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 |   ...   | 3 | 4 || 6 |

«ВЕСТНИК НАУЧНО- ИССЛЕДОВАТЕЛЬСКОГО ТЕХНОЛОГИЧЕСКОГО ИНСТИТУТА 1 Под редакцией д.ф.-м.н. ...»

-- [ Страница 5 ] --

Проведенный анализ показывает, что в бездефектной слоисто периодической структуре, состоящей из чередующихся диэлектрических слоев с различным показателем преломления, в спектре появляются за прещенные зоны, где коэффициент прохождения практически равен нулю.

При наличии в слоисто-периодической структуре дефектов в запрещенных зонах частотного спектра появляются узкие минизоны, отвечающие де фектным модам, для которых коэффициент прохождения близок к едини це. В работе дается классификация одиночных дефектов, встречающихся в одномерных диэлектрических слоисто-периодических структур. К основ ным можно отнести одиночные дефекты замещения, перестановки, вне дрения и инверсии. Показано, что положение и интенсивность дефектной моды существенно зависят от типа дефекта и его положения в структуре.

С увеличением числа дефектов в структуре увеличивается и число дефект ных мод в запрещенной зоне. Их положение и интенсивность зависят от расстояния между дефектами.

ЛИТЕРАТУРА 1. Ф.Г. Басс, А.А. Булгаков, А.П. Тетервов, Высокочастотные свойства полупроводников со сверхрешетками. Наука, Москва (1989), с. 288.

2. С.Ю. Карпов, С.Н. Столяров, УФН 163, 63 (1993).

3. P. Yeh. Optical Waves in Layered Media. John Wiley & Sons. New Jersey.

(1998), p. 406.

4. J. Joannopoulos, R. Meade, J. Winn, Photonic Cristals, Princton Univ., Princton (1995).

5. E. Yablonovitch, Scientific American, 285, 46 (2001).

6. I.L. Lyubchanskii, N.N. Dadoenkova, M.I. Lyubchanskii et al., J.Phys. D:

Appl. Phys. 36, R277 (2003).

7. M.J. Steel, M. Levy, R.M. Osgood, Journal of lightwave technology 18, (2000).

8. M.J. Steel, M. Levy, R.M. Osgood, Journal of lightwave technology 18, (2000).

9. С.Я. Ветров, А.В. Шабанов, Е.В. Шустицкий, Опт. и спектр. 100, (2006).

10. В.Г. Архипкин, С.А. Мысливец, Кв.Электр. 39, 157 (2009).

11. А.В. Шабанов, С.Я. Ветров, А.Ю. Карнеев, Письма в ЖЭТФ 80, (2004).

12. С.Я. Ветров, А.В. Шабанов, ЖЭТФ 120, 1126 (2001).

13. Д.И. Семенцов, М.М. Степанов, ФТТ 50, 431 (2008).

14. М. Борн, Э. Вольф. Основы оптики. Наука, Москва (1973), с. 720.

15. I.L. Lyubchanskii, N.N. Dadoenkova, M.I. Lyubchanskii et al. J.Appl.Phys 100, 096110 (2006).

16. M. Inoue, K. Arai, T. Fujii et al. J.Appl.Phys. 85, 5768 (1999).

17. I.L. Lyubchanskii, N.N. Dadoenkova, A.E. Zabolotin et al. J.Appl.Phys 103, 07B321 (2008).

4.ЭКОЛОГИЯ ЭКОЛОГО-ГЕОХИМИЧЕСКОЕ СОСТОЯНИЕ ПОЧВЕННОГО ПОКРОВА НА УЧАСТКАХ СТИХИЙНЫХ СВАЛОК БЫТОВЫХ ОТХОДОВ Ю.С. Иванова, Л.В. Коновалова, Е.В. Лычагин julia6373@yandex.ru, Среди причин неблагоприятной эколого-геохимической обстановки и загрязнения почв современных городов наряду с выбросами промыш ленных предприятий и автотранспорта часто называется такой источник как несанкционированные (стихийные) свалки бытового мусора, однако литературных данных об актуальном уровне загрязнения почвенного по крова под влиянием таких свалок практически нет;

как правило, в источ никах перечисляются лишь виды потенциальной опасности свалок, в част ности, загрязнение почвы, воздуха, грунтовых и поверхностных вод, сани тарно-эпидемиологическая опасность. С одной стороны, в нормативных документах для обозначения несанкционированных свалок употребляется термин захламление, который не отражает степени их опасности [1, 2], кроме того, не существует четкого определения самого термина несанк ционированная свалка. С другой стороны, подобным объектам часто при писываются свойства аналогичных явлений - культурного слоя, техноген ного грунта и т.п., что не всегда обосновано.

В настоящее время постоянное накопление отходов в виде стихий ных свалок можно назвать специфическим экологическим фактором, кото рый действует в пределах населенных пунктов. Очевидно, что данный ан тропогенный (техногенный) фактор оказывает определенное воздействие на окружающую среду и является недостаточно изученным. Актуальность работы исходит из того, что почвенный покров в селитебных ландшафтах является ресурсом экологического благополучия, поскольку почва выпол няет важнейшие экологические функции, не заменимые никаким другим компонентом биосферы [3], а в результате такого стихийного нерацио нального природопользования происходит изменение либо утрата данного ресурса.

В г. Ульяновске в последние годы наблюдается сложная ситуация с несанкционированным, по сути, стихийным, размещением твердых быто вых отходов (ТБО), регистрируется большое количество стихийных свалок в различных функциональных зонах города. В связи с этим представляется важным определить уровень загрязнения почв свалок и на основе этого провести сравнительную характеристику субстрата свалок и культурного слоя урбанизированных территорий, а также описать характер локальных геохимических аномалий.

В качестве объектов исследования были выбраны стихийные свалки Ленинского (количество - 12), Засвияжского (1), Железнодорожного (2), Заволжского (2) районов г. Ульяновска, на которых, согласно ГОСТ 17.4.3.01-83 и ГОСТ 17.4.4.02-84, отбирались пробы с глубин 0…5 и 5…20 см с использованием метода «конверта». Из проб составлялись смешанные образцы, доводились до воздушно-сухого состояния и посту пали на анализ в химико-аналитическую лабораторию НИТИ УлГУ.

В ходе исследований выполнено определение рН потенциометриче ским методом;

определение содержания органического вещества и аммо нийного азота спектрофотометрическим методом;

определение валовых форм Zn, Cu, Pb, Cd, Cr, As методом спектрометрии с индуктивно связанной плазмой с применением микроволнового способа разложения проб;

подвижных форм Zn, Cu, Pb, Cd, Cr методом спектрометрии с индук тивно-связанной плазмой с извлечением ацетатно-аммонийным буферным раствором с рН 4,8;

определение массовой доли общей ртути фотометри ческим методом с дитизоном. Кроме того, определялось общее содержание фосфора и серы, поскольку удельное содержание этих биогенных элемен тов в составе бытовых отходов довольно высокое, и в отдельных случаях они также могут рассматриваться как загрязнители почвы на участках сти хийных свалок.

Параллельно ставился вопрос об оптимальном выборе фоновых уча стков для корректной оценки вклада стихийных свалок в формирование техногенных геохимических аномалий в пределах города. Согласно прави лам эколого-геохимических исследований фоновые участки должны выби раться на ландшафтно-геохимичекой основе [4], чему полностью удовле творяют участки особо охраняемых природных территорий (ООПТ) мест ного значения, максимально удаленные от всех источников загрязнения.

Аналогично исследуемым загрязненным почвам отбирались пробы фоно вых почв с глубин 0…5 и 5…20 см.

Следует отметить, что обычно эколого-геохимические исследования на территории городов касаются вторичных геохимических аномалий в почве, формирующихся от таких источников, как промышленные пред приятия и автотранспорт, выбросы которых, согласно канонам геохимии, изначально формируют первичные аномалии в атмосферном воздухе. А такие объекты, как свалки, сами являясь источником загрязняющих ве ществ, формируют самостоятельные первичные литохимические аномалии (т.е. первичные аномалии в почве), которые в то же время накладываются на местный повышенный фон, характерный для любого селитебного ландшафта в целом.

Так, параметры почв загрязненных под влиянием свалок мы сравни ваем с аналогичными параметрами реперных (контрольных) участков, рас положенных в пределах города, и таким образом учитывается влияние ло кального повышенного фона. Влияние предыдущих источников загрязне ния (до образования свалки на данном участке) может быть установлено с помощью дополнительных специальных методов анализа, учитывающих параметры «почвы-памяти». Такие исследования были проведены для не санкционированных свалок г. Ульяновска, результаты представлены в от дельных работах [5].

В г. Ульяновске свалками заняты, как правило, выщелоченные сред негумусные среднемощные черноземы, серые лесные и аллювиальные почвы, приуроченные к склонам оврагов, речных террас, увлажненных пойменных участков, которые относятся к геохимически-подчиненным ландшафтам, однако отмечаются и свалки в автономных ландшафтных ус ловиях, на водораздельных участках с низким залеганием грунтовых вод.

Исследованные почвы характеризуются преимущественно щелочной реакцией почвенного раствора вследствие сочетания унаследованных и техногенно-сформированных свойств (содержание выщелоченных или техногенно-привнесенных карбонатов и кальция), что улучшает буферную способность данных почв по отношению к техногенному загрязнению ток сичными формами металлов.

Содержание органического вещества на участках стихийных свалок ТБО колеблется в широких пределах - от 1,2 % в супесчаных и до 12,4 % в суглинистых почвах. Некоторые разрезы характеризуются повышенным содержанием органического вещества с глубиной, что характерно для зе мель, ранее занятых огородами, для склонов, отсыпанных бытовым мусо ром, для погребенных (присыпанных) стихийных свалок на территории го рода.

