авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 |   ...   | 2 | 3 ||

«Т.А. Трифонова Л.А. Ширкин Н.В. Селиванова ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ЛАНДШАФТОВ Владимир 2007 ...»

-- [ Страница 4 ] --

7. Разработана методология и критерии, основанные на методах математической статистики, теории информации и ГИС-технологии, позволяющие статистически достоверно выделять загрязннные территории. Предлагаемая технология включает следующую последовательность выполнения работ: 1) анализ вида и параметров статистического распределения металлов в верхних горизонтах почв (30 см слой), относящихся к одной почвенной ассоциации;

2) аналитическая оценка информационной энтропии и вычисление энтропийного интервала неопределнности;

3) определение на основе энтропийного интервала неопределнносити максимальной (предельной) концентрации металлов, характерной для данной почвенной ассоциации;

4) выявление на основе выведенного критерия и ГИС-технологии ореолов техногенного воздействия крупных промышленных производств.

8. Основное достоинство информационного подхода к математическому описанию распределения тяжлых металлов в почвах состоит в том, что размер энтропийного интервала неопределнности может быть вычислен строго математически для любого закона распределения, устраняя тем самым сложившийся произвол, неизбежный при волевом назначении различных значений доверительной вероятности.

Предлагаемая технология была апробирована на примере промышленных производств г. Владимира и позволяет на основе уже имеющейся картографической информации статистически достоверно выделять техногенные ореолы рассеивания, которые чтко привязаны к промышленным источникам загрязнения, и, в конечном счете, дать адекватный прогноз экологических рисков и рисков для здоровья населения.

ГЛАВА 4. ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКАЯ ОЦЕНКА ТЕХНОГЕННОЙ ТРАНСФОРМАЦИИ ЭКОСИСТЕМ МАЛЫХ РЕК 4.1. ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ МАЛЫХ РЕК Проблема экологического мониторинга рек, являющихся основными путями аккумуляции и транзита загрязняющих веществ, является весьма актуальной для индустриальных регионов, к которым относится Владимирская область.

Река Клязьма – основная водная артерия Владимирской области.

Качество воды в р. Клязьма формируется под влиянием нескольких факторов: значительного негативного воздействия промышленных предприятий Московской области в верхнем течении реки;

сброса недостаточно очищенных сточных вод предприятиями Владимирской области;

смыва загрязняющих веществ поверхностными и ливневыми стоками с территории водосборного бассейна.

По данным гидрохимического мониторинга в последние десятилетия р.

Клязьма была подвержена сильному антропогенному загрязнению на всем своем протяжении. Качество воды в реке и ее притоках характеризовалось от «загрязненной» до «чрезвычайно грязной». К характерным загрязнителям относятся биогенные элементы, нефтепродукты, тяжелые металлы, особенно медь и цинк. При этом наиболее высокие кратности превышения ПДК наблюдаются в створе на границе с Московской областью, ниже по течению качественный состав реки улучшается за счет самоочищения и разбавления более чистыми водами притоков.

Значительное количество загрязняющих веществ поступает в Клязьму в черте г. Владимира с водами ее притока – р. Рпени, испытывающей значительную техногенную нагрузку. Площадь бассейна р. Рпень составляет 273 км2, из них около 55 км2 (или 20 %) занимает г. Владимир.

77 % площади г. Владимира находится в бассейне р. Рпень. Бассейн подвергается интенсивному антропогенному вмешательству в южной, устьевой части, а также в пределах притока р. Содышка.

Водоотведение использованных вод в бассейне р. Рпень осуществляется в канализацию г. Владимира и в реки бассейна р. Рпень.

Воды либо недостаточно очищенные, либо сбрасываются без очистки. В реку Рпень непосредственно или через впадающие овражки в последние годы сбрасывали стоки после локальных очистных сооружений промышленные предприятия города: ОАО НПО «Магнетон»;

ОАО «ВЭМЗ»;

ОАО «Электроприбор»;

ОАО «ВТЗ»;

ФГУП ВПО «Точмаш»;

комбинат «Тепличный»;

ТЭЦ;

ОАО «Владимирэнерго», ОП «Тепловые сети». В истоке р. Содышка имеются очистные сооружения двух птицефабрик – «Юрьевецкой» и «Центральной». Во время весенних паводков и дождей происходит загрязнение водохранилища р. Содышка стоками с прилегающей территории у автомобильной магистрали Москва – Нижний Новгород.

Химические анализы качества вод свидетельствуют о том, что концентрации загрязняющих веществ в реках бассейна р. Рпень превышают ПДК для рыбохозяйственных водоемов в 2 – 30 раз по железу, тяжелым металлам, нефтепродуктам и др. и с течением времени не уменьшаются.

Возможность оценки изменений, происходящих под действием техногенных факторов, дает комплексное использование методов экологического мониторинга: химического анализа воды и донных осадков, изучения видового разнообразия в экосистеме, исследования микроэлементного состава гидробионтов. Ценную информацию о характере загрязнения может дать также использование методов дистанционного зондирования.

Проведенное изучение транзитного загрязнения территории бассейна реки Рпень с использованием данных космофотосъемки показало, что вдоль долины р. Рпень проходит основное направление распространения загрязняющих веществ выбросов промышленных предприятий г. Владимира с воздушными массами и осаждение основной массы загрязнений происходит на водосборной территории р. Рпень.

Атмосферное загрязнение, таким образом, усугубляет загрязнение реки сточными водами промышленных предприятий.

Полученные данные гидрохимического мониторинга р. Рпень на всем ее протяжении показывают значительное ухудшение качества воды в черте г. Владимира и максимальное загрязнение при впадении в р. Клязьма. Об этом свидетельствует увеличение электропроводности воды и резкое повышение концентраций железа (III), меди, цинка и хлоридов. Уровень загрязнения характеризуется превышением ПДК для водохозяйственных водоемов по меди в 80 – 100 раз, цинку – в 2 – 30 раз, железу (III) – в 8 – раз (табл.4.1.1).

Загрязнение воды реки Рпень приводит к заметному снижению видового разнообразия фауны реки (табл.4.1.2.). Класс качества воды по биотическому индексу соответствует «2» – «3» за пределами города Владимира и далее изменяется до «4» – «5» в черте города и устье реки.

Таблица 4.1. Результаты химического анализа и измерения электропроводности воды реки Рпень Cu2+, Zn2+, Fe3+, Cl-, Створ Электропро Место отбора пробы № мг/л мг/л мг/л мг/л водность, См н/о Исток р. Рпень, 1 0,0003 0,10 4,0 0, д. Тарбаево н/о Устье р. Сдеришка, 2 0,0005 0,09 7,5 0, пос. Садовый н/о Устье р. Содышка, 3 0,01 0,125 39 0, пос. Сновицы р. Рпень, 4 0, 001 0,01 0,30 20 0, пос. Сновицы н/о р. Рпень, а/мост трассы 5 0,005 0,45 25 0, Москва – Нижний Новгород р. Рпень, а/мост ул.

