорожной территории, что будет проверено ниже.
Реальное превышение предельно допустимой концентрации (ПДК) наблюдалось по цинку (1,37 ПДК) на расстоянии 5 м от края полосы дороги. По меди и свинцу коэффициенты концентрации приближались к критическим значениям: 0,91 и 0,72 ПДК соответственно. На расстоянии 10 м от края полотна дороги экологическая обстановка уже достаточно благополучная. По цинку средний уровень загрязнения составили 0,99 ПДК, по меди - 0,59 ПДК, по свинцу средний уровень загрязнения - на уровне 0,24 ПДК, по цинку - 0,99 ПДК, по меди - 0,59 ПДК.
Уже предварительный анализ данных полевых исследований загрязнения придорожной территории автодороги подтверждает достоверность разработанной модели рассеяния аэрозольных частиц ТМ. Видно, что основное загрязнение наблюдается на расстоянии до 10 м от края полотна дороги, что свидетельствует о том, что основная часть ТМ оболочечная, имеет размеры порядка нескольких микрометров и плотность порядка 3103 кг/м3. Они выпадают на расстоянии до 25 м от края полосы автодороги. На расстоянии 25 м от края полотна дороги коэффициенты концентрации слабо изменяются, не превышают значения ПДК/8, т.е. находятся на уровне фона.
Вблизи автодороги наблюдается особенность, которая требует дальнейшего объяснения. Казалось бы, что наиболее тяжелые частицы свинца должны выпадать вблизи автодороги и их концентрации должны быть наибольшими. Однако, на самом деле концентрации цинка и меди большие. Предполагать, что этих частиц просто существенно больше эмитируется автомобилями нет оснований. Это противоречие, по-видимому, связано с различной миграционной способностью этих ТМ и будет изучено ниже.
Изучение характеристик придорожных грунтов
В работе [12] показано, что основное выпадение частиц из аэрозольного облака тяжелых металлов наблюдается в пределах до 10 м от края полотна автодороги. До этого же расстояния простирается откос федеральных автодорог, на котором и накапливается смыв, выпавших на дорогу тяжелых металлов и антигололедных реагентов. Средняя глубина преобразования грунта придорожной территории - один метр. То есть область существования трансформированного грунта - 10 м от края дороги вдоль нее с глубиной один метр.
Миграция тяжелых металлов в основном и связана с литологией слоев грунта [51, 59]. Для урбанизированного грунта этот процесс слабо изучен. Он во многом ограничивает возможности хозяйственной деятельности на придорожной территории, что и определяет актуальность данного исследования.
Для изучения свойств урбанизированного грунта на наиболее напряженных участках федеральной автодороги М-4 вблизи г. Воронежа были взяты пробы урбанизированного грунта на расстояниях 5 и 10 м от края полотна дороги. Для сравнения были взяты пробы и нетрансформированного грунта на расстоянии 25 метров от края полотна. Пробы брались из шурфов с интервалом по глубине 0,2 м на 464, 489 и 514 км автодороги. На 539 и 564 км отбирались только поверхностные пробы, так как здесь на придорожной территории проходят различные коммуникации.
Разрез нетрансформированного грунта показал, что поверхностный слой до глубины 40 см - это чернозем, слой (40-60) см - это чернозем с глинистыми включениями, слой глубиной (60-100) см уплотненный глинистый. Объемная пористость поверхностного слоев чернозема приведена в таблице 3.6. [51].
Разрез урбанизированного грунта в полосе до 10 м от края дороги показал, что до глубины 10 см находится почвенно-растительный слой. На глубинах от 10 до 20 см расположен слой песка среднезернистого, от 20 до 40 см – песок мелкозернистый, на глубине от 40 до 60 см – слабовлажный мелкозернистый песок, перемешанный с органическими остатками, на глубине от 60 до 80 см – песок углефицированный с примесью органических останков и строительного мусора, на глубине от 80 до 100 см – глинозем суглинистый с примесью песка.
Результаты химического анализа проб содержания тяжелых металлов в трансформированных грунтах в виде коэффициентов концентраций приведены в таблицах 3.7 – 3.14 и отражены на рисунке 3.8.