Содержание аммонийного азота в фоновых почвах составляет 20- мг/кг;

во всех образцах почв, захламленных бытовыми отходами, данный показатель превышен и достигает максимальной величины 100 мг/кг. В за грязненных почвах содержание обменного аммония в слое 0…5 см превы шает аналогичный показатель для глубины 5…20 см в 1,5-4,5 раза. Для фоновых почв этот показатель меняется в пределах 0,6 - 1,3 раза.

Фоновый уровень валового фосфора в почвах г. Ульяновска колеб лется в пределах 200-650 мг/кг в слое 0…5 см и 150-450 мг/кг в слое 5… см. В загрязненных почвах фоновый уровень значительно превышен, кон центрация фосфора достигает максимальных значений, равных 2200 и 1600 мг/кг на глубине 0…5 и 5…20 см соответственно.

Фоновый уровень валовой серы в почвах города и колеблется в пре делах 155-550 и 95-370 мг/кг на глубинах 0…5 и 5…20 см соответственно.

Учитывая, что предельно допустимая концентрация (ПДК) серы в почве составляет 160 мг/кг, даже в незагрязненных бытовыми отходами почвах городских ООПТ фоновое содержание серы превышает ПДК примерно в 1,7 раза, но экосистемы городских парков находятся в стабильном состоя нии. На участках стихийных свалок концентрация валовой серы в почве достигает значительных величин (520-1400 мг/кг), при этом до 60% иссле дованных свалок являются источниками загрязнения почвы соединениями серы.

Максимальное содержание валовой серы свойственно участкам с максимальным же содержанием валового фосфора, приуроченным к зоне исторически сложившейся индивидуальной жилой застройки;

аномальные концентрации этих элементов в почве обусловлены высокой долей органи ческих отходов, образующихся в индивидуальных домохозяйствах, загряз нением почвы печной золой от сжигания древесного топлива и горючей фракции ТБО, сжиганием отходов собственно на свалках. Данные почвы за время существования населенного пункта претерпели значительное антро погенное преобразование и приобрели геохимические свойства, присущие культурному слою урбанизированных территорий, для которого показано высокое содержание органического вещества, фосфора, а также тяжелых металлов (ТМ) и мышьяка [6].

Геохимический анализ почвенного покрова на участках стихийных свалок ТБО показал, что последние вносят определенный вклад в форми рование локальных геохимических аномалий в пределах селитебного ландшафта. Уровень загрязнения городских почв на участках стихийных свалок может быть продемонстрирован с помощью геохимического ряда с использованием коэффициента концентрации (Кс) загрязняющих веществ, который рассчитывается как отношение фактического содержания компо нента в загрязненных почвах к его содержанию в фоновых почвах.

Первичные литохимические аномалии, формируемые в поверхност ном слое суглинистых почв г. Ульяновска на участках стихийных свалок ТБО, характеризуются следующими превышениями местного фона: Zn6.77 Cu3.62 - Pb2.19 - Cd1.75 на глубине 0…5 см и Zn3.83 - Cu2.64 - Pb2.17 на глубине 5…20 см (нижний индекс справа от знака элемента соответствует средне му значению Кс). Следует отметить, что общей характеристикой загрязне ния свалочных грунтов является его неоднородность и изменчивость как в профиле, так и по площади свалки - это отмечается авторами работ, по священных различным несанкционированным свалкам [7, 8] и подтвер ждается результатами данного исследования. Поэтому более объективную оценку аномалий в почве дают максимальные превышения местного фона, представляющие несколько иную картину геохимической ассоциации на различной глубине: Zn21.03 - Cu9.21 - Pb8.29 - Cd3.01 - Cr2.57 - As2.16 (глубина 0…5 см) и Zn16.41 - Pb15.93 - Cu7.14 - As3.32 - Cd1.97 (глубина 5…20 см).

Общей спецификой литохимических аномалий, формируемых в гу мусово-аккумулятивном слое почвы под воздействием стихийных свалок бытового мусора, является превышение фоновых уровней цинка, меди, свинца, кадмия, - этот ряд можно назвать характерной геохимической ас социацией для зон бытового загрязнения почв. Свинец и мышьяк характе ризуются повышенным накоплением в нижней части гумусового горизонта исследованных почв. Локальные превышения фоновых уровней хрома и мышьяка наблюдаются в случае долгосрочного загрязнения почвы быто выми отходами (существование свалок в течение десятилетий и более).

Содержание ртути общей в захламленных почвах не превышает фоновый уровень.

В результате исследования установлено, что источниками повышен ного содержания ТМ в почвах являются различные компоненты ТБО, сти хийно размещаемые на свалках. Случаи сильного загрязнения почвы свин цом соответствуют участкам, в почве которых содержатся остатки уст ройств электроники. Характерным цинк-содержащим компонентом быто вых отходов являются широко распространенные предметы бытовой утва ри с цинковым покрытием, которые в условиях агрессивной среды свалки проявляют слабую коррозионную устойчивость, быстро разрушаются и за грязняют субстрат цинком. При сжигании полимерных компонентов ТБО на свалке происходит относительно быстрое загрязнение почвы кадмием, а в случае долговременного существования свалки - медленное загрязнение в результате выщелачивания кадмия из компонентов мусора.

В суглинистых почвах на участках стихийных свалок ориентировоч но допустимые концентрации (ОДК) валовых Hg, Cu и Cr не превышены, вместе с тем накапливаются опасные количества соединений ТМ - Pb (3, ОДК), Zn (3,8 ОДК), Cd (3,4 ОДК), в некоторых случаях - As (2,8 ОДК)..

По суммарному показателю загрязнения (Zc= Kc-(n-1)) почвы исследо ванных свалок характеризуются разным уровнем загрязнения - слабым (Zc=4-8), умеренным (Zc=8-16), сильным (Zc=16-32). Чрезвычайно силь ный уровень загрязнения почвы (Zc=37) зарегистрирован на свалке, где среди прочих компонентов ТБО были отмечены отходы бытовой элек тронной техники.

Также установлено, что стихийные свалки являются источниками за грязнения почвенного покрова токсичными (подвижными) формами ТМ Pb (до 29 ПДК), Zn (до 9 ПДК), Cd (в 6 раз выше фона) и реже - Cu (до 1, ПДК). Содержание подвижных соединений Cr не превышает ПДК.

Для сравнения, почвы, исследованные в других зонах г. Ульяновска (промышленной, селитебной, парковой), оказываются менее загрязненны ми по содержанию валовых ТМ, но более загрязненными по содержанию подвижных форм (таблица 1, 2) [7]. При этом и почвы под свалками, и почвы остальных участков, кроме фоновых, характеризуются щелочной реакцией почвенного раствора (рН фоновых почв слабощелочная и близ кая к нейтральной), но содержание органического вещества в почвах под свалками более высокое.

Таблица 1. Максимальные концентрации валовых форм ТМ в почвах г.

Ульяновска Валовая форма ТМ, мг/кг Почвы промышленной, Почвы на участках стихийных Элемент селитебной, свалок парковой зон [7] бытовых отходов Сu 65,89 - 103,9 49,75 - 95, Zn 115,4 - 190,1 295,02 - 829, Pb 81,73 - 141,0 191,33 - 851, Cd 0,85 - 1,96 2,18 - 3, Таблица 2. Содержание подвижных форм ТМ в почвах г. Ульяновска Подвижная форма ТМ, % от валового содержания (min-max) Почвы промышленной, сели- Почвы на участках стихийных Элемент тебной, свалок парковой зон [7] бытовых отходов Сu 42-73 0,5-7, Zn 42-63 2,1-25, Pb 50-63 0,8-22, Cd 53-87 1,4-20, Относительно невысокая доля подвижных ТМ (таблица 2) свиде тельствует о том, что занятые свалками почвы в настоящее время осущест вляют барьерную функцию, поглощая загрязняющие вещества, выделяю щиеся при разложении бытового мусора. С одной стороны, это является позитивным моментом с точки зрения безопасности для живых организмов и здоровья человека, но, с другой стороны, такая ситуация в итоге приво дит к необратимой деградации свойств городских почв, в частности, их по глощающей способности.

Известно, что разные группы подвижных соединений металлов (об менные, комплексные, специфически сорбированные) при постоянном за грязнении в результате динамических реакций постепенно переходят в бо лее устойчивые формы. Вероятно, по этой причине техногенные аномалии «закрепляются» в почвах, подверженных постоянному бытовому загрязне нию, однако динамическое равновесие в загрязненных почвах устанавли вается очень медленно.

Результаты исследований почвенного покрова на участках стихий ных свалок г. Ульяновска позволяют сделать следующие выводы.

Индикаторами бытового загрязнения почвы являются повышенные концентрации биогенных элементов. Для органического углерода это со держание на уровне 10-12 %, для обменного аммония - свыше 40 мг/кг, для валового содержания фосфора и серы - двукратное и более превышение местного фонового уровня.

По содержанию органических загрязнителей субстрат старых сти хийных свалок ТБО аналогичен культурному слою урбанизированных тер риторий. В литературе отмечается, что в ряде случаев свалки являются как бы предтечей культурного слоя и включены в его толщу. [6], однако необ ходимо избегать подмены понятий «мусорная свалка» и «культурный слой».

При уплотнении и засыпании свалки в ее толще создаются специфи ческие условия для образования сероводорода, метана и других газов, а также для аномального накопления некоторых элементов и, кроме того, в анаэробной обстановке сохраняются опасные для здоровья человека пато генные микроорганизмы [6]. Поэтому нельзя допускать погребение суб страта ныне существующих стихийных свалок под техногенными наноса ми, а зоны бытового загрязнения городских почв должны быть инвентари зированы как экологические опасные объекты.

В почвенном покрове на участках стихийных свалок формируются локальные геохимические аномалии содержания цинка, меди, свинца, кад мия, хрома и мышьяка. Наиболее контрастные аномальные содержания ха рактерны для цинка (Кс=21) свинца (Кс=16) и меди (Кс=9).