6 0,01 0,03 0,50 25 0, Фрунзе, г. Владимир Устье р. Рпень, 7 0,10 0,30 1,50 67 0, г. Владимир Поскольку известно, что техногенное загрязнение практически всегда проявляется в накоплении целого ряда химических элементов в различных объектах окружающей среды и биоте, с целью определения уровня накопления тяжелых металлов было проведено исследование микроэлементного состава гидробионтов в реке Рпень, а также в реке Клязьме выше и ниже города Владимира.

Так, в гидробионтах р. Рпень был исследован микроэлементный состав беспозвоночных индикаторных организмов, обнаруживаемых в створах, и рассчитаны коэффициенты накопления элементов в гидробионтах (табл.4.1.3). В целом полученные данные свидетельствуют об увеличении коэффициентов накопления с ростом концентрации загрязнителя в речной воде. Однако, реакция различных гидробионтов на увеличение содержания тяжелых металлов в воде неодинакова. Для одних индикаторных организмов (беззубки, перловицы, прудовик-катушка) наблюдается увеличение коэффициентов накопления по мере повышения концентрации поллютанта в среде до определенного предела, превышение которого делает среду непригодной для существования данного вида;

для других гидробионтов (большая и малая ложноконские пиявки) фиксируется уровень загрязнения среды, при котором происходит уменьшение коэффициента накопления токсикантов, что вероятно свидетельствует об адаптационных возможностях для выживания вида в условиях высокого загрязнения среды.

Таблица 4.1. Видовое разнообразие фауны р. Рпень Створ Место отбора Представители речной фауны № гидробионтов Исток р. Рпень, Губка (речная бодяга), личинки ручейников д. Тарбаево (гидропсиха, риакофила, нейреклипсис), затворки, личинки стрекозы (дедка), личинки мошек, беззубка, перловица, губка (озерная бодяга) Устье р. Сдеришка, Губка (речная бодяга), плоские пиявки (улитковая), пос. Садовый червеобразные пиявки (малая и большая ложноконские), прудовик катушка, беззубка, перловица, личинки комара-звонца (мотыль), личинки ручейника (анаболия) Устье р. Содышка, Губка (речная бодяга), личинки ручейников пос. Сновицы (риакофила, нейреклипсис, анаболия), личинки стрекозы (дедка, красотка) р. Рпень, пос. Сновицы, Губка (речная бодяга), личинки ручейников ниже устья р. Содышка (риакофила, нейреклипсис, анаболия), личинки стрекозы (дедка, красотка), плоские пиявки р. Рпень, а/мост трассы Личинки ручейников (гидропсиха, анаболия), Москва – Нижний личинки стрекозы (дедка), прудовик катушка, Новгород беззубка, перловица, губка (речная бодяга), затворки р. Рпень, а/мост Червеобразные пиявки (малая и большая ул. Фрунзе, г. Владимир ложноконские), личинки мошек Устье р. Рпень, Личинки комара-звонца (мотыль), личинки мошек г.

Владимир Накопление тяжелых металлов в организмах гидробионтов определяется сложными процессами их поглощения, распределения, детоксикации и выведения. Наблюдаются значительные различия как в накоплении металлов в организмах рыб разных видов, так и в различных органах и тканях рыб одного вида, что, очевидно, связано с различными условиями обитания, особенностями питания и особенностями метаболизма. Вне зависимости от вида преимущественное накопление меди происходит в печени рыб, накопление цинка происходит как в печени, так и в жабрах и чешуе, никель и свинец преимущественно депонируются в чешуе. Характерно отсутствие накопления хрома в органах и тканях рыб даже при весьма высоком его содержании в абиотических средах, не обнаруживается также заметного накопления в мышцах и органах рыб кадмия.

Таблица 4.1. Коэффициенты накопления химических элементов в гидробионтах Содержание химических Коэффициент элементов в теле накопления Створ Вид гидробионтов, мг/кг К = Сг / Св, мг/ мг № гидробионта Fe3+ Cu2+ Zn2+ Cl- Fe3+ Cu2+ Zn2+ Cl Беззубка 1 15 0,06 0,26 0,55 170 210 - 0, перловица 2 - // - 53 0,34 0,81 14 530 680 - 1, 5 - // - 330 1,5 5,3 91 1900 390 52000 2, Прудовик 2 17 1,5 1,9 14 170 3060 - 1, катушка 5 - // - 428 33 12 140 2500 8300 12550 4, Большая и малая 2 350 6,8 23 9,5 3500 1300 - 1, ложноконские пиявки 6 - // - 860 84 230 110 1150 1050 3600 2, Полученные нами результаты определения содержания тяжелых металлов в образцах рыб из р. Клязьма (табл. 4.1.4) свидетельствуют о невысоком в целом содержании тяжелых металлов в мышцах рыб, не превышающем в большинстве случаев ПДК для рыбных продуктов.

Сравнение содержания тяжелых металлов в органах и тканях одновозрастных рыб, отловленных на различных участках реки Клязьма, показывает, что в точках отбора проб выше и ниже города Владимира по течению реки разница в содержании тяжелых металлов в гидробионтах незначительна. Учитывая достаточно однородный характер фотоизображения водной поверхности на космоснимках, полученных при дистанционном зондировании, можно заключить, что характер загрязнения данного учета реки в большей степени определяется техногенной нагрузкой в верхнем ее течении, чем непосредственным влиянием города.

Проведенные исследования позволяют сделать вывод, что особенности техногенного загрязнения рек, выявленные методами химического анализа воды, проявляются в изменении видового разнообразия речной фауны, накоплении ряда тяжелых металлов в организмах гидробионтов, а также находят отражение в изменении характера фотоизображения водной поверхности на космоснимках.

Таблица 4.1. Содержание тяжелых металлов в органах и тканях леща, отловленного в р. Клязьма (мг/кг сырой массы) Эле Ткани и органы Выше г. Владимира Ниже г. Владимира мент Сu2+ мышцы 0,58 0, печень - 13, жабры 24,4 0, чешуя 1,54 2+ мышцы Zn 1,85 3, печень 17, жабры 30,4 8, чешуя 30,6 Ni2+ мышцы 1,62 0, печень - 1, жабры 3,7 4, чешуя 4,43 2+ мышцы Pb 0,52 0, печень - 1, жабры 3,33 1, чешуя 5,30 2+ мышцы Cd 0,056 0, печень - 0, жабры 0,259 0, чешуя 0,323 Примечание: «-» – отсутствие данных;

погрешность анализа ± (5 – 10) % Комплексное использование методов гидрохимического, биологического и дистанционного мониторинга позволяет оценить техногенную нагрузку на водные экосистемы и степень их деградации.

4.2. ОЦЕНКА ПРЕДЕЛЬНО-ДОПУСТИМОЙ ТЕХНОГЕННОЙ НАГРУЗКИ НА ВОДОТОКИ МАЛОГО РЕЧНОГО БАССЕЙНА Прогрессирующее загрязнение бассейнов малых рек в настоящее время – одна из важных экологических проблем. Актуальность связана с тем, что русла этих рек принимают на себя основную техногенную нагрузку в виде сбросов предприятий-природопользователей, находящихся, порой, на достаточно большом удалении друг от друга в различных административно-территориальных комплексах (районы, области и края).