В нижней части таблиц 3.7 – 3.14 приведены результаты статистической обработки по глубине каждого шурфа. Здесь K - среднее значение по глубине шурфа;, - среднеквадратичное отклонение; – относительная ошибка; grad k=K1-K0,2/h - средний градиент коэффициента концентрации, характеризующий быстроту изменения коэффициентов концентрации различных ТМ по глубине шурфа h = 1 м, K1 - коэффициент концентрации на глубине 1 м, K0,2 – в поверхностном слое. Средний градиент концентрации показывает скорость миграции ТМ в сложной плоскослоистой среде, образующей урбанизированный грунт. Знак градиента показывает, где происходит основное накопление ТМ. Если он положителен, то накопление наблюдается на глубине в глинистом барьере, если отрицателен – в поверхностном слое.
В правой части таблиц приведены интегральные средние коэффициентов концентрации по глубинам, усредненные по различным шурфам, так как концентрации ТМ на различных глубинах являются случайной величиной.
В нижней правой части таблиц приведены результаты статистической обработки, усредненные по различным шурфам и глубинам отбора проб.
Среднеквадратичные отклонения и относительные ошибки по глубинам пробоотбора очень разнообразны, изменялись в пределах от 6 до 75 %, что свидетельствует о существенной неоднородности плоско-слоистой структуры трансформированного грунта.
Усредненные по глубинам и шурфам, расположенным в различных частях автодороги, относительные ошибки достаточно слабо флуктуируют относительно среднего значения, что свидетельствует о принципиальной статистической однородности урбанизированного грунта, на которую накладываются случайные местные условия каждого шурфа, связанные с образованием плоскослоистой структуры, возникшей в результате строительных работ. Следовательно, отличия, наблюдаемые для различных ТМ, связаны с их различной миграционной способностью в трансформированных грунтах.
Наибольший положительный градиент для трансформированного грунта всей придорожной территории шириной 10 м имеет хром: grad k= (0,23+0,47)/2=0,35. Это свидетельствует о его высокой миграционной способности и склонности к накоплению на глинистых барьерах, которые экранируют его поступление в подземные воды.
Вторым ТМ по скорости миграции является марганец grad k= (0,16+0,23)/2=0,195. Но глинистый барьер для него существенно более проницаем и он достаточно легко попадает в подземные воды. То же самое можно сказать о свинце, для которого grad k=(0,2+0,18)/2=0,19, и о никеле, обладающем несколько меньшей скоростью миграции в трансформированных грунтах grad k=(0,18+0,17)/2=0,175. Все эти три ТМ представляют существенную экологическую опасность для грунтовых вод природных придорожных территорий, вблизи которых могут располагаться колодцы и водосборные скважины.
У мышьяка grad k=0,09, а у кадмия grad k=0,03. Эти ТМ в среднем равномерно заполняют трансформированный грунт глубиной в один метр, т.е. глинистый барьер для них не является препятствием для проникновения в грунтовые воды, что, по-видимому, связано с малыми размерами комплексов этих ТМ. Они представляют самую серьезную экологическую опасность для грунтовых вод придорожных территорий.
Аномально ведут себя цинк и медь, имеющие отрицательный градиент концентрации. Для цинка grad k= (-0,33+(-0,27))/2=-0,3. Для меди он гораздо больший: grad k= (-1,14+(-0,39))/2=-0,756. Эти факты свидетельствуют о том, что цинк и медь накапливаются в поверхностном слое трансформированного грунта, имея низкую скорость миграции, особенно у меди. Эти результаты требуют своего объяснения.
Медь - хороший комплексообразователь [52, 81]. В щелочной среде медь с мочевиной, применяемой как антиобледенитель полотна дороги, образует крупные комплексы, кальматирующие поры грунтов. Реакция комплексообразования имеет следующий вид
С другой стороны, продукты разложения антиобледенителя могут выделять аммиак, который с медью также образует комплекс Cu2+ +4NH 3 [Cu (NH3)4]2+.