Почвенный покров аномальных участков загрязнен соединениями свинца, цинка и кадмия - химических загрязняющих веществ 1 класса опасности, наиболее токсичных для живых организмов. Валовое содержа ние этих ТМ более чем в 3 раза превышает ПДК (ОДК) для суглинистых почв, и на всех участках с высоким валовым содержанием отмечаются превышения ПДК подвижных форм свинца и цинка. ПДК подвижной фор мы кадмия в почве не разработана, а фоновый уровень этого показателя также превышен в несколько раз. По показателю Zc уровень загрязнения почвы на участках стихийных свалок ТБО варьирует от слабого до чрезвы чайно сильного, большинство исследованных участков характеризуется средним (умеренным уровнем загрязнения).

Стихийные свалки ТБО являются неконтролируемыми источниками загрязнения почв - не только потенциальными, как это принято считать, но и действительными. Открытое размещение отходов в окружающей среде и отсутствие соответствующего экологического контроля представляет опасное явление, поскольку приводит к изменению геохимических харак теристик среды обитания человека.

ЛИТЕРАТУРА Приказ Минприроды РФ от 25.05.1994 N 160 "Об утверждении Инст 1.

рукции по организации и осуществлению государственного контроля за использованием и охраной земель органами Минприроды России" (Зарегистрировано в Минюсте РФ 16.06.1994 N 602) Порядок определения размеров ущерба от загрязнения земель химиче 2.

скими веществами: Утвержден Роскомземом 10 ноября 1993 г. и Мин природы РФ 18 ноября 1993 г.

Добровольский Г. В., Никитин Е. Д. Экология почв. Учение об эколо 3.

гических функциях почв: учебник / Г. В. Добровольский, Е. Д. Ники тин. – М.: Изд-во Моск. ун-та;

Наука, 2006. – 364 с. - ISBN 5-211 05163- Алексеенко В. А. Эколого-геохимические изменения в биосфере. Раз 4.

витие, оценка: Монография.– М.: Университетская книга, Логос, 2006.

– 520 с. - ISBN 5-88439-001- Иванова Ю. С., Каздым А. А. Эколого-геохимическая характеристика 5.

городских почв в местах стихийных свалок бытовых отходов // Мине ралогия техногенеза–2010: Научное издание. Миасс: ИМин УрО РАН, 2010. - с. 170-181.

Каздым А.А. Техногенные отложения древних и современных урбани 6.

зированных территорий: палеоэкол. аспект / А. А. Каздым, [отв. ред.

С. А. Несмеянов];

Ин-т геоэкологии РАН. - М.: Наука, 2006. – 158 с. ISBN 5-02-034211-4.

Викторова М. А. Несанкционированные свалки города // Твердые бы 7.

товые отходы. – 2005. - № 6. - с. 11-12.

Глушкова М.В., Галицкая И.В. К вопросу выбора фоновых значений 8.

при оценке уровня химического загрязнения грунтов на территориях городских свалок // Сергеевские чтения. – 2003. – Вып. 5. – с. 237 – 241.

Работа выполнена в рамках реализации ФЦП «Научные и научно педагогические кадры инновационной России» на 2009 – 2013 годы, ГК № П1691.

ИСПОЛЬЗОВАНИЕ ДИАТОМИТА В ОЧИСТКЕ СТОЧНЫХ ВОД ГАЛЬВАНОПРОИЗВОДСТВА М. Н. Иванова Mandarin-ka2@mail.ru Рост городов, развитие промышленности и сельского хозяйства при вели к тому, что располагая гигантскими водными ресурсами, Россия уже испытывает в ряде регионов дефицит воды, а там где его еще нет, качество воды крайне низкое.

Гальванотехника - одно из производств, серьезно влияющих на за грязнение окружающей среды, в частности ионами тяжелых металлов, наиболее опасных для биосферы. Главным поставщиком токсикантов в гальванике являются промывные воды. Объем сточных вод очень велик из за несовершенного способа промывки деталей, который требует большого расхода воды.[3] Сточные воды многих гальванических цехов содержат в своем составе токсические вещества такие, как медь, никель, свинец, циан, хром, кисло ту, щелочи и др. Они общим потоком направляются на очистные сооруже ния, где обезвреживаются реагентным методом. В результате этого обра зуются недостаточно очищенные сточные воды, которые нельзя сбрасы вать в природные водоёмы – превышение остаточной концентрации ионов тяжёлых металлов над ПДК для водоёмов рыбохозяйственного назначения составляет десятки раз.[2] Превышение ПДК может вызвать прямое или косвенное вредное влияние на человека, животных, рыб. Поэтому необходимо максимально уменьшить концентрацию токсикантов в промывных водах.

В этой связи очень перспективно применение природных сорбентов, которыми так богата наша страна. На территории нашей области в Инзен ском районе имеется крупное месторождение диатомита. Положительны ми факторами адсорбционной обработки воды на данном природном ад сорбенте являются: высокая степень очистки, отсутствие отходов и загряз нений на самой установке, стабильность степени очистки при неожидан ных выбросах загрязнений, экономичность, связанная с многократностью использования сорбента.

В качестве исходного носителя использовали добытый открытым спо собом диатомит из Забалуйское месторождение, расположенного в Улья новской области, Инзенском районе.

Исходными растворами служили: CuSO4*5H2O(1,0 г/л) и NiSO4*7H2O (1,0 г/л), приготовленные согласно руководству.[1] Растворы меньшей концентрации готовили в день использования, разбавлением соответст вующих исходных растворов. Кислотность растворов контролировали с помощью стеклянного и индикаторного электродов на рН-метре/иономере лабораторном «Эксперт-001-3»(0.1). Величину концентрации остаточных и сорбированных ионов меди и никеля определяли атомно-эмиссионным ме тодом на спектрометре эмиссионном с индуктивно-связанной плазмой ICAP-6500Duo.[4] Исследование процесса сорбции меди и никеля в статических услови ях проводили методом отдельных навесок. В колбы с притертыми пробка ми помещали 10 мл модельного раствора (с определённой концентрацией по иону металла и определенным значением рН) и навеску 0,5г сорбента.

Перемешивание осуществляли на качающейся платформе в течение вре мени, необходимого для установления сорбционного равновесия (обычно не более 8 часов)[5]. Опыты проводили на модельных растворах, приго товленных из реактивов квалификации не ниже «Ч.Д.А.». Необходимую величину рН сред устанавливали добавлением HCl (0,1М) или NaOH (0,1М) без смешения их в одном растворе. Температура растворов состав ляла 18±2°С.

По окончании процесса сорбции растворы отделяли от твердой фазы фильтрованием через бумажный фильтр.

Степени извлечения рассчитывали по формуле:

S = ((С0 - СК) / С0) * 100%;

где: С0 - начальная концентрация ионов тяжелым металлов;

СК - конечная концентрация ионов тяжелых металлов.

Было исследовано содержание ионов Cu(II) и Ni(II) до очистки и после с различными концентрациями ионов (от 0,05 до 0,25 для Cu(II);

от 0,1 до 1,0 для Ni(II)) и при различных рН среды. Результаты исследований приве дены на рисунках 1- 83, 20, Степень извлечения, S% Степень извлечения, S % 82, 19, 19, 19,4 81, 19,2 19 80, 18,8 18, 79, 18,4 0,05 0,1 0,15 0,2 0, 0,05 0,1 0,15 0,2 0, Исходная концентрация, мг/л Исходная концентрация, мг/л Рис.2 Зависимость степени извлечения Рис.1 Зависимость степени извлечения Cu(II) Cu(II) из модельных растворов при рН=6 от из модельных растворов при рН=4 от исходная концентрации исходной концентрации 83, 42, Степень извлечения, S % Степень извлечения, S % 82,5 41, 81, 40, 80, 80 0,05 0,1 0,15 0,2 0,25 0,05 0,1 0,15 0,2 0, исходная концентрация, мг/л исходная концентрация, мг/л Рис.3 Зависимость степени извлечения Cu(II) Рис.4 Зависимость сте пени извлечения Cu(II) из модельных растворов при рН=9 от из модельных растворов при рН=7 от исходная концентрации исходной концентрации Согласно данным рисунков 1-4 можно сделать вывод, что степень из влечения увеличивается с увеличением концентрации исходных растворов с содержанием ионов Cu(II). Так при рН модельного раствора равной 4, для концентрации 0,05мг/л S=19,0%, а для 0,25мг/л S=20,1%;

рН=6,0, для концентрации 0,05мг/л S=81,0%, для 0,25мг/л S=83,0%;

рН=7,0, для концентрации 0,05мг/л S=81,0%, для 0,25мг/л S=83,3%;

рН=9,0, для концентрации 0,05мг/л S=41,0%, для 0,25мг/л S=42,8%;

87, 23, степень извлечения, S% степень извлечения,S % 86, 22, 85, 21, 84, 20, 0,1 0,25 0,5 0,75 0,1 0,25 0,5 0,75 исходная концентрация, мг/л исходная концентрация,мг/л Рис.6 Зависимость сте пе ни извле чения Ni(II) Рис.5 Зависимость степени извлечения Ni(II) из моде льного раствора при рН=6 от из модельного раствора при рН=4 от исходной концентрации исходной концентрации 54, 86, 86,4 степень извлечения, S% степень извлечения, S% 86, 53, 85, 52, 85, 85, 51, 85, 0,1 0,25 0,5 0,75 0,1 0,25 0,5 0,75 исходная концентрация,мг/л исходная конце нтрация, мг/л Рис.8 Зависимость степе ни извлечения Рис.7 Зависимость сте пе ни извле чения Ni(II) из модельного раствора при рН=9 от Ni(II) из модельного раствора при рН=7 от исходной концентрации исходной конце нтрации Согласно данным рисунков 5-8 можно сделать вывод, что степень из влечения увеличивается с увеличением концентрации исходных растворов с содержанием ионов Ni(II). Так при рН модельного раствора равной 4, для концентрации 0,1мг/л S=21,6%, а для 1,0мг/л S=23,0%;

