Эрозионно-аккумулятивные процессы как фактор трансформации поля радиоактивного загрязнения бассейна р. Плавы Иванов Максим Михайлович

Содержание к диссертации

Введение

ГЛАВА 1. Постановка проблемы и концептуальное обоснование её решения

1.1. Перераспределение наносов в освоенных речных бассейнах как фундаментальная геоморфологическая проблема

1.2. Экологическая значимость изучения миграции наносов 11

1.3. Геоморфологический подход к изучению трансформации поля загрязнения

1.4. Концепция «слоя загрязнения» 17

1.5. Заключение 24

ГЛАВА 2. Район проведения работ и методы исследования

2.1. Район проведения работ 26

2.1.1. Орогидрография 26

2.1.2. Особенности геологического строения 27

2.1.3. Ландшафтно-климатические условия 28

2.1.4 Радиоактивное загрязнение бассейна р. Плавы 30

2.2 Обзор основных методических проблемы и подходов к их решению

2.2.1. Оценка интенсивности эрозионно-аккумулятивных процессов

2.2.2. Учёт пространственно-временной организации эрозионно-аккумулятивных процессов

2.2.3. Интегральная оценка деятельности эрозионно- аккумулятивных процессов

2.3 Методы оценки интенсивности эрозионно-аккумулятивных 37

процессов

2.3.1. Радиоцезиевые исследования 37

2.3.2. Крупномасштабная геоморфологическая съёмка 49

2.3.3. Эрозионное моделирование 52

2.4. Анализ пространственной организации эрозионно- аккумулятивных процессов

2.4.1. Классификация склонов и склоновых водосборов 56

2.4.2. Классификация водосборов и изучение ключевых участков для выделенных групп (ключевых водосборов)

2.5. Методика интегральной оценки деятельности эрозионно- аккумулятивных процессов

2.5.1. Схема расчёта КДН 59

2.5.2. Схема расчёта поступления материала в речные долины 62

2.5.3. Схема расчёта стока наносов и 137Cs 64

2.6 Заключение 67

ГЛ А В А 3. Влияние эрозионно-аккумулятивных процессов на трансформацию поля радиоактивного загрязнения в пределах различных типов литодинамических зон

3.1. Формирование и трансформация поля загрязнения в стабильных ЛДЗ

3.2. Формирование и трансформация слоя загрязнения в денудационно-транзитных ЛДЗ

3.3. Формирование и трансформация слоя загрязнения в транзитно-аккумулятивных ЛДЗ

3.4. Заключение 91

ГЛ А В А 4. Трансформация поля радиоактивного загрязнения на малых водосборах

4.1. Принципиальная схема перераспределения наносов на малых водосборах

4.2. Латеральная миграция 137Cs на малых водосборах в бассейне р. Плавы.

4.2.1. Классификация балочных водосборов 94

4.2.2. Результаты морфометрического анализа строения склонов бассейна р. Плавы

4.2.3. Оценка интенсивности и объёмов перераспределения наносов и 137Cs в пределах водосбора Верхняя Локна

4.2.4. Оценка баланса наносов водосбора балок Ляпуновка и Часовенков Верх

4.3. Интегральная оценка миграции наносов и 137Cs за пределы верхних звеньев флювиальной сети

4.4. Заключение 115

ГЛАВА 5. Трансформация поля радиоактивного загрязнения в масштабах бассейна р. Плавы

5.1. Объёмы аккумуляции наносов и сорбированного 137Cs на исследованных поймах рек бассейна р. Плавы

5.1.1. Оценка аккумуляции наносов и 137Cs в днище долины р. Локны

5.1.2. Оценка аккумуляции наносов и 137Cs в днище долины р. Плавы

5.1.3. Оценка аккумуляции наносов и 137Cs на поймах рек бассейна р. Плавы

5.2. Оценка стока наносов и 137Cs р. Плавы 133

5.3. Воздействие стока наносов р. Плавы на уровень загрязнения пойменных отложений р. Упы

5.4. Заключение 137

Заключение 138

Литература

• Экологическая значимость изучения миграции наносов
• Особенности геологического строения
• Формирование и трансформация слоя загрязнения в денудационно-транзитных ЛДЗ
• Результаты морфометрического анализа строения склонов бассейна р. Плавы

Введение к работе

Актуальность темы. Чернобыльская авария стала причиной формирования контрастной картины радиоактивного загрязнения на большой части Восточно-Европейской равнины. Основным загрязнителем для большей части, попавших в зону радиоактивных выпадений, является относительно долго живущий радионуклид ¹³⁷Cs (Т1/2 30.2 лет). После аварии процесс поступления ¹³⁷Cs на земную поверхность контролировался двумя факторами: направлением миграции воздушных масс в районе ЧАЭС и интенсивностью выпадения жидких осадков. Одной из главных особенностей данного радиоизотопа является его прочная фиксация на минеральных почвенных частицах.

