Губин В.Н., Ковалев А.А., Сладкопевцев С.А., Ясовеев М.Г. Экология геологической среды
Подождите немного. Документ загружается.
Многолетние режимные гидрогеологические наблюдения (1976–1995),
проводившиеся в пределах Лельчицкого гидрогеологического стационара
на болотных массивах различных генетических типов сначала в
естественных (до начала мелиоративных работ), а затем в нарушенных
(после осушения) условиях, показали, что резкое изменение
гидродинамических условий в результате осушения приводит к
существенной перестройке геохимических процессов, формирующих
состав подземных вод, и в первую очередь
к изменению геохимических условий миграции химических элементов
с переменной валентностью (Fe, S, Mn и др.). Резко изменяются газовый
состав вод (О
2
и СО
2
), величины Eh и pH.
В послемелиоративный период заметно изменяется и
макрокомпонентный состав грунтовых вод. Процесс собственно
осушения сопровождается ростом минерализации главным образом за
счет ионов SO,
222
4
Mg,Ca,SO
и реже
.HCO
3
Сульфат-ион –
наиболее характерный компонент грунтовых вод осушенных земель.
Вследствие его накопления (до 200–240 мг/л) грунтовые воды
приобретают вместо гидрокарбонатно-кальциевого сульфатно-
кальциевый состав, ранее совершенно не характерный для пресных
подземных вод Полесья. Накопление сульфат-иона в водах обусловлено
окислением органического вещества торфа и сульфидных минералов
железа (пирит и гидротроилит) в связи с усиленной аэрацией торфяной
залежи после осушения. В результате совместного накопления в
грунтовых водах ионов Ca
2
и SO
2
4
и соответственно роста
насыщенности вод по гипсу в отдельные засушливые периоды при
интенсивном капиллярном подтягивании вод возможно выпадение на
поверхности мелиоративных торфяников этого минерала в виде
тонких налетов. Однако запасов серы в торфяниках немного, поэтому
реальной опасности загипсования почв на осушенных болотных
массивах Белорусского Полесья не существует. Отметим, что если для
осушенных торфяников процесс накопления сульфат-иона в грунтовых
водах – характерное явление, то на мелиоративных системах,
выбывших из эксплуатации, наблюдается обратный процесс, т. е.
постепенное сокращение содержания сульфат-иона в грунтовых водах
вследствие формирования восстановительной обстановки в условиях
подъема уровня грунтовых вод.
Накопление в водах ионов Ca
2
и Mg
2
определяется процессами
разрушения осушенного торфа (его органической составляющей) и
111
связанного с ними снижения емкости поглощения торфяных почв.
Происходит вынос Ca
2
и Mg
2
, первоначально содержащихся в
торфе преимущественно в ионообменной форме. Исключение могут
составлять случаи карбонатной минерализации в торфяниках.
Увеличение содержания Ca
2
и Mg
2
при прочих равных условиях
способствует росту значения рН и как следствие сдвигу карбонатного
равновесия в сторону образования гидрокарбонат-иона с
соответствующим накоплением его в воде.
Помимо рассмотренных выше процессов, протекающих в
осушенной торфяной залежи, рост содержания таких компонентов,
как
НСО
3
, Ca
2
и Mg
,
2
может быть обусловлен усилением потока
напорных вод, причем подток напорных подземных вод в
послемелиоративный период на отдельных системах может достигать
100–128 мм в год и проявляться в нижней части горизонта грунтовых
вод, находящейся ниже зоны дренирующего влияния осушительных
каналов. В верхней же части горизонта преобладает нисходящее и
латеральное движение вод к дренам. В условиях промывного режима в
верхней зоне изменения в гидрогеохимической обстановке
обусловлены лишь процессами, происходящими собственно в
торфяной залежи.
При исследованиях на осушительных системах особого внимания
заслуживает изучение поведения в грунтовых водах железа, поскольку
с ним связаны такие негативные процессы, как кольматация
гидроксидом железа дренажных труб и фильтров скважин
вертикального дренажа, ожелезнение приповерхностной толщи
осушаемых торфяников вследствие капиллярного подтягивания
грунтовых вод и др. В естественных условиях на неосушенных
болотных массивах наблюдаются значительные сезонные колебания
концентрации железа (Fe
2
и Fe
3
) в грунтовых водах,
определявшиеся главным образом их уровенным режимом.
Концентрация железа изменялась от 0,1–0,5 мг/л при самых высоких
положениях уровня до 8–10 мг/л и более в межень при снижении
уровня грунтовых вод до глубины 0,5–0,7 м. В этот период вследствие
ухудшения взаимосвязи с атмосферой отмечалось сокращение
концентрации кислорода в верхней зоне грунтовых вод с 3–5 до
0,5–1,0=мг/л, что способствовало формированию восстановительной
112
обстановки, благоприятной для накопления в водах закисного железа.