Далее в щелочной среде этот комплекс медленно разлагается на оксид меди и воду.
Кроме того, в щелочной среде двухвалентная медь восстанавливается до одновалентной, давая оксид меди и воду.
Таким образом, в щелочной восстановительной среде трансформированного грунта медь образует комплексы больших размеров. Они накапливаются в поверхностных слоях, в то время как окись и оксид меди накапливаются ниже на геохимическом глинистом барьере.
Построение феноменологической модели осуществляется в следующей последовательности:
- определение рН и Еh;
- отнесение к оценочному кластеру;
- прогноз загрязнения приповерхностных слоев.
Цинк в щелочной среде менее активно образует комплексы, дающие незначительный отрицательный градиент коэффициентов концентрации.
Теперь ясно, что миграционные свойства ТМ во многом определяются кислотно-щелочной реакцией придорожных грунтов.
Способы очистки почв от ТМ и методика оценки их экономической эффективности
Проблема экологической реабилитации опасно загрязненных почв связана с поиском эффективных способов восстановления их качества. Ухудшающиеся экологические условия оказывают негативное влияние на почву. Благодаря самоочищению почвы происходит постепенное удаление вредных веществ, однако этот процесс занимает достаточно длительное время, а, кроме того, скорость процессов загрязнения в техногенной среде ощутимо превышает скорость процессов самоочищения. Поэтому активно применяются методы искусственного очищения почвы.
Для очистки почвы от загрязнения разработаны различные технологические методы и регулярно внедряются новые. В первую очередь следует использовать для очистки почвы наиболее экологические и безопасные способы, не забывая про эффективность и финансовые затраты.
Если рассматривать методы очистки загрязненной почвы, то можно разделить их по принципу действия на следующие категории:
- физические;
- химические;
- биологические.
К физическим методам относятся технологии ограничения распространения ТМ в почве (в частности, механическая изоляция, герметизация, водонепроницаемые барьеры). Они, как и разубоживание почвы, из рассмотрения будут исключены, поскольку не могут полностью удалить опасные элементы, лишь стабилизируя их в загрязненной среде.
В таблице 4.4 приведены наиболее эффективные методы очистки почв, загрязненных тяжелыми металлами, расположенные по мере убывания необходимых экономических затрат.
Из таблицы видно, что для больших объемов почв придорожных территорий, подлежащих очистке, наиболее перспективным является способ фиторемедиации вследствие его высокой экологической и экономической и экологической эффективности. Длительный срок восстановления почвы для загородных федеральных автодорог не имеет принципиального значения, т.к. период самоочищения почв от тяжелых металлов составляет многие десятки и даже сотни лет.
Биологическая очистка способом фиторемедиации имеет три подвида. Фитодеградация применяется, как правило, для обезвреживания органических загрязнителей почвы за счет способности растений совместно с почвенной микрофлорой осуществлять ферментативное расщепление сложных органических веществ и переводить их в менее токсичные формы. Хорошими фитодеградаторами алифатических, ароматических и полициклических углеводородов, пестицидов и фенолов являются среди однолетних травянистых растений – овсяница, хрен, люцерна; а среди древесных – дуб, тополь, ива, кипарис. По отношению к ТМ исследование следует сосредоточить на совмещении выращивания фитодеградатора со стимуляцией активности кислотообразующих бактерий с целью понижения рН почвенной среды и увеличения подвижности ТМ.
Фитодеградацию следует применять при средней степени загрязнения в 2,0-5,0 ПДК при относительно небольшой подвижности ТМ
Противоположностью к вышеизложенному подходу является фитостабилизация – выращивание толерантных к ТМ растений с целью уменьшения подвижности металлов и, как следствие, риска дальнейшего загрязнения окружающей среды путем выщелачивания ТМ в грунтовые воды или распространение их за счет ветровой и водной эрозии почв.