Эрозионно-аккумулятивные процессы являются основным фактором миграции сорбированного ¹³⁷Cs и пространственной трансформации возникшего поля загрязнения. Исследование перераспределения наносов эрозионно-аккумулятивными процессами позволяет выявить пути миграции и участки накопления радионуклидов в различных звеньях флювиальной сети, прослеживать изменения пространственного распределения радиоактивного загрязнения и в результате давать оценку фактической и потенциальной экологической опасности этих процессов.

Цель исследования - выявление и анализ особенностей проявления эрозионно-аккумулятивных процессов как механизма перераспределения ¹³⁷Cs и соответствующих изменений пространственной картины загрязнения на примере конкретного речного бассейна, располагающегося в зоне с относительно высокими уровнями радиоактивного загрязнения, возникшим после аварии на Чернобыльской АЭС («Плавское радиоактивное пятно»).

Был сформирован следующий ряд задач, необходимых для достижения поставленной цели:

1. Создание концептуальной схемы, описывающей воздействие эрозионно-аккумулятивных процессов на перераспределение радиоизотопа ¹³⁷Cs для разработки и применения геоморфологически обоснованного методического

подхода к изучению трансформации поля загрязнения на основе использования результатов полевых наблюдений, лабораторных анализов, ГИС-технологий и математического моделирования.

1. Выбор оптимального набора частных методов исследования механизмов перераспределения наносов и транспортируемых с ними загрязняющих веществ эрозионно-аккумулятивными процессами для оценки баланса вещества в флювиальных системах различных уровней.

2. Анализ трансформации полей загрязнения ¹³⁷Cs отдельных лито-динамических зон, малых водосборов и речного бассейна в целом.

Объект и состав исследования. В соответствии с поставленными задачами был исследован бассейн р. Плавы. Для сбора полевой информации был выбран ряд ключевых водосборов и участков пойм р. Локны (левый приток Плавы) и р. Плавы.

При проведении исследования был задействован широкий набор методов, включавший в себя полевые, лабораторные и камеральные работы. Была проведена крупномасштабная геоморфологическая съёмка с привлечением материалов дистанционного зондирования (космические снимки Lansdat, QiuckBird, Google), топографических карт (масштаба 1:25 000, 1:100 000) и полевых наблюдений, включая высокоточные геодезические работы. Произведён морфометрический анализ строения рельефа территории: выделены основные морфологические типы склонов и склоновых водосборов, классифицированы малые водосборы различных порядков. Созданная классификация послужила основой для экстраполяции результатов, полученных на ключевых участках, на всю площадь речного бассейна. Для оценки интенсивности перераспределения наносов и ¹³⁷Cs были использованы математическое моделирование, анализ строения толщ наносов в разрезах и результаты проведенного в лаборатории гамма-спектрометрического анализа 758 отобранных проб рыхлых отложений.

В работе широко используется информация, полученная из отечественных и иностранных литературных источников, содержащих необходимые данные о методике исследования и результатах схожих работ в различных регионах мира. Полевые работы автором проводились совместно с сотрудниками географического

факультета МГУ им. М.В. Ломоносова, НИЛ Эрозии почв и русловых процессов им. Н.И. Маккавеева и сотрудниками кафедры радиоэкологии и экотоксикологии факультета почвоведения. Для детального анализа были привлечены опубликованные результаты предшествующих исследований по бассейну р. Плавы.

Научная новизна.

1. Предлагается концепция процесса латеральной миграции сорбированного ¹³⁷Cs в условиях равнинных агроландшафтов умеренного пояса, позволяющая чётко выделить область приложения геоморфологических знаний и методов при решении радиоэкологических задач.

2. Разработана и применена комплексная схема сбора информации об интенсивности и направленности эрозионно-аккумулятивных процессов и их влиянии на миграцию сорбированного ¹³⁷Cs. Предложенная методическая схема с некоторыми коррективами может быть применена для любого другого загрязнителя, сорбируемого рыхлыми отложениями.

3. Разработанные подходы применены к оценке трансформации поля радиоактивного загрязнения для объектов разного масштаба на примере изучения бассейна р. Плавы как целостной геоморфологической системы.

Защищаемые положения.

4. Высокая неоднородность атмосферных выпадений ¹³⁷Cs после Чернобыльской аварии не позволяет достоверно определять изменения запасов радионуклидов на пахотных склонах в зоне интенсивного загрязнения при современных темпах эрозионно-аккумулятивных процессов. Наиболее значительные изменения, выраженные в росте запасов, детектируются только в геоморфологически выраженных зонах аккумуляции материала, где происходит сильная концентрация стока наносов.