При осушении болотных массивов резкое снижение уровней грунтовых
вод сопровождалось первоначально значительным ростом
концентрации железа, достигавшим 10–18 мг/л и более при снижении
уровней до 1,0–1,5 м. В этот период кислород в водах практически
отсутствовал либо обнаруживался в концентрациях 0,5–0,8 мг/л.
Наиболее отчетливо рост содержания железа проявляется на низинных,
особенно пойменных торфяниках, что связано с большими запасами в
них суммарного железа в различных формах по сравнению с
верховыми торфяниками.
5.3. РАДИОАКТИВНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ
Весьма значительно как по площади проявления, так и по
длительности взаимодействия на окружающую среду радиоактивное
загрязнение значительной части территории Беларуси, которое
сформировалось в результате аварии на Чернобыльской АЭС. При этом
в атмосферу было выброшено 50 МКи активности (без радиоактивных
газов), 70 % которых выпало на территории Беларуси. В аварийном
выбросе ЧАЭС фиксировалось присутствие нескольких десятков
радионуклидов, главным образом короткоживущих. Максимальные
уровни радиоактивного загрязнения поверхностных вод наблюдались в
первые недели после аварии. Они обусловливались в основном
выпадением загрязненных аэрозолей и пылевых частиц
непосредственно на водную поверхность. В пробе воды из р. Уборть,
отобранной 27 апреля 1986 г. (более ранние отборы ни на Украине, ни в
России не выполнялись), активность радионуклидов достигала (Бк/л):
95
Zr и
95
Nd (суммарно) – 2900,
103
Ru – 490,
106
Ru – 810,
134
Cs – 390,
137
Cs –
1590,
140
Ba – 2220,
144
Ce – 1340. В р.=Припять у г. Чернобыля 1–2 мая
1986 г. активность стронция-90 и иода-131 достигала соответственно 15
и 4440 Бк/л. После окончания «аэрозольного» периода загрязнения
наблюдалось резкое падение концентраций радионуклидов в водах.
В настоящее время основными компонентами, определяющими
радионуклидное загрязнение как почвенного покрова, так и природных
вод, являются стронций-90 и цезий-137. В Беларуси свыше 46,5 тыс. км
2
территории имеет плотность поверхностного загрязнения по цезию-137
свыше 1 Ки/км
2
. На этой территории находится 27 городов и около 3000
других пунктов с общей численностью населения более 2,1 млн человек.
По данным опробований, выполненных в 1990–1995 гг. в 30-
километровой зоне ЧАЭС и прилегающих районах, концентрации в
113
речных водах цезия-137 варьировали от 0,045 до 2,05 Бк/л, а строн-
ция-90 – от «не=обн.» до 2,07 Бк/л. Более высокие концентрации
радионуклидов фиксировались в водах мелиоративных каналов – в
среднем 0,51 по цезию-137 и 2,403 Бк/л по стронцию-90. Эти
концентрации значительно ниже уровней загрязнения, которые
наблюдались в 1986=г., но примерно на один-два порядка выше, чем в
доаварийный период.
В настоящее время, помимо стронция-90 и цезия-13,
немаловажный вклад в радиоактивное загрязнение территории
(особенно в 30-кило-
метровой зоне ЧАЭС) вносят изотопы плутония. В водах рек и
мелиоративных каналов содержание плутония-239 варьировало (по
состоянию на 1991 г.) от 0,21 до 0,37 · 10
–14
Kи/л.
В отличие от поверхностных вод, содержание рассматриваемых
радионуклидов в подземных водах значительно ниже и практически
никогда не превышает уровней ПДК. При этом максимальные их
концентрации фиксируются, как правило, в групповом (безнапорном)
водоносном горизонте. По данным опробований грунтовых вод,
выполненных
в 1990–1995 гг., активность их по цезию-137 изменялась от 0,016 до
8,3 Бк/л, а по сронцию-90 – от фоновых до 6,52 Бк/л. Максимальное
загрязнение грунтовых вод наблюдалось в пробе, отобранной из
колодца (д. Красноселье Хойникского района Гомельской области), на
территории с плотностью загрязнения по цезию-137 свыше 80 Kи/км
2
и по стронцию-90 свыше 12 Kи/км
2
. Высокий уровень загрязнения
воды
в данном случае обусловлен в основном пылевым загрязнением. В
грунтовых же водах, отобранных из шурфов, удельная активность
цезия-137 не превышала 0,97 Бк/л, а стронция-90 – 1,16 Бк/л.
Содержание плутония-239 в этих водах варьировало от 0,09 до 0,17 ·
10
–14
Kи/л.