Водотоки выполняют транспортную функцию, а перенос загрязняющих веществ носит трансграничный характер и вызывает целый ряд проблем не только экологических, но и нормативно-правовых, экономических и социальных. При этом допустимой считается нагрузка, под воздействием которой экосистема сохраняет оптимальное биоразнообразие, способность самовосстановления и стабильного функционирования. Важно определить порог вредного воздействия, т.е. ту дозу загрязнителя, при которой отклик биологического организма уже не может быть скомпенсирован за счет его гомеостатических механизмов. Очевидно, что любой факт превышения установленных нормативов (ПДВ, ПДС, лимиты размещения отходов и т.п.) в объектах окружающей среды может лишь косвенно свидетельствовать об отклонении работы природопользователя (предприятия) от экологических регламентов. Реальная же ситуация может быть корректно оценена только при детальном экологическом исследовании экосистемы, испытывающей антропогенную нагрузку. Для решения таких задач в экологических исследованиях в настоящее время применяется бассейновый подход.

Закономерно проявление научно-практического интереса к вопросам нормирования антропогенных нагрузок и разработке методов и подходов в оценке различных уровней допустимого воздействия на экосистемы.

Настоящая работа посвящена разработке подходов к определению предельно-допустимой техногенной нагрузки (ПДТН) на бассейн малой реки.

Объектом исследования явился водосборный бассейн реки Колокша, которая является рекой четвртого порядка Волжского бассейна (река Волга принята за водоток первого порядка), левобережным притоком р. Клязьмы и впадает в не в 326 км от устья. Общая длина реки составляет 146 км, площадь водосбора – 1430 км2. Река Колокша полностью расположена в пределах Владимирской области на территории Суздальского Ополья. Основной бассейн реки составляют реки пятого порядка – притоки Колокши (рис. 4.1).

Рис. 4.1. Бассейн р. Колокша На исследуемой территории находятся и оказывают антропогенную нагрузку на водотоки около 70 различных предприятий – природопользователей. Из них 43 % – сельскохозяйственного профиля, 24 % предприятий занимаются промышленным производством;

33 % – прочие (объекты жилищно-коммунального хозяйства, культурно-бытовые объекты и т.д.). Из общего числа 23 % предприятий осуществляют сброс сточных вод непосредственно в водоток реки Колокша. В структуре землепользования сельскохозяйственные угодья занимают 47 % площади бассейна, луга – 39 %, леса – 13 %, болота – 1 %.

Сбор информации о природопользователях производился с учтом распределения их по территории бассейна. На основании государственных статистических отчтов (2тп-водхоз) установлен перечень из наименований загрязняющих веществ (ЗВ), поступающих антропогенным путм в водотоки бассейна. Валовая антропогенная нагрузка за каждый отчтный год определялась суммированием каждого ингредиента (в тоннах за год) и последующим приведением полученного значения к единицам токсичной массы (условным тоннам за год). Анализировалась ситуация по динамике доминирующих загрязняющих веществ – соединениям тяжелых металлов и азота. Изучалось состояние видового разнообразия экосистемы реки Колокша, проведено сравнение фаунистического сходства сообществ с применением индексов Шеннона, коэффициента Пареле и биотического индекса Вудивисса на различных участках реки. Для обработки результатов использовался метод математического моделирования.

Тенденции загрязнения большинства экосистем индивидуальны для каждого бассейна и определяются исторически сложившейся структурой распределения промышленного и сельского производства Значения антропогенной нагрузки на все реки бассейна за исследуемый период с 1993 по 2003 годы представлены в табл. 4.2.1.

Таблица 4.2. Валовая антропогенная нагрузка (техногенные сбросы) на водотоки бассейна реки Колокша, (в условных тоннах за год) Год 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 водоток р. Яхрома 3,1 2,7 3,9 2,9 10,6 4,3 8,0 8,1 8,3 9,5 11, р. Тома 9,0 6,3 7,7 3,9 3,8 4,7 13,2 13,6 14,0 18,3 21, р. Семига 13,1 12,5 8,2 3,9 7,8 8,5 9,1 9,4 9,7 10,5 12, р. Кучка 94,4 96,1 51,7 48,4 55,7 48,1 39,4 40,6 41,8 44,9 48, р. Сега 40,1 25,7 3,0 3,0 3,6 3,6 11,8 12,2 12,5 14,4 16, р. Гза 196,1 84,0 51,9 18,6 48,4 50,3 50,4 51,9 53,4 55,6 61, р. Колочка 3,9 2,9 2,9 5,1 3,1 9,8 10,3 10,7 11,0 12,6 14, р. Колокша 715,9 522,8 754,3 1958,8 683,2 364,0 339,5 370,8 360,8 383,5 410, Бассейн 984,6 731,4 860,4 2010,9 797,4 473,0 464,8 532,7 521,0 549,3 597, Также анализировались данные гидрохимического мониторинга с определением индекса загрязнения воды (ИЗВ) за тот же период в устьевых створах притоков и в главном водотоке. На рис. 1 отображена ситуация загрязнения бассейна реки в 1996 году, когда отмечалась самая интенсивная за исследуемый период антропогенная нагрузка, пик которой фиксируется на отметке 2010 усл.т/год (табл. 4.2.1).

Очевидно, что до 95 % от всего объма загрязняющих веществ, поступивших в бассейн, приходится непосредственно на водоток реки Колокша и лишь около 5 % – на долю притоков. Из притоков выделяются бассейны рек Гза и Кучка, сбросы в которые составляют около 4 % от всей массы ЗВ, и где вода характеризуется как «загрязннная» (рис. 4.1).

Характерной особенностью загрязнения воды является неоднородный состав поллютантов. Это объясняется влиянием целого ряда разнопрофильных предприятий Юрьев-Польского, Собинского, Кольчугинского и Суздальского районов, среди которых – объекты ЖКХ, сельхозпредприятия и промышленные предприятия, имеющие гальванические производства. Поэтому нами было проведено ранжирование ЗВ, поступивших в реки, с выделением групп тяжелых металлов (ТМ), соединений азота, нефтепродкутов, взвешенных веществ и СПАВ (табл 4.2.2) Установлено, что за период с 1993 по 2003 гг. доминирующими загрязняющими веществами являлись соединения группы тяжлых металлов и соединений азота. Максимальный сброс ТМ зафиксирован в 1996 году и его доля в общей массе загрязнителей составляет 80,5 %. В последующие годы он снижается и стабилизируется на уровне 30 – 35 %.

Сброс соединений азота (аммонийного, нитритного и нитратного) за данный период в целом достаточно стабилен и так же находится на среднем уровне 30 – 35 %.

Данные гидрохимического мониторинга за 1993 – 2001 гг.