5. Бассейновая составляющая стока наносов р. Плавы формируется

фактически только на участках водосбора, наиболее тесно примыкающих к долинам

постоянных водотоков. Не более 30% склонового стока наносов достигает речных

долин, а большая часть переоткладывается в пределах верхних звеньев флювиальной

сети.

3. В сток наносов р. Плавы переходит не более 21% от общего смыва на территории её бассейна, что типично для речных систем такого размера лесостепной зоны Восточно-Европейской равнины.

4. За период после 1986 г. за пределы бассейна р. Плавы было вынесено около 0,3-0,5 % от общего исходного запаса ¹³⁷Cs, что указывает на незначительные изменения плотности загрязнения в масштабах крупных участков междуречных склонов. Однако, даже выноса столь незначительной доли суммарного запаса радионуклида оказалось достаточно для существенного увеличения уровня плотности загрязнения пойменных отложений приёмного водотока – р. Уп ы.

Личный вклад автора. Основной фактический материал получен лично автором при его участии в ходе полевых исследованиях в бассейне р. Плавы. Автором выполнена часть лабораторных работ: определение массы и содержания влаги в образцах наносов, механическая подготовка и гамма-спектрометрический анализ проб рыхлых отложений. Лично автором проведена оценка бюджета наносов и ¹³⁷Cs на одном из ключевых водосборов, произведён морфометрический анализ строения рельефа бассейна р. Плавы и дешифрирование космических снимков, на основе которого были составлены серии карты для оценки количества миграции наносов и ¹³⁷Cs.

Практическая значимость работы. Полученные результаты могут послужить основой для оценки и прогнозирования радиоэкологических последствий в зонах чернобыльского загрязнения и миграции ¹³⁷Cs за их пределы по речным системам. Пример успешного применения геоморфологического подхода в изучении миграции радионуклидов служит основанием для его использования в комплексных радиоэкологических исследованиях. Учитывая одномоментный характер поступления ¹³⁷Cs чернобыльского происхождения, разработанный подход к оценке трансформации начального поля загрязнения может быть использован для выработки стратегии реагирования на поступление в окружающую среду в результате крупных техногенных катастроф любых загрязнителей, хорошо фиксирующихся на почвенных частицах.

Работы проводились в рамках проектов РФФИ: 14-05-92105 (Латеральная

миграция ¹³⁷Cs в речных бассейнах в зонах радиоактивного загрязнения Японии и

России: количественная оценка и прогноз), 14-05-00903 (Биогеохимический цикл Cs-137 в травянистых экосистемах черноземной зоны, загрязненных чернобыльскими выпадениями), 15-05-99449 (Оценка перераспределения загрязняющих веществ, сорбируемых почвенно-грунтовыми частицами, в речных бассейнах ВосточноЕвропейской равнины и его влияния на экологическую обстановку).

Апробация. Основные результаты работы были представлены на всероссийских, международных конференциях и совещаниях, в том числе: на совещаниях молодёжной секции Межвузовского научно-координационного совета по проблеме эрозионных, русловых и устьевых процессов (Волгоград, 2012; Белгород, 2014; Нижний Новгород, 2016), на 9-ом Евразийском почвенном конгрессе (Анталия, 2014), на Всероссийской конференции VII Щукинские чтения (Москва, 2015), European Geoscience Union Assembly (Вена, 2015), на Всероссийском семинаре с международным участием «Радиационная и промышленная экология» (Ростов-на-Дону, 2016). В рамках выполнения диссертационной работы были опубликованы 14 работ, в том числе 9 статей (4 – в журналах из списка ВАК; 1 – в иностранном журнале; 4 – в сборниках) и 5 тезисов докладов.

Объём и структура. Работа состоит из 5 глав, введения, заключения (139 страниц текста) и списка литературы (292 названий); содержит 55 рисунков (включая 2 приложения) и 51 таблицу.

Диссертационная работа выполнена в Научно-исследовательской лаборатории эрозии почв и русловых процессов имени Н.Н. Маккавеева географического факультета Московского государственного университета имени М.В. Ломоносова.

Благодарности. Автор приносит свою искреннюю благодарность доктору

географических наук В.Н. Го л о с о ву за руководство и поддержку в рамках написания

работы, доктору географических наук А.В. Панину за консультацию в процессе

подготовки работы, кандидатам географических наук В.Р. Беляеву, Н.Н. Ивановой,

М.В. Маркелову, А.П. Жидкину и кандидатам биологических наук Е.Н.

Шамшуриной, Т.А. Парамоновой за помощь в работе и всяческую поддержку при

написании диссертации. Автор также хотел бы поблагодарить всех участников

экспедиционных исследований, а также коллектив НИЛ эрозии почв и русловых

процессов МГУ им. М.В. Ломоносова за поддержку и доброжелательное отношение.