рН=6,0, для концентрации 0,1мг/л S=85,5%, для 1,0мг/л S=86,9%;

рН=7,0, для концентрации 0,1мг/л S=85,5%, для 1,0мг/л S=86,5%;

рН=9,0, для концентрации 0,1мг/л S=52,3%, для 1,0мг/л S=54,0%;

Согласно полученным результатам можно сделать вывод, что степень извлечения увеличивается с увеличением концентрации исходных раство ров, содержаних ионы Cu(II) и Ni(II). При сравнении средних степеней из влечения при различных рН было отмечено, что в условиях слабокислой реакции среды величины S максимальны и равны для Cu(II) 82,84%, для Ni(II) 86,42%. В условиях слабощелочной среды величины S практически в 2 раза уменьшились и равны 41,98% и 53,02%, соответственно, для ионов меди и никеля. Обусловлено это, вероятно, изменением механизма сорб ции при переходе меди(II) и никеля (II) в другое ионное состояние. В усло виях кислой реакции среды величины S минимальны и равны 19,68% и 22,3%, соответственно, для меди(II) и никеля(II). В более кислой среде разрушаются карбонатные примеси носителя, что приводит к помутнению анализируемых растворов.

Выбранный для исследования диатомит обладает весьма заметными протолитическими свойствами. Кроме того, определяемый ион в зависи мости от рН и наличия определенных компонентов раствора может суще ствовать в виде различных комплексных частиц. Поэтому важным пара метром, влияющим на извлечение Cu(II) и Ni(II) сорбентом, является ки слотность контактирующего с ним раствора. Характер влияния рН среды на степень извлечения из растворов максимальных концентраций пред ставлен на рисунке 9.

86,9 83,3 86, стпепень извлечения,S% 54 Cu(II) 42, 40 Ni(II) 23 20, 4 6 7 рН Рис.9 Зависимость степени извлечения Cu(II) и Ni(II) из растворов с максимальной концентрацией от рН Анализ рисунка 9 показывает, что при нейтральной и слабокислой ре акции среды величины степени извлечения практически одинаковы:

рН=6,0 83,3%(ионы Cu(II)) и 86,9% (ионы Ni(II));

при рН=7,0 83,0%(ионы Cu(II)) и 86,5% (ионы Ni(II)). При повышении рН до 9,0 степень извлече ния снижается в 2 раза. В кислой среде при рН=4,0 минимум степени из влечения ионов металлов.

По результатам исследований можно утверждать, что степень извле чения ионов Cu(II) и Ni(II) на природном адсорбенте диатомите увеличи вается с повышением концентрации ионов тяжелых металлов. Так же вы явлена зависимость степени отчистки от рН среды. Сорбционная способ ность диатомита выше в слабокислой и нейтральной средах.

ЛИТЕРАТУРА Коростелев П.П. Приготовление растворов для химико 1.

аналитических работ. М., 1970. 156с.

Жуков А.И., Монгайт И.Л., Родзиллер И.Д. "Методы очистки произ 2.

водственных сточных вод", - М.: Химия, 1996-345с.

Белов С.В., Барбинов Ф.А., Козьяков А.Ф. и др. "Охрана окружаю 3.

щей среды", - М.: Высш. шк., 1991г.-339с.

ПНД Ф 14.1:2:4.135-98 «Методика выполнения измерений массовой 4.

концентрации элементов в пробах питьевой, природных, сточных вод и атмосферных осадков методом атомно-эмиссионной спектрометрии с ин дуктивно связанной плазмой» Издание 2008 года Дистанов У.Г., Конюхова Т.П. Минеральное сырье. Сорбенты природные // Справочник. - М.: ЗАО «Геоинформмарк», 1999. - 42 с.

КОНЦЕПТУАЛЬНАЯ СХЕМА АВТОМАТИЗИРОВАННОГО АНАЛИЗА ЯДЕРНОГО И РАДИАЦИОННОГО РИСКА НА ОБЪЕКТАХ ЯДЕРНОГО ТОПЛИВНОГО ЦИКЛА.

К.И. Ильин, В.В. Светухин kirill40184@list.ru ВВЕДЕНИЕ Характерной чертой современности является все большее взаимное влияние и взаимосвязь технических и экономических факторов. До недав него времени одним из решающих факторов была дешевизна конструкций, причем не было должного экономического учета негативных последствий деятельности ядерно- и радиационно опасных предприятий. Это показал и опыт ликвидации последствий Чернобыльской аварии. Дальнейшее разви тие атомной энергетики невозможно представить без создания соответст вующих механизмов управления ядерным и радиационным риском.

Объекты ядерного топливного цикла имеют свою специфику, кото рая не позволяет использовать методологию оценки риска применяемую для обоснования безопасности других опасных производственных объек тов (ОПО).

В настоящее время для оценки ядерного и радиационного риска объ ектов ЯТЦ используются экспертные оценки, которые опираются в боль шинстве случаев на субъективную точку зрения специалистов проводящих анализ и в дополнение ко всему не имеют единого алгоритма. Что в боль шинстве случаев приводит к недостаточной степени детальности анализа, излишней консервативности (что приводит к необоснованным тратам на улучшение безопасности в местах, где опасность изначально пренебрежи мо мала) и большим трудозатратам.

В связи со всем выше сказанным задача разработки специальной ме тодологии системного анализа ядерного и радиационного риска для объек тов ЯТЦ становится очень актуальной.

В рамках данной работы на основе проведенного анализа методов и средств решения задач выявления и классификации, имеющихся на ОПО, опасностей была разработана структурная (концептуальная) схема общей стратегии безопасности объектов ЯТЦ как основы системы анализа и пре дупреждения аварийных ситуаций.

ОПИСАНИЕ СТРУКТУРНОЙ (КОНЦЕПТУАЛЬНОЙ) СХЕМЫ В ходе проведения анализа безопасности объектов ЯТЦ происходит преобразование исходной информации об объекте в описание сценариев возможных неблагоприятных событий и их последствий. А после сопос тавления степени риска указанных событий с выработанными критериями безопасности, определяемыми допустимым для эксплуатации объекта уровнем опасности, формируется список корректирующих мероприятий, осуществление которых позволит достичь требуемого уровня безопасности объекта.

На рисунке 1 представлена структурная (концептуальная) схема об щей стратегии безопасности, более детально описывающая описанную выше процедуру анализа безопасности рассматриваемых в настоящей ра боте объектов.

После принятия решения о проведении анализа безопасности опас ного объекта и определения его цели, проводится выработка критериев безопасности (см. рис. 1 блок «выработка критериев безопасности»), ха рактеризующих границы приемлемого и недопустимого риска, которые устанавливают допустимые (приемлемые) уровни воздействий опасных факторов на персонал, население, окружающую среду и уровни вме шательства при авариях различного рода.

Рис. 1. Структурная (концептуальная) схема общей стратегии безопас ности объектов ЯТЦ.

При выполнении блока «сбор исходной информации» (см. рис.1), определяется тип объекта и распространяющиеся на него требования нор мативных документов, которые с одной стороны рекомендуют для рас смотрения общий перечень исходных событий аварийных ситуаций, а с другой выделяют наиболее важные с точки зрения безопасности элементы сложной технической системы. После чего проводится выявление угроз имеющихся на объекте, реализация которых способна оказать негативное воздействие на персонал, население и/или окружающую среду, и элемен тов сложной технической системы, содержащих (при нормальной эксплуа тации или в аварийных ситуациях) радиоактивные вещества (РВ) или ядерные материалы (ЯМ), хранящиеся или используемые на рассматри ваемом объекте (далее ЭСТСС).

Следующим этапом является определение границ систем, содержа щих потенциальную опасность, то есть должны быть определены те эле менты (единицы оборудования), которые связаны с ЭСТСС и изменение состояния которых способно привести к изменению объекта размещения РВ или ЯМ (далее ЭСТСИ).

Каждый выявленный ЭСТСС и ЭСТСИ анализируется на возмож ность отказа вследствие следующих причин: внешних природных и техно генных воздействий, отказов оборудования, ошибок персонала. Одним из важнейших результатов такого анализа является выявление исходных со бытий, способных привести к выходу РВ или ЯМ за пределы элемента сложной технической системы их содержащего. Данное событие описыва ется вероятностью возникновения (Рсоб) и характеристиками вышедших РВ или ЯМ (масса - mр, активность - Aр, агрегатное состояние - S). После чего определяются ЭСТСС следующего уровня (содержащие вышедшие РВ или ЯМ) и связанные с ними ЭСТСИ, и анализ повторяется. Критериями окон чания данного процесса являются:

1) Выход РВ или ЯМ в количествах, которые ни при каких условиях не способны привести к негативному воздействию;

2) Обобщенная вероятность исходного события, приводящего к отказу ЭСТСС (или ЭСТСИ) первого и n-ого уровней с выходом РВ или ЯМ в ЭСТСС n+1 уровня, меньше 10-7 год-1;

3) Выход РВ или ЯМ в окружающую среду.

После определения всех возможных путей миграции РВ или ЯМ из ЭСТСС одного уровня в другой информация, характеризующая эти собы тия, передается в блок «Вероятностный анализ безопасности 1 уровня»

(см. рис.1). Где проводится анализ имеющихся на рассматриваемом объек те систем безопасности, их надежности и эффективности функционирова ния при различных условиях. Перечень событий, полученный на выходе блока «сбор исходной информации», анализируется с точки зрения готов ности систем безопасности к их выявлению и ликвидации. Опасные собы тия сначала идентифицируются, затем все сочетания отдельных отказов формируются в логическом формате дерева неисправности (отказов) [1].