Загрязнение первого от поверхности безнапорного горизонта
грунтовых вод на участках неглубокого его залегания возможно в
результате непосредственного поступления подвижных форм
радионуклидов, главным образом стронция-90, через зону аэрации. На
участках, где зона аэрации сложена хорошо проницаемыми песчаными
породами (эоловая дюна у д. Красноселье Хойникского района),
установлено проникновение стронция-90 (до 145 Бк/кг) на глубину
0,65–0,70 м.
114
Одним из вероятных источников поступления в подземные воды
цезия-137 и стронция-90 могут быть их глобальные выпадения в
течение трех последних десятилетий прошлого века. Известно, что
наиболее интенсивное выпадение этих радионуклидов вследствие
ядерных испытаний в атмосфере происходило в 60-е годы ХХ в. На
действующих водозаборах в условиях активных перетоков в зоне
депрессионных воронок загрязнение за несколько десятилетий вполне
могло достичь эксплуатируемых водоносных комплексов, залегающих
в среднем на глубинах 40–100 м.
Вышеприведенные данные о содержании радионуклидов в подземных
водах получены в пределах 30-километровой зоны ЧАЭС. На этом фоне
неожиданными оказались результаты опробования грунтовых вод на
участках с относительно небольшой плотностью (от 1 до 5 Kи/км
2
по
цезию-137) в Лельчицком районе Гомельской области. В 1994–1995 гг.
здесь было зафиксировано содержание цезия-137 в грунтовых водах до
0,973 Бк/л. Характерной особенностью грунтовых вод на этих участках
является высокое содержание в них калия, что связано с
сельскохозяйственным загрязнением. По-видимому, насыщенность
поглощенного комплекса почв калием на этих участках способствует
активной миграции по почвенным профилям цезия-137, являющегося его
геохимическим аналогом.
Изучение содержания радионуклидов в напорных подземных водах
питьевого назначения основных эксплуатационных комплексов
заслуживает особо пристального внимания. В 1994–1995 гг.
содержание цезия-137 и стронция-90 в опробованных водах изменялось
в относительно широком диапазоне: активность цезия-137 варьировала
от 0,03 до 1,91 Бк/л, а стронция-90 – от тысячных долей до 0,073 Бк/л.
В одной из скважин прируслового водозабора «Сож» в г. Гомеле в июне
1992 г. было зафиксировано возрастание активности стронция-90 до
0,431 Бк/л. В этой скважине в 1988–1990 гг., по данным Белорусской
гидрогеологической экспедиции, также отмечались периодические
повышения активности стронция-90 до 0,741 Бк/л и цезия-137 до 2,07
Бк/л. Данный факт, по-видимому, обусловлен тем, что на этом
водозаборе формирование эксплуатационных запасов водоносного
комплекса осуществляется за счет привлечения вод р. Сож,
фильтрующихся через донные русловые осадки. По данным
опробования эксплуатационных скважин, выполненного в 1990 г.,
активность стронция-90 составила 0,016–0,004=Бк/л. Активность
стронция-90 в водах из тех же скважин в 1991 г. составила 0,021–0,005
115
Бк/л. Приведенные параметры активности стронция-90 в водах
эксплуатационных скважин позволяют говорить об отсутствии
отчетливо выраженной тенденции к росту радиоактивного загрязнения
подземных вод.
Содержание плутония-239 в напорных подземных водах
эксплуатационных комплексов варьирует от 0,08 до 0,19 · 10
–14
Kи/л и
составляет в среднем 0,13 · 10
–14
Kи/л. Таким образом, среднее
содержание плутония-239 в грунтовых и напорных подземных водах
одинаково и примерно в 2 раза ниже, чем в поверхностных водах.
Стабильное и, как правило, удовлетворительное в радиационном
отношении качество напорных подземных вод основных
эксплуатационных водоносных горизонтов и комплексов не снимает в
целом проблемы качества подземных вод в районах радиоактивного
загрязнения. Это обусловливается рядом обстоятельств и в том числе
наблюдающимся ростом (с течением времени) количества подвижных
форм радионуклидов в почвах, существованием быстрых компонентов
миграции радионуклидов по почвенным профилям, наличием вблизи
работающих эксплуатационных скважин особо активных в
гидродинамическом отношении зон (воронок депрессии), в пределах
которых перетоки подземных вод происходят исключительно
интенсивно. Кроме того, важнейшим обстоятельством, определяющим
актуальность проблемы качества подземных вод, является наличие в
составе радиоактивного загрязнения такого биологически значимого
радионуклида, как плутоний-239. В связи с очень большим периодом
его полураспада (24,4 тыс. лет) для плутониевого загрязнения
теоретически доступны все водоносные горизонты зоны активного
водообмена, содержащие пресные воды, которые используются для
хозяйственно-питьевого водоснабжения. И вопрос в данном случае
заключается только в том, когда и в каком количестве плутониевое
загрязнение поступит в водоносные горизонты.