Экологическая значимость изучения миграции наносов

Несмотря на то, что с момента Чернобыльской аварии прошло достаточно времени для двукратного сокращения запасов радионуклидов вследствие полураспада, на территории Восточно-Европейской равнины сохраняются ареалы с высоким уровнем загрязнения), в пределах которых перераспределение наносов приводит к возникновению локальных максимумов, где суммарные запасы 137Cs могут возрастать за счет его вторичного накопления. В условиях постоянной миграции наносов и меняющегося поля загрязнения необходимы исследования, направленные на решение проблем корректной оценки и прогноза качества водных и земельных ресурсов (Ажигиров и др., 1988; Пацукевич и др., 1992; Golosov et al., 2000).

Еще одним важным экологическим аспектом развития эрозионно-аккумулятивных процессов в речных бассейнах, является их влияние на безопасность природных экосистем окружающих территорий, куда поступает твёрдый и ионный сток (Walling et. al, 2003; Miles, 2003; Greig et. al, 2005; Taylor, Owens, 2009; Bird, 2011). В зависимости от исследуемого объекта речь может идти 0 принимающей акватории (озеро, водохранилище) или речной системе, а в масштабе транспорта наносов континент-океан – о морском бассейне. Сохранение биоразнообразия, в особенности в субаквальных условиях, напрямую зависит от химических качеств водной среды и формируемого субстрата. Поскольку сток рек составляет более 85% от всех поступающих в береговую зону наносов, исключая биогенную и химическую седиментацию (Сафьянов, 1987), он оказывает определённое влияние и на формирование подводных ландшафтов шельфовой области.

В геохимическом отношении эрозионно-аккумулятивные процессы могут быть рассмотрены в качестве агента перераспределения минеральных и химических компонентов в ландшафтах и системе суша-океан (Литвин, Кирюхина, 2003). Внесение в природную среду чужеродного компонента подразумевает, что он, оказываясь вовлечённым в природные процессы, может формировать так называемые геохимические аномалии (Перельман, 1976). В случае, если загрязнитель является радиоактивным, принципиально важно экологической проблемой является не только поглощение радионуклидов из окружающей среды живыми организмами, но создаваемый ими повышенный радиоактивный фон.

Проблема перераспределения в ландшафтах радионуклидов, в частности 137Cs, и создаваемого ими поля электромагнитного излучения, стала особенно актуальной после аварии на Чернобыльской АЭС 26 апреля 1986 года. Произошёл выброс в тропосферу значительного объёма радионуклидов, среди которых основную часть составляли 131I, 137Cs, 90Sr (Экологические последствия аварии …, 2008). Из перечисленного ряда 137Cs обладает наибольшим периодом полураспада (T1/2 30,2 года), а объёмы выброса (0,085 ЭБк) были достаточными для того, чтобы обусловить высокий уровень загрязнения на площади в несколько сотен тысяч квадратных километров. Больше всего на территории России пострадали Брянская, Тульская, Калужская и Орловская области, где плотность загрязнения составила от 1 до 40 Ки/км2 (Атлас радиоактивного загрязнения …, 2009). Принципиально важным является механизм поступления и распространения 137Cs. В результате взрывов на ЧАЭС произошёл выброс в тропосферу значительного объёма водяных паров, содержащих радионуклиды. Поступивший пар был сразу же вовлечён в процесс атмосферной циркуляции, в результате чего интенсивность и пространственное распределение последующего выпадения радионуклидов определялось режимом выпадения дождей в основном в первые две недели после аварии и господствующим направлением ветров на территории юга ВосточноЕвропейской равнины (Израэль и др., 1994).

После выпадения вместе c жидкими осадками происходило деление всего количества радионуклидов на отдельные части: - относительно малая доля радионуклидов по-прежнему оставалась в свободной форме и продолжала мигрировать вместе с водными растворами до их последующей фиксации – в илистых осадках в течение 2-3 месяцев после выпадения фиксируется до 90-95% (Фокин и др., 2011): - часть радионуклидов была поглощена живыми организмами либо посредством прямого выпадения на поверхность растений, либо путём включения в процесс их метаболизма и распространения дальше по пищевой цепи (Алексахин и др. 1991): - наибольшая часть радионуклидов была адсорбирована частицами рыхлых отложений, где и осталась надёжно зафиксированной (Черных, Овчаренко, 2002) вплоть до момента естественного радиоактивного распада.