предоставлены природоохранными организациями Владимирской области, на основании которых рассчитывался ИЗВ в мониторинговых точках бассейна р. Колокша. На рис. 4.1 показано значение ИЗВ в 1996 году, когда отмечаелся максимальный сброс поллютантов. Данные свидетельствует о том, что от истока реки до створа выше г. Юрьев-Польский и впадения реки Гза, ИЗВ = 1,0 что соответствует «чистой» воде, ниже г. Юрьев Польский и до створа выше послка Ставрово ИЗВ не изменяется и равен 1,8 («умеренно загрязннная»), ниже пос. Ставрово и до устья (точки впадения в реку 3-го порядка Клязьма) качество ухудшается и ИЗВ достигает 5,8, что соответствует воде «грязной». Пос. Ставрово оказывает, таким образом, наибольшее загрязняющее влияние на водоток реки Колокша, Причина чего наличие крупного предприятия на территории бассейна, имеющего гальванические стоки, в которых содержатся тяжлые металлы.

Таблица 4.2. Сброс различных поллютантов в водотоки бассейна р. Колокша Доля загрязняющих веществ в общей массе сбросов, % Группа соединений 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 Тяжелые металлы (Сu2+, Ni2+, 49,4 45,1 51,7 80,5 54,6 34,1 31,7 26,1 33,9 38,5 40, 2+ 3+ Zn,Cr ) Соединения азота 20,5 23,5 19,3 7,4 21,1 31,7 31,8 33,2 36,5 38,0 41, (NH4+, NO2-, NO3-) Нефтепродукты 4,23 5,6 8,3 3,7 5,8 7,4 9,04 6,7 3,7 3,2 7, Взвешенные 3,28 2,4 1,7 0,77 1,9 4,1 3,8 3,8 2,4 3,5 4, вещества СПАВ 8,1 9,6 5,4 2,3 5,5 8,1 6,6 7,74 3,57 2,4 4, (А-ПАВ, Н-ПАВ) Если рассматривать ИЗВ в другие годы исследуемого периода, то ситуация, показанная на рис. 4.1, будет достаточной типичной, с той лишь разницей, что значение ИВЗ приближается либо к верхней, либо к нижней границе интервала, качественно характеризующего воду. В частности, в 1993 году в устье реки Колокша вода характеризовалась как «грязная», значение ИЗВ равнялось 4,2.

Если до 1996 года (рис. 4.2) средняя концентрация соединений азота находилась в пределах 1,0 – 1,3 значений ПДК, то в 1996 возросла до 3, ПДК, при этом сброс соединений азота в 1996 году был ниже, чем за предыдущие годы. При снижении техногенной нагрузки на водоток закономерно ожидать если не снижения качества вод, то, по крайней мере, отсутствия изменений в сторону его ухудшения. В данном же случае, отмечается увеличение среднегодовой концентрации соединений азота в устьевом створе до максимального за период с 1993 по 2003 гг. при минимальном их сбросе в водоток.

Рис. 4.2. Графики соотношения сброса и концентрации азотных соединений в период с 1993 по 2001 гг.

Данные гидрохимического мониторинга показывают, что в устье реки Колокша начиная с 1996 года ухудшается качество воды по показателям органического происхождения – БПК5, азот аммонийный, азот нитритный, азот нитратный.

Если в период с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая концентрация БПК5 в устье реки Колокша находились в пределах 1,1 – 1, единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и варьировались в пределах 2,5 – 3,8 единиц ПДК.

Аналогичную закономерность (рис. 4.2) можно наблюдать по соединениям азота. Так, по азоту аммонийному с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая концентрация в устье реки Колокша находились в пределах 0,5 – 0,9 единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и варьировались в пределах 3,5 – 4,9 единиц ПДК. По азоту нитритному с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая концентрация в устье реки Колокша находились в пределах 1,3 – 1, единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и варьировались в пределах 2,9 – 3,9 единиц ПДК. По азоту нитратному с 1993 по 1995 год включительно среднестатистическая концентрация в устье реки Колокша находились в пределах 0,1 – 0,2 единиц ПДК, то с 1996 по 1999 годы эти значения возросли и варьировались в пределах 0,9 – 1,1 единиц ПДК.

В основе самоочищающей способности реки лежат, как известно, процессы биотрансформации и ассимиляции легкоокисляемого органического вещества (ЛООВ), поступающего в водоток от различных источников загрязнения. Происходит следующий процесс окисления NO2– NO3–. При этом БПК5 может служить некоторым ЛООВ: NH4+ эквивалентом концентрации ЛООВ.

Интенсивность протекания подобных биохимических превращений, а, следовательно, и скорость ассимиляции ЛООВ, зависит, прежде всего, от деятельности организмов, использующих ЛООВ в процесс метаболизма.

Эти организмы ассимилируют энергию окислительно-восстановительных реакций превращения азота с различной степенью окисления до соединений азота нитратного (степень окисления N+5), как самой стабильной формы азотных соединений. Поэтому, концентрация соединений азота аммонийного и нитритного с течением времени у водотоке уменьшается, что способствует его самоочищению.

В качестве показателя, характеризующего состояние экологической системы нами предлагается использовать интегральный показатель КА – азотный критерий экологического состояния системы. Он может быть выражен через соотношение концентрации азота нитритного (С азот-нитрит) (в устьевом створе реки Колокша) к сбросу соединений азота общего Аазот общий (аммонийного, нитритного и нитратного) в водоток:

Cазот нитрит KA Aазот общий Суть этого критерия нами обосновывается следующим образом.

Поскольку азот нитритный является промежуточным звеном в указанной цепочке трансформации, динамика изменения его концентрации может косвенно характеризовать процессы ассимиляции органического вещества.

Следует полагать, что интенсивное поступление азота общего в водоток является возмущающим воздействием на экосистему реки, а концентрация азота нитритного в устье этой реки – усложннная функция отклика на это воздействие. Критерий экологического состояния (КА) позволяет в определнной мере интегрально оценить состояние экосистемы водотока за ряд предшествующих моменту исследования периодов времени (лет), минуя при этом большой объм сложных химических анализов воды.

Динамика изменения азотного коэффициента в течение исследуемого периода (1993 – 2001 гг.) прогноз до 2006 показан на рис. 4.3.

азотный критерий экологического состояния системы КА диапазон оптимального существования экосистемы Рис. 4.3. Изменение азотного критерия экологической ситуации системы (КА) в период с 1993 по 2003 (2006) гг.

По видимому, резкое увеличение коэффициента в 1996 году можно объяснить снижением самоочищающей способности водотока.

Скорость таких процессов зависит от количества и видового разнообразия организмов, использующих в процессе своего метаболизма ЛООВ. Очевидно, что чем больше организмов обитает в воде, тем быстрее протекают процессы окисления азота. Естественные природные условия существования экосистемы, как правило, являются более или менее стабильными в течение ряда лет (иногда десятилетий). Воздействие же антропогенных факторов, например, сброс некоторых загрязняющих веществ, претерпевает во времени существенные изменения, следовательно, их влияние на деятельность организмов, использующих ЛООВ, более выражено. Периодическое изменение концентраций ЗВ в водотоках, по видимому, не позволяет экосистеме в достаточной степени адаптироваться к условиям существования в данной экологической среде.