Использование данного метода позволяет выполнить количествен ную оценку вероятности возникновения неблагоприятного события. Схема расчета состоит из следующих этапов: на первом - оцениваются вероятно сти отдельных отказов и их взаимосвязи (с помощью логических операто ров, используемых в Булевой алгебре), а затем, используя соответствую щие операции алгебры логики, рассчитывается вероятность итогового со бытия.

Критерием выбора неблагоприятного события для дальнейшего ана лиза тяжести его последствий является условие, что вероятность итого вого события больше 10-7 год-1. Данное граничное значение продиктовано общепринятой концепцией минимально значимой вероятности проявления опасности.

Используя информацию о количествах вышедших РВ или ЯМ за пределы ЭСТСС их содержащих, а также специализированные методики и средства (либо экспертные оценки) в блоке «Количественная оценка по следствий АС» (см. рис.1) проводится оценка последствий возможных ава рий по воздействию на персонал, население и окружающую природную среду.

После количественного определения воздействий проводится оценка экономического ущерба от последствий аварийных ситуаций, который может быть разделен на две большие части, связанные со следующими по терями и затратами: прямые потери для здоровья;

прямые экономические потери, связанные с ликвидацией последствий радиационного воздействия.

Потери для здоровья (вред) рассчитывают исходя из коллективной дозы с принятием утвержденного на федеральном или отраслевом уровне величины экономического ущерба, определенного на единицу коллектив ной дозы [2].

Прямые потери, связанные с ликвидацией последствий радиацион ной аварии, определяются прямым счетом соответствующих затрат. Эти потери рассчитываются с учетом нормативной базы, на основе которой произведен расчет тарифов в действующих ценах на соответствующие ви ды работ и услуг.

Основными компонентами экономического ущерба являются [3]:

1. экономическая оценка вреда для здоровья населения и персонала;

2. затраты на следующие виды работ по ликвидации последствий радиационной аварии, в т.ч.:

обследование загрязненных радионуклидами помещений и территорий;

дезактивация помещений;

дезактивация прилежащих территорий;

транспортирование и захоронение РАО на спецкомбина тах;

экономические потери для сельскохозяйственного произ водства (вывод земель из сельскохозяйственного производства, недополучение продукции);

имущественные потери физических и юридических лиц в результате радиационной аварии;

экономическая оценка ущерба для окружающей среды от выбросов радионуклидов в атмосферу и сбросов в водную сре ду (экологический ущерб).

После передачи в блок «классификация рисков АС» (см. рис.1) дан ных о выработанных критериях безопасности из блока «выработка крите риев безопасности» происходит построение матрицы риска с величиной вероятности на одной оси и тяжестью последствий на другой, являющего ся одним из способов наглядного отображения совокупности данных об имеющемся риске [4].

После классификации риска неблагоприятных событий с помощью матрицы на выходе получаем перечень аварийных ситуаций, для которых необходимо проведение корректирующих мероприятий в определенные сроки.

Далее выявляются способы снижения риска, вырабатываются требо вания к системам безопасности, сопоставляются альтернативные решения.

Если достижение цели при приемлемых затратах невозможно, производит ся изменение целей (критериев безопасности в пределах нормативных тре бований) или корректировка проекта по выработанным рекомендациям (возможно только на этапе проектирования объекта). Анализ повторяется до тех пор, пока не будет найдено приемлемое решение проблем безопас ности или будет принято решение об отказе от создания или использова ния объекта. Для оценки эффективности выбранных корректирующих ме роприятий применяются различные методы экономических механизмов регулирования риска с использованием результатов анализа риска объек тов ЯТЦ (метод «затраты-риск», метод «затраты-выгоды», метод «оценки эффективности затрат», метод «риск-риск» [5]).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ В заключение следует отметить, что результатом проведенного ис следования стала структурная (концептуальная) схема общей стратегии анализа безопасности ядерно- и радационно опасных объектов, которая учитывает специфику радиационных воздействий на людей и окружаю щую среду и является основой системы анализа и предупреждения ава рийных ситуаций на подобного рода объектах.

Работа выполнена в рамках федеральной целевой программы «Научные и научно-педагогические кадры инновационной России» на 2009-2013 годы (номер государственного контракта: П-494).

ЛИТЕРАТУРА 1. Менеджмент риска. Анализ дерева неисправностей [Текст] : ГОСТ Р 51901.13-2005.– М.: Стандартинформ, 2005.– введ. впервые ;

введ.

31.05.2005.

2. Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009): Гигиенические нор мативы. – М.: Центр санитарно-эпидемиологического нормирования, ги гиенической сертификации и экспертизы Минздрава России, 2009.

3. Межотраслевая методика расчета экономического ущерба от радиаци онных аварий при использовании радиоактивных веществ в народном хо зяйстве // РЭСцентр.– СПб.– 1998.

4. Бакин, Р.И. Ранжирование приоритетов при снижении рисков на кон кретных объектах ЯТЦ на примере НИИАР / Бакин Р.И., Фролова О.Б., Шикин А.В. [и др.] // Диалог с общественностью по вопросам снижения риска: сборник трудов Первого международного семинара «Гармонизации нормативной базы экологического регулирования на основе концепции риска: проблемы, подходы, перспективы», Москва, 4–6 марта 2002 г. и Второго международного семинара «Проблемы снижения риска при ис пользовании атомной энергии», Москва, 7–9 июня 2004 г. – М.: Изд-во «Комтехпринт», 2005. С. 72.

5. Петрин, С.В. Анализ безопасности установок и технологий: методиче ское пособие по проблемам регулирования риска. Часть 1 / С.В. Петрин // ФГУП РФЯЦ-ВНИИЭФ.– Саров.– 2006, – С. 167.

ПОСТРОЕНИЕ МАТРИЦЫ ЯДЕРНОГО И РАДИАЦИОННОГО РИСКА ДЛЯ ОЦЕНКИ ЗНАЧИМОСТИ ВОЗМОЖНЫХ АВАРИЙНЫХ СИТУАЦИЙ НА ОБЪЕКТАХ ЯДЕРНОГО ТОПЛИВНОГО ЦИКЛА К.И. Ильин, В.В. Светухин kirill40184@list.ru ВВЕДЕНИЕ Понятие риска из сферы математического анализа теории вероятно сти и обыденной жизни (рисковый человек, рисковая операция и др.) прочно утвердилось в научно-практической сфере деятельности.

Процедура лицензирования опасной деятельности введена на пред приятиях Росатома в соответствии с федеральными законами [1-3] в целях управления параметрами риска, связанного с этой деятельностью. Важ нейший компонент этой процедуры – декларирование безопасности опас ных производственных объектов (ОПО), которое невозможно без анализа риска и его классификации.

В настоящее время разработано большое количество методов оценки риска на опасных производственных объектах [4], существуют методиче ские указания по проведению анализа риска опасных производственных объектов [5]. Однако работы по классификации рисков полученных после анализа находятся в настоящее время лишь на стадии развития. Важность проведения корректирующих мероприятий для той или иной рассмотрен ной аварийной ситуации основывается в основном на экспертных оценках, которые опираются в большинстве случаев на субъективную точку зрения специалистов, проводящих анализ, и не имеют единой обоснованной кон цепции. Это в большинстве случаев приводит к недостаточной степени проработанности результатов оценок риска и, соответственно, либо к не оправданным затратам на повышение безопасности в случаях, когда опас ность изначально пренебрежимо мала, либо к отсутствию действий на пре дотвращение аварийных ситуаций, вероятность которых мала, но послед ствия являются катастрофическими.

Поэтому разработка методологии, опирающейся на единую обосно ванную концепцию, позволит принимать наиболее рациональные решения при обеспечении безопасности, является актуальной задачей.

Построение диаграммы (матрицы) с вероятностью возникновения аварийной ситуации на одной оси и тяжестью последствий на другой – один из способов наглядного отображения совокупности данных об имеющихся на объекте рисках.

В рамках данной работы предложен вариант классификации ядерно го и радиационного риска аварийных ситуаций для объектов ядерного топ ливного цикла (ОЯТЦ) в форме матрицы (рисунок 1).

ПОСТРОЕНИЕ МАТРИЦЫ По оси абсцисс матрицы отложены вероятности возникновения ава рийных ситуаций рассматриваемых при проведении обоснования безопас ности ОЯТЦ. Шкала является логарифмической с ограниченным диапазо ном от 10-7 до 1 год-1. Первое граничное значение продиктовано обще при нятой концепцией минимально значимой вероятности проявления опасно сти, а второе – недопустимостью возникновения аварийных ситуаций на опасных производственных объектах чаще 1 год-1.

По оси ординат отложена возможная тяжесть последствий аварий в соответствии с Международной шкалой ядерных событий (INES) [6].

Шкала INES применима к любому событию, связанному с радиоактивным материалом и/или радиацией, и к любому событию во время транспорти ровки радиоактивных материалов. По шкале не классифицируются про мышленные аварии или другие события, не связанные с ядерными или ра диационными процессами [6].

Рис. 1. Матрица ядерного и радиационного риска.

В рамках шкалы события классифицируются по семи уровням: в верхних уровнях (4–7) они называются авариями, а в нижних уровнях (1–3) – инцидентами. События, не существенные с точки зрения безопасности, классифицируются ниже шкалы с нулевым уровнем и называются откло нениями. События, не имеющие отношения к безопасности, не входят в шкалу и считаются вне шкалы. Структура шкалы показана на рис. 2 с клю чевыми словами, которые здесь не претендуют на точность или строгую определённость.

Предполагается, что каждый уровень шкалы отличается от преды дущего на порядок, а основные деления оси ординат отстоят друг от друга на одинаковую величину.