Процесс выпадения радионуклидов в условиях пологоволнистого рельефа южной части Восточно-Европейской равнины происходил в очевидной корреляции со строением мегарельефа, что выразилось в чётких региональных трендах плотности выпадения радионуклидов (Квасникова и др., 1999). В то же время на мезоуровне распределение 137Cs в автономных условиях имело случайный слабо коррелируемый со строением рельефа характер (Линник, 2008).

Адсорбция радионуклидов привела к тому, что отдельные почвенные частицы, преимущественно фракции глины и алеврита, приобрели свойства радиоактивности. Таким образом, с точки зрения процессов миграции 137Cs перестал быть неким самостоятельным компонентом, и дальнейшее его поведение в ландшафте фактически определялось поведением сорбировавших его частиц. Процесс радиоактивного распада продолжается абсолютно независимо от любых внешних воздействий, и на относительно большом отрезке времени содержание

Особенности геологического строения

В пределах данного района на протяжении последних двух десятков лет проводилось большое количество исследований, посвящённых изучению особенностей нахождения и миграции радионуклидов в пределах различных компонентов ландшафта. В контексте нашей тематики наибольший интерес представляют исследования накопления 137Cs в почвенном покрове (Крышев, Алексахин, 1991; Израэль, и др. 1999; Романцова, 2012; Романцова и др., 2012) и его миграции под действием эрозионно-аккумулятивных процессов (Го л о с о в , Квасникова, 2000; Panin et al, 2001; Линник и др., 2004; Геннадиев и др., 2008; Иванова и др., 2014;). Расположение бассейна р. Плавы и её притоков в центре «Плавского пятна» превращает его в удобный полигон для изучения поведения радионуклидов в пределах антропогенно освоенных ландшафтов.

Исходя из задач работы, можно сформулировать три группы методических вопросов, связанных с изучением воздействия эрозионно-аккумулятивных процессов на трансформацию поля радиоактивного загрязнения: 1) Как определить направленность и интенсивность эрозионно-аккумулятивных процессов на изучаемой позиции? 2) Как полученные количественные результаты могут быть экстраполированы на инструментально неисследованные участки с учетом пространственной организации эрозионно-аккумулятивных процессов? 3) Как может быть произведена интегральная оценка воздействия эрозионно-аккумулятивных процессов на поле загрязнения?

Первая группа вопросов связана с количественной оценкой процесса перераспределения наносов. Используемые для решения этой задачи методы можно разделить на две группы: прямые и косвенные.

Методы прямых наблюдений основываются на фиксации информации о процессе в момент его протекания и непосредственной оценке его динамики. При этом изучение данных процессов может происходить как в натурных (Glymph, 1954; Wishmeier, Smith, 1973; Заславский, 1983; Ажигиров, 1987; Ларионов, 1993; Nearing et al., 1997), так и в лабораторных условиях (Маккавеев, 1969; Мирцхулава, 1976; Ларионов, Жураев, 1976; Larionov et al., 2004; Ларионов и др., 2010; Ге н д у го в и др., 2012). Если группа полевых методов позволяет отслеживать динамику развития эрозионных процессов in situ в зависимости от внешних природных условий, то лабораторные исследования позволяют глубже проникнуть в основы процесса воздействия текучих вод на земную поверхность для создания физически обоснованных моделей эрозии.

Вторую группу составляют косвенные методы количественной оценки, которые позволяют получать информацию об эрозионно-аккумулятивных процессах на основе анализа опосредованных явлений. Это измерения созданных эрозионно-аккумулятивными процессами форм рельефа: методы водороин (Соболев, 1960; Алексова и др., 1987; Casali et al., 2006), повторных съёмок (Ажигиров, 1987; Perroy et al., 2010; Аввакумова, Ермолаев, 2011); анализ материалов дистанционного зондирования (Nachtergaele J., Poesen J., 1999; Arsenault, Bonn, 2005); анализ строения и свойств почвенного покрова: почвенно-морфологический метод (Соболев, 1948; Mermut et al., 1983; Gollany et al., 1992; Lal, 1998), метод коррелятных отложений (Го л о с о в , Литвин, 1989; Verstraeten, Poesen, 2001); метод маркеров (Zapata, 2003; Olson et al., 2013); методы оценки стока наносов рек (Дедков, Мозжерин, 1984; Walling, 1983; Verstraeten, Poesen, 2000; De Vente, Poesen, 2005) и методы оценки денудационного среза (Спиридонов, 1961; Алексова и др., 1987). Го в о р я о количественной оценке эрозионных процессов, отдельным пунктом стоит упомянуть метод математического моделирования. Фиксация параметров стока воды и наносов на стационарах в течение нескольких десятков лет позволяет оценивать динамику темпов смыва в зависимости от известного сочетания факторов, что создаёт основу для построения эмпирических моделей. Таким образом была получена получившая наибольшее распространение эмпирическая модeль USLE – Universal Soil Loss Equation (универсальное уравнение почвенной эрозии) (Wishmeier, Smith, 1978). В дальнейшем эта модель была доработана и получила название RUSLE – Revised Universal Soil Loss Equation (исправленное универсальное уравнение почвенной эрозии) (Renard et. al, 1991). Первоначально, при отсутствии достаточного количества эмпирических данных, развитие эрозионного моделирования шло по аналитическому пути. Были предприняты попытки создания уравнений, увязывающих вместе морфометрические параметры склонов и гидрологические характеристики (Корнев, 1937; Костяков, 1960).