Причиной снижения скорости ассимиляции органического вещества в результате гибели соответствующих организмов является, по-видимому, сброс соединений тяжлых металлов в водоток реки.

Следует отметить, что на жизнедеятельность речного планктона и бентоса оказывают влияние и другие биогенные элементы (растворнный кислород, соединения азота, фосфора и др.). Однако, например, недостаток фосфора не мог являться основной причиной снижения процессов самоочищения, поскольку о необходимом количестве фосфора в воде реки Колокша свидетельствуют данные табл. 3.

Исследования, проведнные в 2002 – 2003 гг. в точках выше и ниже сброса тяжелых металлов (пп. № 4, 5 – 6, табл. 4.2.3) показали, что если содержание соединений азота и фосфора изменяется менее чем в два раза, то скорость ассимиляции органического вещества ниже по течению уменьшилась более чем в три раза (табл. 3). И даже увеличение расхода воды в устье реки не изменяет существующую ситуацию. Следовательно, баланс биогенных элементов не мог отрицательно отразиться на скорости процессов ассимиляции, а причиной снижения самоочищающей способности оказался сброс ТМ и гибель организмов, использующих в энергию при деструкции ЛООВ.

Таблица 4.2. Показатели, характеризующие экологическое состояние реки Колокша Показатель Расход Скорость Раств Азот общ Сброс тяжлых воды в ассимиляции кисло- (аммоний, Неорг. N общ металлов створе, органич. род, нитрит, фосфор, Pнеорг усл.т/м усл.т/ м3/с в-ва ОВ, мг/л нитрат), мг/л год *год мг ОВ/(м2сут) Створ мг/л 1. Исток 0,30 0,0 0 15,6 11,00 0,80 0,09 8, р. Колокша 2. Выше г.

0,85 0,0 0 25,8 9,80 1,15 0,11 10, Юрьев-Польский 3. Ниже г.

1,60 40,0 0,8 33,5 8,30 6,5 0,45 14, Юрьев-Польский 4. Выше 2,60 40,0 0,5 35,4 9,50 1,77 0,15 11, п. Ставрово 5. Ниже 2,80 460,0 5,2 11,3 8,80 3,50 0,28 12, п. Ставрово 6. Устье 3,50 460,0 4,2 12,5 9,20 2,60 0,22 11, р. Колокша Содержание азота общего ниже г. Юрьев-Польской составляет 6,5 мг/л и является максимальным значением на всм протяжении реки. Это обусловлено поступлением хозяйственно-бытовых сточных вод после городских очистных сооружений биологической очистки. В створе, находящемся выше п. Ставрово концентрация соединений азота общего ниже и составляет 1,77 мг/л благодаря высокой скорости ассимиляции 33, – 35,4 мг ОВ/(м2сут).

Было проанализировано состояние видового разнообразия экосистемы реки Колокша, сравнение фаунистического сходства сообществ с применением индексов Шеннона, коэффициента Пареле и биотического индекса Вудивисса на различных участках реки (табл. 4.2.4). В частности, было установлено снижение показателей, характеризующих численность организмов и их видовое разнообразие в реке Колокша ниже источника сброса соединений тяжлых металлов (минимальное значение отмечается ниже п. Ставрово) и в устьевом створе реки. Так, индекс Шеннона выше источника сброса – 3,1 бит/экз, ниже источника – 0,55 бит/экз;

коэффициент Пареле, соответственно, 0,34 (слабо загрязннная вода) и 0,95 (очень грязная);

класс чистоты вод по биотическому индексу Вудивиса, соответственно, II-III (загрязннная) и VI (грязная).

Таблица 4.2. Индексы оценки качества вод бассейна реки Колокша на основе гидробиологических показателей Коэффициент Пареле Индекс Класс чистоты вод Шеннона, по биотическому Значение Качество воды бит/экз индексу Вудивиса коэффиц. D Створ 1. Исток р. Колокша усл. чистая 2,90 0,05 II 2. Выше г. Юрьев-Польский усл. чистая 3,00 0,10 II 3. Ниже г. Юрьев-Польский загрязннная 1,85 0,53 III 4. Выше г. Ставрово слабо загряз.

3,10 0,34 II-III 5. Ниже г. Ставрово оч. грязная 0,55 0,95 VI 6. Устье р. Колокша грязная 0,75 0,81 V Очевидно, что именно тяжлые металлы отрицательно влияли на структурную перестройку экосистемы реки Колокша, выражающуюся в изменении видового разнообразия и снижении самоочищающей способности реки.

Из всей группы тяжлых металлов, вероятно, наибольшее влияние оказали соединения меди, доля сбросов которой в общей массе ТМ достигает 75 %. Медь является самым токсичным элементом, поступающим в водоток реки и оказывает отрицательное воздействие практически на все группы гидробионтов.

Можно предположить, что залповые сбросы загрязнителей в 1996 году сыграли роль «спускового механизма», вызвав резкую системную перестройку в функционировании биоты, выразившуюся в потере биологического сопротивления факторам окружающей среды. Это привело к снижению скорости биотрансформации и ассимиляции вещества, а, следовательно, к увеличению соединений азота на участке ниже пос.

Ставрово и до устьевого створа реки Колокша.

После 1996 года сброс соединений ТМ сокращается, начинается процесс восстановления самоочищающей способности реки, о чм свидетельствует изменение азотного критерия экологического состояния (КА). Согласно нашему прогнозу, полное восстановление самоочищающей способности могло бы произойти к 2006 году в случае отсутствия в течение восстановительного периода залповых сбросов поллютантов.

Однако, по имеющейся в настоящее время информации о сбросах и концентрации загрязняющих веществ, можно судить о том, что полное восстановление к моменту 2006 года ещ не достигнуто, поскольку залповые сбросы не прекратились. И хотя их объмы несколько ниже по сравнению с 1996-м годом, они вс же замедляют процессы восстановления экосистемы.

Анализируя изменение азотного критерия экологического состояния (К) (рис. 4.3) в период с 1993 по 1996 гг. включительно, и решая соответствующее ему уравнение, можно установить, что относительно безопасным для экосистемы уровнем сброса, не вызывающим снижения самоочищающей способности водотока является сброс тяжлых металлов в пределах 600 – 700 усл. т/год. Такое количество сбросов можно рекомендовать в качестве регламентирующей величины предельно допустимой техногенной нагрузки (ПДТН) при учте сбросов в бассейн сточных вод, образующихся на территории различных предприятий природопользователей. С этих позиций возможно так же формирование единого бассейнового экологического фонда с аккумуляцией и расходованием средств на природоохранную политику в соответствии с ПДТН.