Проектные и запроектные аварийные ситуации В соответствии с [6] исходные события аварийных ситуаций по час тоте их возникновения можно разделить на:

– Ожидаемые: исходные события, наступление которых ожидается один или несколько раз за весь срок эксплуатации установки;

– Возможные: исходные события, которые не «ожидаются», но их предполагаемая вероятность за срок эксплуатации превышает уровень около 1% (т.е. около 3·10-4 1/год);

– Маловероятные: исходные события, рассматриваемые в проекте ус тановки, которые менее вероятны, чем предыдущие.

– Запроектные: исходные события с очень малой частотой, которые, как правило, не включаются в обычный анализ безопасности установки.

Если все же вводятся системы защиты от таких исходных событий, то они не обязательно должны иметь тот же уровень резервирования или разно родности, как меры защиты от проектных аварий.

Рис. 2. Основная структура шкалы INES [6].

Данные сведения помогают выделить наиболее важные с точки зре ния необходимости первичного рассмотрения аварийные ситуации, поэто му на рис. 1 определены минимальные границы вероятности возникнове ния «ожидаемых» и «возможных» исходных событий аварийных ситуаций для объекта с проектным сроком эксплуатации 50 лет.

Приемлемый (незначительный) и недопустимый риск В настоящее время уровень безопасности той или иной человеческой деятельности выражают через единую меру – вероятную частоту гибели людей, т.е. через индивидуальный (либо обобщенный) риск гибели людей в пересчете на год жизни.

Для определения границы приемлемого риска при эксплуатации ОЯТЦ на матрице риска были использованы значения обобщенного риска (произведение вероятности события, приводящего к облучению, и вероят ности смерти, связанной с облучением) утвержденные в [7] и описания уровней шкалы INES (рис. 2):

Точка 1. вероятность облучения населения [7]: более 1,010-5, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 3. Облучение населения на уровне долей установленных пределов»

Точка 2. вероятность переоблучения персонала [7]: более 2,010-4, год-1 – уровень по шкале INES: «Уровень 2. Переоблучение персонала».

Через точки 1 и 2 была проведена прямая, характеризующая верх нюю границу приемлемого риска (на рис. 1 «Макс. допустимый риск пер сонала и населения»). Полученная прямая в точке 3 имеет перегиб и идет параллельно оси абсцисс по уровню 1 шкалы INES, т.к. нет необходимости выполнения каких-либо действий для устранения события, не существен ных с точки зрения безопасности. Область ниже полученной ограничи тельной линии представляет собой область пренебрежимо малого риска, где дополнительные меры безопасности практически не приводят к уменьшению риска.


При определении границы недопустимого риска был применен принцип недопущения повышения риска естественной смерти из-за экс плуатации опасного производственного объекта:

Точка 4. вероятность естественной смерти людей [8]: 1,210-2, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 4. Смертельное облучение персо нала».

Используя значение пренебрежимо малой вероятности исходного события аварийной ситуации [6], характеризующей запроектные аварии, и максимальный уровень шкалы INES была получена точка 5:

Точка 5. пренебрежимо малая вероятность исходного события [7]:

110-6, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 7. Крупномасштабные воздействия на здоровье и окружающую среду».

Через точки 4 и 5 была проведена прямая, характеризующая нижнюю границу недопустимого риска (на рис. 1 «Граница недопустимого риска»).

Полученная прямая в точке 4 имеет перегиб и идет параллельно оси абс цисс по уровню 4 шкалы INES, т.к. никакими документами не регламенти рована необходимость более жесткого установления границы. Область выше ограничительной линии представляет область недопустимо высоких рисков, где требуется проведение немедленных мер безопасности или ос тановка работы объекта.

Коридор рисков Область, ограниченная линиями приемлемого (рис.1 - «Максимальный допустимый риск персонала и населения») и недопустимого (рис.1 - «Гра ница недопустимого риска») риска, обозначает коридор риска, в котором необходимо планирование и проведение соответствующих корректирую щих действий, направленных на снижение вероятности возникновения ис ходных событий аварийных ситуаций и/или тяжести их последствий.

В полученном коридоре риска выделены области (категории), где:

С – рекомендуется проведение анализа риска и принятие мер безопас ности (например, корректирующие действия в течение 24 месяцев);

В – желателен детальный анализ риска, требуются меры безопасности (например, корректирующие действия в течение 12 месяцев);

А – обязателен детальный анализ риска, требуются оперативные меры безопасности для снижения риска (например, корректирующие действия в течение 3 месяцев).

Верхние границы областей В и С получены исходя из предположения повышения тяжести последствий для персонала и населения при неизмен ной вероятности возникновения неблагоприятных воздействий, т.е.:

Точка 6. вероятность переоблучения населения: более 1,010-5, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 4. Облучение населения на уров не величин, сравнимых с установленными пределами».

Точка 7. вероятность переоблучения персонала: более 2,010-4, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 3. Острые лучевые поражения персонала».

Точка 8. вероятность переоблучения населения: более 1,010-5, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 5. вероятно, требуется частичное осуществление предусмотренных планом контрмер».

Точка 9. вероятность переоблучения персонала: более 2,010-4, год- – уровень по шкале INES: «Уровень 4. Смертельное облучение персо нала».

Через точки 6 и 7, 8 и 9 были проведены прямые, характеризующие верхние границы областей С и В (на рис. 1 «Верхняя граница области С», «Верхняя граница области В», соответственно). Полученные прямые в точках 10 и 11 имеют перегибы. Перегиб в точке 10 характеризует допус тимое однократное в течение года облучение работника из числа персона ла эффективной дозой до 50 мЗв [7]. А перегиб в точке 11 - недопущение переоблучения персонала дозой свыше 1 Гр, вызывающей детерминиро ванные последствия, проявляющиеся в виде поражения всего организма (острая лучевая болезнь) или отдельных его частей (катаракта хрусталика глаза, временная или постоянная стерилизация и др.).

ЗАКЛЮЧЕНИЕ Результатом проведенного исследования стал обоснованный вариант классификации ядерного и радиационного риска аварийных ситуаций для объектов ядерного топливного цикла (ОЯТЦ) в форме матрицы, который основывается на требованиях международных и отечественных норматив ных документов.

После нанесения на матрицу данных о риске возможных аварийных ситуаций для рассматриваемого объекта можно судить об его уровне безо пасности. Характеризующие безопасность объекта значения параметров могут быть получены на основе анализа статистических данных или оце нок экспертной группы.

ЛИТЕАРТУРА Российская Федерация. Законы. О промышленной безопасности опас 1.

ных производственных объектов [Текст] : федер. закон : [принят Гос.

Думой 20 июня 1997 г. : по состоянию на 1 января 2010 г.].

Российская Федерация. Законы. Об использовании атомной энергии 2.

[Текст] : федер. закон : [принят Гос. Думой 20 октября 1995 г. : по со стоянию на 1 января 2010 г.].

Российская Федерация. Законы. О лицензировании отдельных видов 3.

деятельности [Текст] : федер. закон : [принят Гос. Думой 13 июля г. : одобр. Советом Федерации 20 июля 2001 г.].

Менеджмент риска. Анализ риска технологических систем [Текст] :

4.

ГОСТ Р 51901.1-2002.– Изд. 2005 с Изм. 1 (ИУС 8-2005).– введ. впервые ;

введ. 07.06.2002.

Методические указания по проведению анализа риска опасных произ 5.

водственных объектов [Текст] : РД 03-418-01: утв. Федеральным гор ным и промышленным надзором России 10.07.2001: ввод в действие с 01.10.2001.

Жук, Ю.К. Международная шкала ядерных событий (ИНЕС): руково 6.

дство для пользователей : [пер. с англ.] / Ю.К. Жук. – IAEA-INES, 2001.

Нормы радиационной безопасности (НРБ-99/2009): Гигиенические нор 7.

мативы. – М.: Центр санитарно-эпидемиологического нормирования, гигиенической сертификации и экспертизы Минздрава России, 2009.

Петрин, С.В. Анализ безопасности установок и технологий: методиче 8.

ское пособие по проблемам регулирования риска. Часть 1 / С.В. Петрин // ФГУП РФЯЦ-ВНИИЭФ.– Саров.– 2006, – С. 167.

ОЦЕНКА СОВРЕМЕННОГО ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ ПОЧВ В УСЛОВИЯХ ГОРОДСКОЙ СРЕДЫ (НА ПРИМЕРЕ ГОРОДА УЛЬЯНОВСКА) О.А. Завальцева, Л.В. Коновалова z.olga1979@mail.ru, Интенсивная деятельность человека в пределах крупных городов приводит к существенному и часто необратимому изменению окружающей природной среды: претерпевает изменения рельеф и гидрографическая сеть, естественная растительность сменяется созданными человеком фито ценозами, формируется специфический тип городского микроклимата, за счет увеличения площадей застройки и искусственных покрытий уничто жается или сильно изменяется почвенный покров [1].

Загрязнение почв, растений и вод химическими элементами в круп ных городах и их окрестностях стало одной из наиболее актуальных эколо гических проблем. Главные промышленные источники загрязнения раз мещены, как правило, в городах, поэтому в Декларации международной организации почвоведов, принятой на 15 Международном конгрессе поч воведов (г. Акапулько, Мексика) в 1994 г., к числу приоритетных направ лений отнесено изучение экологической обстановки на городских террито риях.

Городские почвы живут и развиваются под воздействием тех же фак торов почвообразования, что и естественные почвы, но антропогенный фактор здесь становится определяющим. К настоящему времени для горо дов и городских агломераций наиболее полно систематизированы эколого геохимические данные, отражающие важнейшие особенности деятельно сти человека как геохимического фактора [2]. Тем не менее, необходимо продолжать проведение научных исследований, направленных на изучение миграционной способности металлов, их перераспределения в профиле почв и аккумуляцию в условиях техногенного загрязнения городской тер ритории.