Толерантность растений к ТМ связана с активизацией у них комплекса защитных механизмов, среди которых выделяют внешние – не связанные с жизнедеятельностью растительного организма, а являющиеся следствием свойств почвы, способные уменьшать поток ионов ТМ в растение - и внутренние, то есть те, которыми обладает само растение. Толерантность сельскохозяйственных культур определяется как их биологическими особенностями, так и степенью токсичности ТМ.
Внешние защитные не связаны с жизнедеятельностью растительного организма и являются следствием мероприятия буферных свойств почвы, способные уменьшить поток ионов ТМ2+ из почвенного раствора в растения. В случае с черноземом обыкновенным - это наличие органического вещества, содержание подвижного фосфора, рН почвы.
Фитостабилизация является идеальным вариантом при слабой степени загрязнения почв ТМ и невысокой подвижности. Хорошими фитостабилизаторами являются просо и некоторые кормовые травы, однако в условиях урбанизированной среды следует отдать предпочтение декоративной растительности.
Фитоэкстракция представляет собой технологию непрерывного выращивания растений, способных извлекать и концентрировать в надземной биомассе значительное количество ТМ с последующей их переработкой путем озоления собранной биомассы. Тогда зола растений становится источником цветных металлов или же, если извлечение их из золы обходится дороже себестоимости, целесообразно компостирование.
Помимо общих требований к фиторемедиации, фитоэкстракция имеет также свои особенности:
1) содержание ТМ в почве загрязненного участка должно быть приемлемым для растений, то есть не вызывать у всходов выраженных фитотоксических эффектов (обесцвечивание, пигментация и потемнение листьев, задержка роста);
2) растения, используемые для очистки почвы, должны отличаться высокой скоростью роста и производить большую надземную биомассу, иметь глубоко разрастающуюся корневую систему, высокую сопротивляемость к болезням и вредителям, быть отзывчивыми к обычной агротехнике, не привлекательными для животных и людей во избежание случаев отравления;
3) для повышения степени накопления ТМ в надземной биомассе растения следует применять эффекторы фитоэкстракции (ЭДТА, ДДДА, ДТПА и др.), которые за счет образования прочных водородных связей внутри комплексных соединений с металлами будут повышать их подвижность в почве, что особенно актуально для таких высокобуферных почв, как черноземы;
4) очистку почвы следует проводить до соответствия содержания ТМ в восстановленной почве нормам ПДК.
Уже сейчас удалось выявить растения – гипераккумуляторы ТМ, способные накапливать в своей надземной биомассе до 5 % металла в пересчете на сухое вещество. Большинство дикорастущих гипераккумуляторов относится к семейству крестоцветных – близких родственников капусты и горчицы; так, сарептская горчица является эффективным накопителем Pb, Cu и Ni, в значительных количествах свинец способны выносить из почвы кукуруза и сорное растение – амброзия. Хорошими фитоэкстрагентами ТМ являются одуванчик лекарственный, полынь обыкновенная, люцерна, подсолнечник, сорго, среди злаков – яровой ячмень и овес, овощных культур – петрушка, укроп, салат.
Из литературных источников известно, что самой высокой поглотительной способностью тяжелых металлов обладают липа (Tiliacordata Mill) и одуванчик (Taraxacumofficinale).
Для оценки эффективности этих фитоэкстракторов в условиях города были проведены исследования накапливания тяжелых металлов в биомассе указанных видов растений, произрастающих вдоль основных транспортных магистралей. Исследования производились в г. Тула.
Для этого были отобраны пробы зеленой массы деревьев и трав на придорожных пространствах вдоль улиц с разной интенсивностью движения автотранспорта. Пробы высушивали до воздушно-сухого состояния при температуре 105 0С, а затем минерализировали в муфельной печи при температуре 450 0С.
После растворения минеральной пробы определение содержания в ней тяжелых металлов проводилось согласно методике М 01-29-98: «Методика выполнения измерений массовой концентрации марганца, кобальта, меди, железа, кадмия, свинца, никеля в пробах природной и сточной воды атомно-абсорбционным методом с электротермической атомизацией с использованием атомно-абсорбционного спектрометра «МГА-915».
Результаты исследований поглотительной способности одуванчиков приведены в таблице 4.5.