Тяжлые металлы, однако, могут оказывать на микробиоту не только подавляющий, но и стимулирующий эффект в зависимости от концентрации и природы металла. На наш взгляд, данный эффект имел место в рассматриваемом случае (пп. 2 – 3 табл. 4.2.3).


Нами предложена математическая модель, включающая систему дифференциальных уравнений первого порядка, которая позволяет оценить процессы самоочищения речной экосистемы. Учитывая, что в рассмотренном случае на скорость процесса ассимиляции оказывают влияние только тяжлые металлы, то дифференциальное уравнение, описывающее динамику органического вещества в речной воде может иметь вид:

dL k1 M k 2 L l t dt где L f1 t – искомая функция БПК5 речной воды – функция отклика, отражающая содержание в воде легкоокисляемого органического вещества органического вещества природного и техногенного происхождения в зависимости от времени;

l t – интенсивность поступления органического вещества в систему от природных и техногенных источников, мг/(лсут);

k1 M – коэффициент, характеризующий интенсивность разложения органического вещества (коэффициент лабильности) и зависящий от поступления (концентрации) тяжлых металлов в речной воде, сут–1;

k 2 – коэффициент, характеризующий интенсивность удаления загрязняющих веществ из водотока в результате естественного водообмена, сут–1.

Основным механизмом самоочищения речной воды является микробиологическая деструкция, которая протекает преимущественно в аэробных условиях под действием разных групп микроорганизмов.

Микробиота ответственна за множество различных процессов в воде – от мобилизации до аккумуляции химических элементов, однако наиболее важная микробиологическая функция – редуцирующая – это разложение растворнного и взвешенного органического вещества. Подавление или стимуляция функционирования микроорганизмов тяжлыми металлами зависит, прежде всего, от характера металла, а также свойств организмов и pH.

Воздействие тяжлых металлов на микробиологическую деструкцию органического вещества в речной воде характеризуется как острый экотоксический процесс, зависящий от конкретного набора катионов тяжлых металлов в воде, динамики их концентраций. Дозо-ответная реакция для острого экотоксического воздействия тяжлых металлов на микроорганизмы и на микробиологическую деструкцию применительно к коэффициенту лабильности k1 M может быть описана уравнениями двух типов – гауссовой или логистической регрессией.

Гауссова регрессия характерна для металлов, жизненно необходимых для планктона, биологическая роль которых доказана, и являющихся до определнных концентраций стимуляторами микробиологической деструкции (рис. 4.4). Многие микробиологические процессы, происходящие в воде, воздухе и почве описываются кривыми нормального Гауссового распределения, особенно в тех случаях, когда необходимо определить оптимальное соотношение физико-химических факторов, при котором процессы протекают наиболее активно. Эти кривые, как правило, имеют куполообразный характер, который отображает оптимальное, минимальное и максимальное значение определнных параметров.

Логистическая регрессия характерна для супертоксикантов, таких как хром (VI), ртуть, кадмий и др., подавляющих микробиологическую деструкцию органического вещества (рис. 4.4).

– k1(M), сут Гауссова регрессия Логистическая регрессия M, мг/л Рис. 4.4. Коэффициент лабильности в зависимости от концентрации тяжлых металлов в речной воде Динамика концентрации тяжлых металлов в речной воде описывается дифференциальным уравнением:

dM k2 M m t dt где M f 2 t – функция концентрации ТМ в речной воде, мг/л;

m t – скорость поступления ТМ, мг/(лсут).

Для р. Колокша проведено моделирование динамики БПК5, фиксируемой в устье водотока, в зависимости от поступления тяжлых металлов в бассейн за период с 1993 по 2003 гг. В модели учитывалась динамика реального сброса Сu2+, Ni2+, Zn2+,Cr3+ за 11 лет и поступление в бассейн легкоокисляемого органического вещества. На рис. 4.5 отражена динамика суммы среднегодовых концентраций ТМ, зафиксированных по данным гидрохимического мониторинга в устье р. Колокша, а также среднегодовая концентрация металлов в устье реки, рассчитанная по модели по данным сбросов и приведнная по токсичности к меди. На диаграмме чтко фиксируется скачок концентраций, явившийся результатом залповых сбросов ТМ в 1996 г.

Поступление легкоокисляемого органического вещества в бассейн от техногенных источников характеризуется небольшими вариациями и среднегодовое значение оценивается за период 1993 – 2003 гг. по БПК5 в 91,3 т/год.

По данным гидрохимического мониторинга и многолетних гидрологических наблюдений через скорость кратного обновления объма водной среды были оценены значения коэффициента k2 (0,14 сут–1), характеризующего интенсивность удаления загрязняющих веществ из водотока в результате естественного водообмена, а также выявлена зависимость коэффициента лабильности в зависимости от приведнной концентрации ТМ (рис. 4.6).

0, 0, Концентрация ТМ, мг/л 0, 0, 0, 0, 0, 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 сумма зафиксированных среднегодовых концентраций ТМ рассчитанная по модели приведнная концентрация ТМ Рис. 4.5. Динамика среднегодовых концентраций тяжлых металлов в устье реки Колокша – k1, сут 0, 0, 0, M 0, k1 M 0,3 exp 0,20 0, 0, 0, 0, 0, 0,00 0,01 0,02 0,03 0,04 0,05 0,06 0,07 0,08 0,09 0, M, мг/л Рис. 4.6. Зависимость коэффициента лабильности k1 от приведнной концентрации тяжлых металлов M для бассейна р. Колокша Динамика среднегодовых значений БПК5 в устье р. Колокша, как рассчитанных по модели в зависимости от концентрации тяжлых металлов, так и реально наблюдаемых, может быть проиллюстрирована графиками (рис. 4.7).

БПК5, мг/л 8, 7, 6, 5, 4, 3, 2, 1, 0, 1993 1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 БПК5 наблюдаемая БПК5 расчтная БПК5 max Рис. 4.7. Динамика среднегодовых значения БПК5 в устье р. Колокша На графиках отражены ситуации, при которых загрязнение речной воды тяжлыми металлами (Сu2+, Ni2+, Zn2+,Cr3+) может оказывать как стимулирующее действие (период 1993 – 1995 гг.), так и угнетающее действие (период 1996 – 1997 гг.) на микробиоту.

В первом случае небольшой сброс ТМ оказывает стимулирующее действие на микробиоту и приводит к снижению БПК5 в водотоке. Однако залповые сбросы тяжлых металлов в 1996 г. оказывают угнетающее действие, что вызывает резкий рост показателя БПК5 (в 3 – 3,5 раза) и загрязнение речной воды органическими веществами. В 1996 – 1997 гг.


микробиота в значительной степени утратила свою редуцирующую функцию, а с 1998 г. в бассейне р. Колоша возрос относительный вклад сбросов соединений азота (табл. 4.2.2). Эти неучтнные в модели факторы, в конечном счете, приводят к росту БПК5 в речной воде и к расхождению расчтных и наблюдаемых значений БПК5 в последующие годы (рис. 4.7).