Следует отметить, что решение многих экологических проблем го родов напрямую связано с состоянием городских земель и их балансом. В условиях городской среды возможно существование различных геохими ческих барьеров, миграция элементов и их накопление. Для культурных слоев города характерны механические геохимические барьеры – асфаль то-бетонные покрытия, различные сооружения, фундаменты зданий, кото рые вносят значительный вклад в изменение теплового, водного и газового режима, сокращают площадь испарения [3]. Следует отметить, что естест венный почвенный покров в большей части современных городов уничто жен.

С эколого-гигиенической точки зрения опасность техногенного за грязнения городских почв определяется [2]:

1) эпидемиологической значимостью почвы;

2) ролью почвы как источника вторичного загрязнения атмосферного воздуха, природных вод, жилой и производственной среды;

3) возможностью опосредованного и непосредственного воздействия загрязненной почвы на человека и другие живые организмы;

4) значимостью почвы как биологического нейтрализатора поллю тантов, осуществляющего минерализацию многих органических веществ;

5) изменением буферной способности и снижением биологической активности почвы. Все указанные особенности городских почв характери зуются выполняемыми ими экологическими функциями.

В настоящее время целенаправленные исследования по оценке эко лого-геохимической обстановки территории г. Ульяновска практически от сутствуют. Имеются некоторые несистематизированные данные по загряз нению городской почвы тяжелыми металлами на локальные участки.

Оценка содержания других химических компонентов и соединений в почве города практически не проводилась. Именно город характеризуется ярким выражением двух основных процессов техногенеза: концентрированием значительных масс химических веществ и их рассеиванием. В связи с этим актуальным является проведение масштабного обследования городских почв на содержание и накопление в них токсичных компонентов.

Объектом настоящего исследования являются городские почвы пра вобережной части г. Ульяновска, относящиеся к зонам разной функцио нальной организации города и находящиеся под разной степенью антропо генной нагрузки. Предметом исследования стали геохимические показате ли и свойства почв селитебных, рекреационных и промышленных зон го рода Ульяновска.


В указанной части города расположено большое количество крупных источников, поставляющих в городскую среду многие химические элемен ты и их соединения. Среди крупнейших предприятий, расположенных в правобережной части города Ульяновска, следует отметить следующие:

ТЭЦ-1, ОАО «УАЗ», ОАО «Механический завод», Ульяновский комбинат строительных материалов, Ульяновский кожевенный комбинат, фабрика «Русь», ОАО «Гидроаппарат», ОАО «Ульяновский завод тяжелых стан ков». Кроме указанных предприятий на данной территории расположен ав товокзал и железнодорожный вокзал. Таким образом, данная территория города имеет высокую концентрацию крупных промышленных объектов и подвергается интенсивной постоянной антропогенной нагрузке.

Промышленные предприятия города поставляют внушительный объем различных загрязняющих веществ, создавая сильную техногенную нагрузку на окружающую среду. Приоритетными загрязнителями на урбанизированной территории являются пыль, газ, твердые отходы. Все это обуславливает формирование сложных потоков вещества, детерминирующих не менее сложную гетерогенную геохимическую структуру территории города и его окружения. При высокой сорбционной способности городских почв вещества, которые не могут быть полностью утилизированы, постепенно накапливаются в почвенном профиле, превращая ее в один из наиболее загрязненных природных объектов.

Геохимическое состояние территории определяется уровнем геохи мического загрязнения депонирующих сред (одними из которых являются почвы). Сложность функциональной организации городской территории обуславливает необходимость комплексного подхода и анализа её при родной организации и хозяйственного использования территории. Антро погенное поступление химических элементов в городской ландшафт при водит к изменению геохимического фона данной территории с соотноше нием элементов, не свойственным природным биоценозам. Дисбаланс хи мических элементов вызывает ряд нарушений, обусловленных избытком или недостатком отдельных элементов, что постепенно приводит к нару шению порога устойчивости городского ландшафта, следовательно, гео химические показатели позволят выявить неблагоприятные участки город ской территории для живых организмов и человека.

Отбор проб почвы для анализа производился в течение летних меся цев (июнь, июль, август) с целью изучения накопления тяжелых металлов в летний период. Для извлечения подвижных форм металлов (Cu2+, Cd2+, Pb2+ и Zn2+) из образцов почвы использовали ацетатно-аммонийный бу ферный раствор с рН 4,8. Концентрации металлов Cd2+, Pb2+ в почвенных вытяжках определяли потенциометрическим методом на лабораторном иономере И-160М. Концентрацию ионов Cu2+, Zn2+ определяли фотомет рическим методом на колориметре фотоэлектрическом концентрационном КФК 2.

Определение pH водной вытяжки почв проводили потенциометриче ским методом лабораторным иономером И-160М.

Сумму обменных катионов Ca2+ и Mg2+ определяли методом Каппе на-Гильковица.

Для определения характера и степени засоленности исследуемой почвы был проведен анализ водной вытяжки. В водной вытяжке из почв определяли CO32-, HCO3-, SO42-, Cl-, Ca2+, Mg2+ [4].

В тех же местах, где отбирались пробы почвы, были отобраны об разцы растений: подорожник и одуванчик (надземные части растений). В растениях было определено содержание тяжелых металлов.

Проведенное нами обследование почв и растительного покрова г.

Ульяновска на содержание в них тяжелых металлов, а также степени и ти па засоления почвы выявило резкую пространственную дифференциацию.

Как показали результаты исследования, городская почва на рассмат риваемой территории имеет щелочную реакцию – рН изменяется от 7,7 до 9,0. Такие значения pH свидетельствуют о том, что почвенно поглощающий комплекс насыщен основаниями и, следовательно, почвы достаточно устойчивы к протонной нагрузке и способны в значительной степени аккумулировать тяжелые металлы. Действительно, содержание суммы обменных кальция и магния составило 36,0 – 49,8 мг·экв/100 г поч вы.

Высокую щелочность почв урбанизированных территорий связыва ют с высвобождением кальция под действием кислотных осадков из раз личных строительных обломков, а также попаданием на почву щелочных и щелочноземельных металлов, которые входят в состав аэровыбросов про мышленных предприятий. При дальнейшем подщелачивании происходит образование труднорастворимых форм элементов питания растений, что делает почву непригодной для их роста и развития [5].

Попавшие в почву тяжелые металлы, прежде всего их мобильная форма, претерпевают различные трансформации – закрепление гумусовым веществом, адсорбция на поверхности минеральных частиц, образование труднорастворимых соединений и др.

Нами было определено среднее содержание гумуса (%) в почве и его изменение в течение вегетационного периода. Содержание гумуса увели чивается на протяжении всего летнего периода: в июне 3,72±0,74, в июле 3,78±0,93 и в августе 4,99±0,47.

Содержание тяжелых металлов в почве во многом определялось ме стом отбора проб и, соответственно, интенсивностью антропогенной на грузки. Чем ближе место отбора располагалось к территории промышлен ных предприятий, к автомобильным дорогам, автовокзалу, стоянкам авто мобилей, бензозаправочным станциям и другим промышленным объектам, тем выше концентрация тяжелых металлов в пробах наблюдалась. Особен но это касается такого металла, как свинец.

Содержание подвижной формы иона меди изменялось от 0,4 мг/кг до 3,1 мг/кг почвы, что ниже или незначительно превышает ПДК (3,0 мг/кг).

Концентрация цинка в разных точках отбора проб варьирует значи тельно от 1,24 мг/кг до 44,65 мг/кг почвы. Соответственно, на участках с интенсивной антропогенной нагрузкой (промышленная зона ближнего и дальнего Засвияжья города Ульяновска) содержание цинка превышает ПДК (23,0 мг/кг) примерно в 2 раза.

В исследуемой почве содержание подвижной формы никеля не пре вышало ПДК (4,0 мг/кг), содержание этого металла изменялось от 2,1 до 4,0 мг/кг.

Намного сложнее обстоит ситуация с такими металлами как, свинец и кадмий. Мощный источник загрязнения природной среды свинцом – выбросы автотранспорта. С выхлопными газами около 70% тетраалкило вого свинца выносится в виде мелких частиц и рассеивается в окружаю щей среде, данная форма легко переходит в растворимую. Во всех ото бранных пробах почвы было обнаружено значительное превышение ПДК свинца. В среднем содержание свинца изменялось в пределах 11,62 – 49, мг/кг почвы, что в 2-8,2 раза превышает ПДК. Но были зафиксированы участки городской территории, где превышение ПДК свинца было в ~ раза. Главным образом, это были участки, где почвы испытывали нагрузку сразу от нескольких крупных промышленных объектов, автомобильных дорог и мест с большим скоплением транспортных средств.

Максимальная аккумуляция кадмия свойственна нейтральным и ще лочным почвам с высоким содержанием гумуса и высокой емкостью пог лощения. Так как почвы г. Ульяновска имеют щелочную реакцию, то они способны значительно накапливать в гумусовом горизонте соединения кадмия, источником которого могут быть как промышленные предпри ятия, так и дизельный автотранспорт. В среднем по изучаемой территории содержание кадмия варьировало в пределах от 0,1 до 2,4 мг/кг почвы, то есть превышение ПДК (0,5 мг/кг) на некоторых участках было в 5 раз. Но, были зафиксированы участки с очень высокими концентрациями подвиж ных форм кадмия в почве, где превышение ПДК составило 19 раз. Это уча стки почвы, непосредственно прилегающие к территории некоторых круп ных промышленных предприятий города.

Воздействие солей на почвы городских ландшафтов проявляется в форме засоления (избыточное содержание солей в почвенном растворе).