Развитие представлений о механизмах протекания процесса эрозии позволило перейти к физически обоснованным моделям. Одним из первых такую модель предложил Г.И. Швебс (1974, 1981), назвав её логико-математической. В основу модели легла зависимость между мутностью стока и интенсивностью водоотдачи. Другим направлением в развитии моделирования является привлечение законов гидромеханики ( Звонков, 1962; Мирхулава, 1970, 1976; Ку з н е ц о в , 1973, 1978; Larionov, Krasnov, 1997; Larionov et al., 2004).

Мощным толчком в развитии эрозионного моделирования стало увеличение мощности вычислительных технологий и активное привлечение ГИС-программ, в которые включаются модули расчёта смыва и аккумуляции наносов: LISEM (De Roo et al., 1996; Hessel, 2005; Sheikh et al., 2010), EUROSEM (Veihe, Quinton, 2000; Centeri et al., 2009), STEAM и LANDSOIL (Cerdan et al., 2002; Souchre et al., 2003; Evrard et al., 2009, 2010) и др.

Существенной проблемой при сборе и анализе данных об эрозионно-аккумулятивных процессах и оценке их репрезентативности является учёт их пространственной организации, обусловленной множеством факторов. Получаемые в результате полевых наблюдений данные имеют преимущественно точечный характер, поэтому возникает проблема корректного сбора и интерполяции данных до размеров таких крупных объектов как речной бассейн. Для создания схемы сбора актуальной информации следует учесть следующий ряд особенностей развития эрозионно-аккумулятивных процессов.

Иерархичность. Первой особенностью эрозионно-аккумулятивных процессов является иерархичность, проявляющаяся в строении создаваемых и трансформируемых ими форм рельефа. Наивысшей иерархической единицей выступает речной бассейн. Он представляет собой многоуровневую литодинамическую каскадную систему (Chorley, Kennedy, 1971), подразделяющуюся на серию подсистем – водосборов более низкого порядка (Симонов, Кружалин, 1992). При переходе на каждый более высокий уровень объект исследования усложняется, что делает технически недостижимой детальность исследования, допустимую для более низких уровней. Таким образом, целесообразно производить группировку частных методик в зависимости от уровня рассматриваемой флювиальной системы, делая акценты на эффективных подходах и отказываясь от слишком трудозатратных (Таблица 2.3.)

Формирование и трансформация слоя загрязнения в денудационно-транзитных ЛДЗ

Геоморфологическая съёмка сама по себе не даёт количественной информации об интенсивности эрозионно-аккумулятивных процессов. Основной задачей, решаемой посредством данного метода, является изучение строения рельефа и состояния подстилающей поверхности. Полученные материалы используются для создания оптимальной схемы отбора проб грунта, а также служат основанием для расчётов объёмов перемещения наносов и 137Cs в масштабах отснятого участка (Иванов и др., 2016).

Первичным этапом создания геоморфологических карт является камеральный анализ данных. В их число входят топографические карты различного масштаба, созданные на их основе цифровые модели рельефа (ЦМР) и их производные, аэро- и космические снимки. Гл а в н о й задачей, решаемой на данном этапе, является выделение границ морфологических комплексов рельефа и соответствующих им литодинамических зон.

Определение нижних границ склонов междуречий фактически является выделением потенциальных зон денудации, а границы приводораздельных поверхностей оконтуривают геоморфологически стабильные литодинамические зоны. В конкретном случае для бассейна р. Плавы нижняя граница склона междуречья выделяется по довольно чёткой бровке долин. В долинном комплексе рельефа по положению тыловых швов производится выделение днищ, которые в основном относятся к зонам аккумуляции, а прилегающие к ним борта долин – к зонам транзита и частичной аккумуляции. Получаемая в результате схема является довольно грубой и требует существенно уточнения (Иванов и др., 2016). Для этого привлекаются данные методов дистанционного зондирования в виде аэро- и космических снимков. С их помощью решается два комплекса задач. Во-первых, анализ снимков даёт возможность оценить состояние подстилающей поверхности. В условиях агроландшафта принципиально важным является определение грани пашни. В силу того, что антропогенное воздействие является решающим фактором в интенсификации процесса эрозии, основной смыв производится с тех участков, где растительный покров был нарушен в процессе сельскохозяйственной эксплуатации (Рисунок 2.11). Рисунок 2.11. Схема изменения землепользования в бассейне р. Локны (приток р. Плавы) в 1990-2009 гг: А – 1990 г. , B – 2002 г, С – 2009 г. (Belyaev et al., 2012).