Однако проведнное моделирование и данные гидрохимического мониторинга указывают на тот важный факт, что небольшое поступление в речной бассейн таких металлов как Сu2+, Ni2+, Zn2+ благотворно влияет на экосистему р. Колоша, так как при оптимальной концентрации металлов БПК5 речной воды 3 – 4 раза меньше максимально возможного значения (БПК5max) вследствие стимуляции микробиологической деструкции. В случае токсического подавления тяжлыми металлами редуцирующей функции микробиоты БПК5 речной воды быстро достигает максимального значения БПК5max 6 мг/л (рис. 4.7), рассчитанного по среднегодовому значению поступления ЛООВ и когда содержание легкоокисляемого органического вещества в речной воде определяется процессами естественного водообмена.

Предложенная математическая модель может быть использована в целях ОВОС, для оценки экологического риска, а также для установления величины ПДТН. Нормирование сбросов в бассейн реки может быть осуществлено в том случае, если на кривой коэффициента лабильности (рис. 4.6) будет определена точка гистерезиса, которая находится на нисходящем участке графика. Явление биологического гистерезиса (запаздывания) состоит в различии значений коэффициента лабильности при одной и той же концентрации металлов в речной воде в зависимости от достигнутого максимального значения концентрации ТМ. У речной микробиоты есть такая критическая концентрация ТМ, выше которой живая биомасса частично или полностью теряет свою редуцирующую функцию. Если максимальное значение концентрации ТМ превысило критическое значение, то при снижении концентрации ТМ в речной воде коэффициент лабильности пойдт по линии, расположенной значительно ниже гауссовой регрессии образуя петлю биологического гистерезиса.

Очевидно, что в случае бассейна р. Колокша искомое критическое значение будет располагаться в интервале концентраций от Сопт до Cопт+3 (где = 0,0187 мг/л) или 0,010 – 0,066 мг/л, что соответствует диапазону техногенной нагрузки от 155 усл. т/год до 1023 усл. т/год.

На основе гауссовой зависимости коэффициента лабильности k1 от приведнной концентрации тяжлых металлов M с использованием теоремы Шеннона была вычислена критическая концентрация для исследуемого водотока, которая нами определена как Cопт+2,066 и равна 0,049 мг/л. Для данной критической концентрации соответствует предельно допустимая нагрузка 752 усл. т/год. Сравнивая расчтную нагрузку с нагрузкой, полученной посредством анализа азотного критерия и равной в предельном случае 700 усл. т/год, получаются очень близкие значения. По-видимому, теория информации, а именно теорема Шеннона применительно к анализу дозо-ответной реакции биоты на внешнее техногенное воздействии имеет фундаментальное значение в биологии, экологии и в эколого-геохимических исследованиях. Анализ зависимостей «доза – ответ» с использованием теории информации позволяет выявить критические нагрузки, то есть ответить на вопрос: «Какое воздействие химических веществ (или сигнал информации) на уровне популяции или биоценоза является значимым, а какое нет?»

Для других экосистем подобных водосборных бассейнов, могут иметь место иные доминирующие ЗВ, например, соединения азота, нефтепродукты, взвешенные вещества, СПАВ, фенолы и т.д., ПДТН по которым должна быть определена с учтом особенностей антропогенной нагрузки и в соответствии с их гидрологическими параметрами.

4.3. ВЫВОДЫ К ГЛАВЕ Проведена оценка антропогенного воздействия на водосборный бассейн малой реки, установлены доминирующие факторы загрязнения, разработана математическая модель, позволяющая описать процессы самоочищения реки, предложены подходы для определения предельно допустимой техногенной нагрузки по доминирующим загрязняющим веществам на водоток.

По результатам исследований состояния экосистем и количеству промышленных загрязнений, можно оценить ущерб, наносимый сбросами.

Представляется возможность прогнозировать состояние экосистемы и лимитировать сброс загрязняющих веществ в бассейн. Это может являться основой для экономического регулирования и направленного проведения природоохранных мероприятий по снижению антропогенной нагрузки.

Дальнейшее проведение экономических расчтов позволит выявить приоритетные направления в инвестиционной политике при внедрении природоохранных мероприятий.

ЛИТЕРАТУРА Список литературы к главе 1. Васильевская В.Д. Оценка устойчивости тундровых мерзлотных почв к антропогенным воздействиям. // Вестн. Моск. ун-та. Сер. 17.

Почвоведение. 1996. №1. с. 27 – 35.

2. Васильевская В.Д. Роль почвы и почвенного покрова в устойчивости экосистем тундры. // Экология и почвы. Пущино: ОНТИ ПНЦ РАН, 1998.

3. Добровольский В. В. Основы биогеохимии. – М.: Высш. шк., 1998. – 413 с.

4. Кабата-Пендиас А., Пендиас Х. Микроэлементы в почвах и растениях: Пер. с англ. – М.: Мир, 1989. – 439 с.

5. Сает Ю. Е., Ревин Б.А., Янин Е.П. и др. Геохимия окружающей среды. – М.: Недра, 1990. – 335 с.

6. Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта: Учебное пособие. Издание 3-е, переработанное и дополненное. – М.: Астрея 2000, 1999. – 768 с.

7. Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв: Учеб. пособие.

Под ред. Д.С. Орлова, В.Д. Васильевской. – М.: Изд-во МГУ, 1994. – 272 с.

8. Экогеохимия городских ландшафтов. Под ред. Н.С. Касимова. – М.:

Изд-во МГУ, 1995. – 336 с.

Список литературы к главе 1. Вадюнина А. Ф., Корчагина З. А. Методы исследования физических свойств почв и грунтов. Изд. 2-е. Учеб. пособие для студентов вузов (специальность «Агрохимия и почвоведение»). – М.: «Высшая школа», 1973. – 399 с.

2. Вадюнина А.Ф., Корчагина З.А. Методы исследования физических свойств почв. – М.: Агропромиздат, 1986. – 416 с.

3. Водяницкий Ю.Н. Изучение тяжлых металлов в почвах. – М.: ГНУ Почвенный институт им. В.В. Докучаева РАСХН, 2005. – 110 с. – ISBN 5-85941-207-X 4. Кошелева Н.Е. Моделирование почвенных и ландшафтно геохимических процессов: Учебное пособие. – М.: Изд-во Моск. ун та, 1997. – 109 с. – ISBN 5-211-03900-9.

5. Трифонова Т.А., Ширкин Л.А., Селиванова Н.В. Исследование миграции тяжлых металлов в системе «гальваношлам – почва»

Безопасность жизнедеятельности, 2002, №3.

6. Ширкин Л.А., Трифонова Т.А., Селиванова Н.В. Миграция и трансформация тяжлых металлов из промышленных отходов в почвах // Геохимия биосферы: Доклады Международной научной конференции. Москва, 15 – 18 ноября 2006 г. Смоленск: Ойкумена, 2006. С. 391 – 392. – ISBN 5-93520-052-X 7. Ширкин Л.А., Трифонова Т.А., Селиванова Н.В., Мелещук Е.А.