116
6. МОНИТОРИНГ ГЕОЛОГИЧЕСКОЙ СРЕДЫ
6.1. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ
Среди методов наблюдения за эколого-геологической обстановкой в
условиях возрастающего техногенного воздействия на литосферу
важную роль играет мониторинг геологической среды. Термин
«мониторинг» происходит от латинского «monitor», что переводится
как «наблюдающий», «предостерегающий». Понятие «мониторинг
окружающей среды» ввел Р.=Мэнн в 1972 г. на Стокгольмской
конференции ООН. В бывшем СССР одним из первых теорию
мониторинга стал разрабатывать Ю.=А.=Израэль. В свете современных
знаний мониторинг представляет собой «комплексную систему
регламентированных периодических наблюдений, оценки и прогноза
состояния природной среды с целью выявления негативных ее
изменений и выработки рекомендаций по их устранению или
ослаблению».
В 80-е годы ХХ в. введен термин «мониторинг геологической
среды», или «литомониторинг» (Г. К. Бондарик, В. Т. Трофимов, В. А.
Королев), который в отличие от мониторинга окружающей среды
характеризуется более узким понятием, рассматривающим в качестве
объекта наблюдения только приповерхностную часть литосферы.
Согласно В.=А.=Королеву, мониторингом геологической среды
называется «система постоянных наблюдений, оценки, прогноза и
управления геологической средой или какой-либо ее частью,
проводимая по заранее намеченной программе в целях обеспечения
оптимальных экологических условий для человека в пределах
рассматриваемой природно-техни-
ческой системы». Подобный мониторинг представляет собой
«динамическую систему» с гибкой инфраструктурой, которая
позволяет проводить постоянный контроль за состоянием объекта,
117
осуществлять моделирование геологической среды в условиях
различной техногенной нагрузки, выдачу прогнозов и вероятностных
оценок, а также разрабатывать мероприятия по рациональному
недропользованию для принятия решений относительно характера
воздействий, препятствующих выходу геологической среды из
состояния равновесия (рис. 11).
118
Рис. 11. Система мониторинга геологической среды
Системный анализ данных, полученных в ходе мониторинга
геологической среды, позволяет минимизировать последствия
экологических просчетов, обусловленных недостатками планирования
и инженерными недоработками. Последствия такого рода обычно
выражаются в дестабилизации среды, активизации факторов риска, в
превышении предельно допустимых техногенно-экологических
нагрузок. Таким образом, реализация программы мониторинга является
принципиально новым видом научно-прикладных исследований,
который учитывает социально-экологический аспект управления
геологической средой в условиях все более возрастающего
техногенного воздействия на биоту и человеческое сообщество.
По характеру применяемых методов контроля состояния
геологической среды различают следующие виды мониторинга:
геологический – оценка изменений стратиграфо-генетических
комплексов горных пород под влиянием природных и техногенных
процессов;
гидрогеологический – оценка изменений нарушенного и
естественного режимов подземных вод (в зонах техногенного влияния),
включая утечки из коммуникаций; воздействие инфильтрации из
водохозяйственных систем и многое другое;
инженерно-геологический – выявление локальных изменений
водно-физических и водно-механических свойств грунтов оснований
сооружений с оценкой состояния массива пород и протекающих в нем
процессов в границах тепловлагопереноса;
геохимический – оценка изменений химического состава почв
горных пород и подземной гидросферы в результате техногенного
воздействия;
геофизический – оценка изменений физических полей (магнитных,
электрических, тепловых и т. д.) и их связь с процессами,
протекающими в геологической среде;
сейсмический – оценка воздействия динамических и циклических
изменений и связанных с ними напряжений в условиях
сейсмопроявлений естественного и техногенного характера;
аэрокосмический – систематическое и оперативное слежение за
состоянием и изменениями геологической среды на основе методов
дистанционного зондирования Земли (рис. 12).
В зависимости от инженерно-хозяйственного освоения территории,
в пределах которой осуществляются постоянные наблюдения
119
геологической среды, выделяют мониторинг городских агломераций,
промышленных территорий, районов горнодобывающих предприятий и
др.
Рис. 12. Схема проведения аэрокосмического мониторинга геологической среды
По рангу организации и масштабам исследований мониторинг
геологической среды может быть национальным (государственным),
региональным, локальным и детальным. На всех уровнях мониторинг
осуществляется по следующей схеме: контроль (наблюдение, оценка)
прогноз управление геологической средой.
Национальный мониторинг обобщает и генерализует
информацию, поступающую с более низких уровней, в рамках
одного государства. Картографическая основа представляет собой
обычно серию карт – моделей, обеспечивающих информацию о
состоянии и динамике геологической среды. Геоинформационная
система (ГИС) состоит из показателей, определяющих условия и
факторы геологической среды в форме базы данных для решения
управляющих, проектных, прогнозных и моделирующих задач.
120