При этом на задернованных участках смыв фактически не наблюдается или его значение пренебрежимо мало, тогда как на пашне даже при наличии малого уклона процесс смыва становится возможным. Таким образом, в рамках конкретно выбранного обрабатываемого водосбора граница пашни фактически соответствует границе зоны денудации. Кроме того, снимки позволяют дешифрировать положение антропогенных объектов, существенно влияющих на процесс перераспределения наносов в разных масштабах: гидротехнических и мелиоративных сооружений, дорожных насыпей, селитебных территорий.

Во-вторых, различия фототона на снимках в отдельных случаях позволяют уточнить положение линий перегиба склона (если снимок имеет высокое разрешение, а данные топографической карты являются неточными или устаревшими) (Рисунок 2.12). Рисунок 2.12. Результаты дешифрирования крупномасштабной топографической карты и космического снимка при выделении литодинамических зон: А-1 – фрагмент крупномасштабной топографической карты (масштаб 1:25 000), А-2 результат дешифрирования топографической карты, Б-1 крупномасштабный космический снимок, Б-2 результат дешифрирования космического снимка.

Следующим этапом крупномасштабной съёмки являются непосредственные полевые наблюдения. Визуальный осмотр поверхности рельефа в полевых условиях позволяет выявить те особенности его строения и развития, которые невозможно достоверно оценить при помощи дистанционных методов, и провести необходимую корректировку. В первую очередь речь идёт о выделении структуры рельефа, которая не читается в рамках шага горизонталей топографической карты и слабо дешифрируема по фотоснимкам. Такая ситуация наиболее характерна для аккумулятивных зон, где наличие различных уровней отражает разную интенсивность процесса осадконакопления (например, различные уровни днищ сухих долин или уровни поймы). При относительно малых размерах данных зон и высоких темпах аккумуляции материала неточное определение границ может привести к существенных ошибкам при количественной оценке площадей и, следовательно, объемов аккумуляции. Поэтому для контроля точности производится отбивка границ изучаемых участков посредством либо прямых замеров и ручной GPS-съёмки, либо путём проведения тахеометрических работ. Если изучаемый объект слишком велик для проведения такого рода операций, то целесообразно производить съёмку на ключевых участках, контролируя тем самым точность анализа дистанционных данных (Рисунок 2.13).

Результатом вышеперечисленных работ служит крупномасштабная геоморфологическая схема, дающая представление о строении рельефа водосбора вообще и служащая основой для оценки путей перераспределения наносов внутри водосбора и последующих расчётов объёмов выноса и переотложения наносов и транспортируемых совместно с ними загрязнителей.

Эрозионное моделирование. Для расчётов темпов эрозии на пахотных склонах были использованы две модели, описание которых приведено ниже. Входные параметры для моделей брались из нескольких источников. Морфометрические данные снимались с цифровой модели рельефа, составленной по топографической карте масштаба 1:25000, и производным от неё растровым слоям, созданным с помощью различных модулей программы ArcGis 10. Эти слои содержат информацию о следующих характеристиках поверхности: крутизна, длина, экспозиция и характер планового очертания профиля склонов, тип почвы и высеваемые сельскохозяйственные культуры. Метеорологические данные были получены с ближайших к району исследований работающих метеостанций в городах Тула и Мценск. Информация о почвенно-растительном покрове получалась в ходе полевых наблюдений. Для оценки влияния изменений интенсивности распашки за последние 26 лет была составлена карта изменения площадей различных сельскохозяйственных угодий по данным с топографических и карт и разновременных космических снимков поверхности водосбора.

Результаты морфометрического анализа строения склонов бассейна р. Плавы

Малые водосборы являются основным звеном формирования стока воды, наносов и переносимых совместно с ними загрязняющих веществ. В их пределах по существу происходит основное перераспределение транспортируемого вещества, и именно особенности этого перераспределения определяют объёмы загрязняющих веществ, переносимых совместно с наносами со склонов междуречий в постоянные водотоки (Симонов, Симонова, 1997; Verstraeten et al., 2003; Vray et al., 2003). Особенно велика роль малых водосборов в перераспределении наносов в пределах равнин с высокой долей сельскохозяйственного освоения (De Roo, 1993; Owens et al., 1997; Walling, Collins, 2008).