Исследование динамики техногенной миграции тяжлых металлов в системе «промышленные отходы – почва» в условиях локального полиметалльного загрязнения // Экология речных бассейнов: Труды 4-й Междунар. науч.-практ. конф. / Под общ. ред. проф. Т.А.

Трифоновой;

Владим. гос. ун-т. Владимир, 2007. С. 267 – 271. – ISBN 978-5-93907-032-4.

8. Экологическая геохимия: словарь-справочник / авт.-сост.:

Т.А. Трифонова, Л.А. Ширкин;

Владим. гос. ун-т. – Владимир: Ред. издат. комплекс ВлГУ, 2005. – 140 с. – ISBN 5-89368-576-8.

9. Экологический атлас Владимирской области;

под ред. Т.А.

Трифоновой;

Владим. гос. ун-т. – Владимир: Изд-во Владим. гос. ун та, 2007. – 92 с. – ISBN 5-89368-776-0.

10. Яворский Б.М., Детлаф А.А. Справочник по физике. – М.: Наука, 1990.

Список литературы к главе 1. Приказ МПР РФ от 15.06.2001 №511. Об утверждении критериев отнесения опасных отходов к классу опасности для окружающей природной среды.

2. Санитарные правила по определению класса опасности токсичных отходов производства и потребления. СП 2.1.7.1386-03. – М.:

Министерство здравоохранения РФ, 2003.

3. Трифонова Т.А., Селиванова Н.В., Ильина М.Е. Экологический менеджмент. Учеб. пособие/ М.: Академический Проект: Фонд «Мир», 2003. – 320 с.

4. Новицкий П.В., Зограф И.А. Оценка погрешностей результатов измерений. 2-е изд., перераб. и доп. – Л.: Энергоатомиздат, 1991. – 304 с.

Список литературы к главе 1. Аэрокосмический мониторинг окружающей среды и лазерное дистанционное зондирование: Учеб. пособие / Т.А. Трифонова, Л.Т.

Сушкова, С.М. Аракелян;

Владим. гос. техн. ун-т. – Владимир, 1995.

– 116 с.

2. ГОСТ 17.13.07-82. Система качества вод СЭВ, 1982 г. Санитарно экологическая оценка качества вод, 1990 г. – М.: Изд-во стандартов.

1982.

3. Лукин А.А., Даувальтер В.А., Кашулин Н.А., Раткин Н.Е. Влияние аэротехногенного загрязнения на водосборный бассейн озер субарктики и рыб // Экология. – 1988. – №2. – С. 109 – 115.

4. Дж. В. Мур, С. Рамамурти. Тяжелые металлы в природных водах. – М.: Мир. – 1987. – 286 с.

5. Никаноров А.М., Жулидов А.В., Покаржевский А.Д. Биомониторинг тяжелых металлов в пресноводных экосистемах. – Л.:

Гидрометеоиздат, 1985. – 144 с.

6. О состоянии окружающей среды и здоровья населения Владимирской области в 1997 году. Ежегодный доклад / Под ред.

С.А. Алексеева;

–Владимир, 1998. – 149 с.

7. Трифонова Т.А., Амелин В.Г., Гришина Е.П. и др. Биомониторинг р.

Клязьма с использованием космической фотоинформации // Мониторинг, безопасность жизнедеятельности. – 1997. – №1. С. 22 – 24.

8. Трифонова Т.А., Мищенко Н.В., Гришина Е.П.. Индикация атмосферного техногенного загрязнения по материалам космофотосъемки. // Известия РАН. Сер. География. 1997. – №3. С.

126 – Экология Владимирского региона. Под ред. Т.А. Трифоновой. Сб.

9.

материалов научно-практ. конф. Владимир, ВлГУ, 2001.

Алимов А.Ф. Введение в продукционную гидробиологию. Л.:

10.

Гидрометиздат, 1989. С. 55-80.

Бакланов П.Я., Степанько Н.Г. Подходы к интегральной оценке 11.

воздействия производства на природную среду В кн.: Рациональное природопользование в условиях Дальнего Востока. Владивосток:

ДВНЦ АН СССР, 1981. С. 50-57.

Добровольский Г.В. Научное и практическое значение исследований 12.

речных бассейнов // Экология речных бассейнов: Матер. междунар.

науч.-практ. конф. Владимир: Владимиринформэкоцентр, 1999. С. 9 11.

Драбкова В.Г. Микробиологические показатели интенсивности 13.

процессов самоочищения озерных вод.// Самоочищение воды и миграция загрязнений по трофической цепи. М.: Hayка, 1984, С. 55 – 60.

Методики оценки допустимого уровня антропогенного воздействия и 14.

самоочищающей способности реки с учтом гидробиологических параметров. Н. Новгород: Ин-т экологии Волж. Бас. 1993 Т2. 65 с.

Наузырбаев Е.М. Теоретические основы расчта токсичных масс 15.

сточных вод с учтом самоочищения водома. // «Вода и экология».

– 2001. № 3. С. Протасов В.Ф. Экология, здоровье и природопользование в России. / 16.

М.: Финансы и статистика, 1995. 528 с.

Садыков О.Ф. Экологическое нормирование: проблемы и 17.

перспективы // Экология. 1989. № 6. С. 3-11.

Скопинцев Б. А. Органическое вещество в природных водах. Тр.

18.

Гос. океаногр. ин-та, Л.: 1950, вып. 17 (29), с. 36-42.

Снакин В.В. Оценка состояния и устойчивости экосистем. – М.:

19.

ВНИИПрирода, 1992. С. 28.

Тихомиров Н.П., Моисеенкова Т.А. Методы экономической и 20.

экологической регламентации хозяйственной деятельности / М.: Изд во Рос. эконом. акад., им. Плеханова;

1994. 90 с.

Трифонова Т.А. Развитие бассейнового подхода в экологических 21.

исследованиях // Почвоведение, 2005, №9, С. 1054-1061.

22. Трифонова Т.А., Солдатенкова О.П.: Оценка экологического риска загрязнения подземных вод на основе бассейнового подхода // Геоэкология. № 1. 2002. С. 49-51.

23. Хаустов А.П., Федоров В.Н., Ломоносов И.С. К оценке миграции вещества в ландшафтно-геохимических системах на примере Прибайкалья // Мониторинг состояния озера Байкал. Л.:

Гидрометиздат, 1991. Т. 317. №2. С. 444-449.

Монография Авторы ТРИФОНОВА Татьяна Анатольевна ШИРКИН Леонид Алексеевич СЕЛИВАНОВА Нина Васильевна ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКИЙ АНАЛИЗ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ЛАНДШАФТОВ Подписано в печать 10.12.07.

Формат 6084/16. Бумага офсетная № 1. Гарнитура Таймс.

Печать офсетная. Тираж 650 экз. Заказ Отпечатано в ООО «Владимир Полиграф», г. Владимир, ул. 16 лет Октября, д. 36 а.



Pages:     | 1 |   ...   | 2 | 3 ||
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.