Транспорт наносов в пределах малых водосборов Среднерусской возвышенности может осуществляться различными путями (Рис 4.1.).Долины малых порядков выступают в роли своеобразного буфера на пути транспорта наносов с междуречных склонов в постоянные водотоки. Малые водосборы являются

Схема перераспределения наносов в системе склон – постоянные водотоки ненарушенных природных условиях умеренного пояса бассейновая составляющая стока речных наносов формируется в основном в результате гравитационных процессов на бортах долин (Голосов, 2006). При интенсивной распашке водосборов происходит увеличение стока наносов со склонов междуречий, что приводит к постепенному заилению русел, пересыханию постоянных водотоков и увеличению протяжённости суходольной сети (Соболев, 1948; Былинская и др., 1980; Иванова, 1990; Панин и др., 1997; Кумани, 2000; Golosov, Panin, 2006). Баланс наносов для малых водосборов в общем виде можно представить следующим образом (Формула 4.1): где Wб - объём аккумуляции наносов на бортах долины; Wдн - объём аккумуляции наносов в днище; Wкн - объём аккумуляции на конусах выноса и шлейфах; Wd -объём транспорта наносов через устьевой створ; We - объём продуктов склонового смыва; Wсов - объём наносов, сформировавшихся в результате размыва береговых и склоновых оврагов; Wд - объём наносов, сформировавшихся за счёт размыва донных оврагов, бортов и русел временных водотоков; Шден - объём продуктов денудации, формирующийся за счёт деятельности гравитационных слоновых процессов; Wт -объём наносов, сформировавшихся при развитии техногенной эрозии (размыва грунтовых дорог, насыпей, трубопроводов и т.п.) (по Голосову, 2006 с дополнениями).

Для полевых исследований был выбран ряд ключевых водосборов (Рисунок 4.2.). В соответствии с описанной выше методикой на них были определены основные составляющие баланса наносов, полученные данные были экстраполированы на территорию всего бассейна Плавы.

Рисунок 4.4. Расположение ключевых водосборов в бассейне р. Плавы Для проведения корректной экстраполяции была произведена классификация всех суходольных водосборов бассейна Плавы для соотнесения выделенных групп с изученными объектами. Также был проведён морфометрический анализ склонов бассейна и склоновых водосборов для определения величин поступления материала в пределы долинной сети. Основной объём работ при участии автора проводился на водосборе Верхняя Локна. Данные по остальным водосборам были взяты из литературных источников: Ляпуновка (Belyaev et al., 2012), Часовенков Верх (Го л о с о в и др, 1997; Фридман и др., 1997; Го л о с о в , 2006).

Классификация балочных водосборов Проведённый анализ строения рельефа бассейна р. Плавы и морфометрических показателей отдельных водосборов позволил прийти к следующим результатам. Согласно методике, рассматривались только малые водосборы, ограниченные водоразделами 3 и 4 порядка, выделенными в результате анализа топографической карты масштаба 1:100 000. Было выделено 153 водосбора 3 порядка и 38 водосборов 4 порядка (Рис 4.3.).

Схемы расположения выделенных малых водосборов в бассейне р. Плавы: А – 3 порядка, Б – 4 порядка.

Морфометрический анализ позволил разделить все водосборы 3 порядка бассейна р. Плавы по суммарной длине тальвегов основе (Рисунок 4.4.). На полученного распределения было выделено три условных класса водосборов: малые, средние и большие, каждый из которых представлен одним из детально исследованных водосборов: балка Ляпуновка (малый), западная часть водосбора Верхняя Локна (средний), восточная часть водосбора Верхняя Локна (большой).

Деление водосборов 4 порядка на группы в виду их относительной немногочисленности не производилось. Типичным бассейном 4 порядка является водосбор Часовенков Верх.

На основе морфометрического анализа выявлено пространственное распределение площадей, занимаемых различными типами склонов и склоновых водосборов для всего бассейна р. Плавы (Рисунок 4.5.). Надо отметить, что границами выделяемых типов склонов и склоновых водосборов служили линии водоразделов и тальвегов. Таким образом, получаемые полигоны частично включали склоны и днища долин, но в силу относительно малых размеров по отношению к площади междуречных склонов при дальнейшем анализе их вклад рассматривался как незначительный в масштабах общей площади.

Наибольшую долю площади бассейна р. Плавы занимают склоновые водосборы с выпуклым продольным профилем – в среднем по бассейну 40,9% территории. Следующую по размеру долю занимают рассеивающие склоны, опирающиеся на сухие долины или непосредственно на долины временных водотоков (27%). Далее с сопоставимыми показателями следуют склоновые водосборы с вогнутым продольным профилем (17,4%) и склоны, концентрирующие сток (11,9%). Наименьшая доля выпадает на склоны с прямым поперечным профилем.