Уровень засоленности почв выявлялся по количественному содержанию и соотношению хлоридов, сульфатов и гидрокарбонатов. Наличие трёх ви дов солей на всех участках анализируемой территории свидетельствует о смешанном типе засоленности городской почвы (выявлены участки с хло ридным, хлоридно-сульфатным, сульфатным и сульфатно-хлоридным ти пом засоления). В целом, определив концентрацию солей в исследуемой почве, в соответствии с классификацией почв по степени засоленности, можно сделать вывод, что почвы данной территории являются в большин стве случаев слабозасоленными и на некоторых участках среднезасолен ными.

Качество окружающей среды определяется соотношением двух со ставляющих – естественной емкостью ассимиляционного потенциала ок ружающей природной среды и уровнем антропогенной нагрузки на нее.

Техногенное загрязнение окружающей среды можно прогнозировать и оценивать по отношению к различным компонентам природной среды, а также по влиянию предполагаемого загрязнения на живые организмы. Из вестно, что следствием ухудшения экологического состояния почв города является усиление негативного влияния на урбанофитоценозы, то есть го родские растительные сообщества. Поэтому нами были проведены иссле дования аккумуляции растениями, произрастающими на изучаемой терри тории г. Ульяновска, тяжелых металлов.

В течение всего вегетационного периода растения накапливали в своих тканях тяжелые металлы, максимальное содержание которых отме чалось осенью (табл. 1).

Таблица 1. Содержание тяжелых металлов в надземной части расте ний (мг/кг) растение медь никель цинк свинец 3,89 ± 0,21 4,53 ± 0,25 21,08 ± 2,38 8,66 ± 0, подорожник 4,06 ± 0,18 6,16 ± 0,22 23,21 ± 1,65 18,34 ± 3, 2,70 ± 0,18 15,49 ± 4, 14,88 ± 1, 6,25 ± 0, одуванчик 19,47 ± 1, 2,76 ± 0,11 19,48 ± 2, 7,06 ± 0, В числителе – концентрация металлов в июне, в знаменателе – в сентябре.

Из таблицы видно, что способность растений поглощать металлы из загрязненной почвы, различна.

Для городов очень велика роль зелёных насаждений. Они несут са нитарно-гигиеническую, структурно-планировочную, декаротивно художественную функции. Также парки решают в городе ряд экологиче ских проблем. Они снижают загазованность, запыленность, снижают шум.

Но сосуществование городской среды и зеленых насаждений в силу ряда причин разного характера становится все более напряженным.

Город Ульяновск расположен на берегу Куйбышевского водохрани лища. Волга делит город на две части – Правобережье и Левобережье, ко торые различаются не только своими размерами, но и происхождением, геологическим строением, ландшафтом и природными условиями. Город имеет радиально-прямоугольную планировку.

Территория города расположена в лесостепной зоне, характеризую щейся чередованием лесов из широколиственных пород с открытыми степными пространствами. Климатические условия не препятствуют про израстанию широкого ассортимента древесных и кустарниковых пород.

Площадь всех зелёных насаждений города 3 561 га, а в пределах го родской черты 30962 га. В городе существует 12 парков. Наряду с парками в городе существуют сады, скверы, и бульвары общей площадью 219,7 га.

Нами было изучено экологическое состояние почв некоторых парков города Ульяновска с целью выявления характера и степени влияния на них факторов городской среды.

Экологический парк «Черное озеро»

В городе много различных парков, но есть среди них один, особен ный – экологический парк «Чёрное озеро». А особенность его в том, что он является единственным в России природным объектом подобного ранга, который находится в центре большого города и промышленного узла.

Экологический парк «Черное озеро» образован в 1993 году постановлени ем мэра города Ульяновска от 22.04.93 №536 «О создании экологического парка «Черное озеро». Расположен в Засвияжском районе г. Ульяновска.

По своему статусу, режиму охраны и природопользования его можно отнести к природным резерватам западноевропейского типа, где на подоб ных малоплощадных охраняемых территориях допускается включение ви доизмененных хозяйственной деятельностью природных участков, плано вое регулирование экологических процессов для восстановления природ ных комплексов, а также использование их в целях экологического образо вания по типу национальных природных парков.

Экопарк является ключевым участком в системе городской Свияж ской эколого-рекреационной зоны. Природный комплекс экологического парка площадью 123,4 га включает пойменное старичное озеро, широкий левобережный участок речной долины и акваторию р. Свияга с островами.

Наиболее сохранившиеся участки поймы и само озеро Черное выделены в памятник природы регионального значения.

На территории парка были отобраны образцы почвы для проведения эколого-химического анализа.

По результатам анализа почва парка имеет слабо щелочную близкую к нейтральной реакцию среды (рН 7,4-7,6). Содержание гумуса составляет ~ 4-5%. Почвенный поглощающий комплекс насыщен обменными основа ниями (85-90%).

Анализ водной вытяжки почв показал, что почва является слабозасо ленной, тип засоления хлоридно-сульфатный.

Был проведен анализ почвы на содержание в ней подвижных форм меди, свинца и цинка.

Содержание Pb2+ в почве превышает ПДК в среднем в 5 раз. На уча стках территории парка, наиболее приближенных к автомобильным доро гам, концентрация подвижной формы свинца превышала ПДК в 14 раз.

Концентрация подвижной формы цинка не превышала установлен ные нормативы во всех отобранных образцах почвы.

Содержание ионов меди в образцах почвы, отобранных во внутрен них частях парка на максимальном удалении от автодорог, не превышало ПДК. На участках парка, наиболее приближенных к объектам инфраструк туры города, концентрация ионов меди превышала ПДК в 1,7-2,7 раза.

Таким образом, интенсивная антропогенная нагрузка на территорию парка «Черное озеро» сказывается на его экологическом состоянии.

Парк «Молодёжный»

Парк располагается в Засвияжском районе г. Ульяновска. Являясь одной из зеленых зон промышленного района города, выполняет важную санитарную функцию, а также рекреационную и эстетическую. В нем раз вита инфраструктура, способствующая культурному отдыху населения и снижению рекреационной нагрузки на природный комплекс.

Парк находиться в долине р. Свияга и примыкает к Свияжской эко лого-рекреационной зоне. Рельеф территории парка ровный и представляет собой водораздельное плато, вытянутое с севера на юг. В геологическом строении парка принимают участие аллювиальные и аллювиально делювиальные отложения, подстилаемые нижнемеловыми глинами и нео ген-четвертичными отложениями.

Территория парка на 69 % покрыта искусственно созданными насаж дениями. Преобладающей породой в насаждениях является липа мелколи стная, посадки которой перемежаются с многочисленными группами топо ля душистого, березы и ясеня пенсильванского.

Антропогенная деятельность часто негативно сказывается на состоя нии парка. В парке проложено множество тропинок, которые в некоторых местах полностью уничтожили травянистый покров, у фонтана часто на блюдается парковка автотранспорта, посетители парка нередко разводят на его территории костры и устраивают пикники. Временами наблюдается за хламленность и замусоренность территории. Находясь в одном из загряз ненных промышленных районов города, парк подвергается влиянию вы бросов промышленных предприятий и автотранспорта.

На территории парка обширно распространены почвы черноземного типа.

Результаты физико-химического анализа показали, что почвы парка имеют слабо щелочную реакцию среды (рН 7,3-7,6), которая с глубиной увеличивается. Содержание гумуса в верхнем гумусовом горизонте сред нее (4,7-5,1%). Почвы насыщены подвижными формами кальция и магния (90%). По степени засоления почвы являются слабозасоленными, тип за соления смешанный. Содержания тяжелых металлов не превышает ПДК.

Таким образом, экологическое состояние почв парковых территорий отражает современный уровень антропогенной нагрузки на природную систему города, а их мониторинг является важной задачей в оценке эколо гического состояния всей городской системы.

В результате проделанной работы были выявлены приоритетные элементы-загрязнители, приуроченные к различным участкам городской территории. Пространственно-функциональная организация города непо средственно влияет на эколого-геохимическое состояние территории, включая появление геохимических аномалий, а значит неблагоприятных условий среды для живых организмов (в том числе и человека). Следова тельно, необходимо постоянно проводить оценку геохимического состоя ния городской среды на фоне интенсивной антропогенной нагрузки.

ЛИТЕРАТУРА 1. Герасимова М.И. Антропогенные почвы: генезис, география, рекульти вация / М. И. Герасимова, М. Н. Строганова, Н. В. Можарова, Т. В.

Прокофьева. – Смоленск: Ойкумена, 2003. – 268с.

2. Янин Е.П. Экологическая геохимия и проблемы биогенной миграции химических элементов 3-го рода // Техногенез и биогеохимическая эво люция таксонов биосферы: Труды биогеохимической лаборатории. М.:

Наука, 2003. С. 37-75.

3. Каздым А.А. Техногенные отложения древних и современных урбани зированных территорий: палеоэкол. аспект. – М.: Наука, 2006. –158 с.

4. Аринушкина Е.В. Руководство по химическому анализу почв / Е. В. Аринушкина. – М.: Издательство Московского университета, 1970. 488 с.

5. Медведева М.В. Комплексная оценка состояния почв, находящихся в условиях урбанизации / М.В. Медведева, Н.Г. Федорец // Экологиче ские системы и приборы. – 2004. – №7. – С. 5-8.

Работа выполнена в рамках реализации ФЦП «Научные и научно педагогические кадры инновационной России» на 2009 – 2013 годы, ГК № П308.

ПРОБЛЕМА ИСПОЛЬЗОВАНИЯ КОМПЛЕКСОНАТОВ МЕТАЛЛОВ, СЕЛЕКТИВНО ИЗВЛЕЧЁННЫХ ИЗ ФЕРРИТИЗИРОВАННЫХ ГАЛЬВАНИЧЕСКИХ ШЛАМОВ, В ЗЕМЛЕДЕЛИИ О.А. Завальцева, Л.В. Коновалова z.olga1979@mail.ru В настоящее время в нашей стране повсеместно снижается плодоро дие почв. Распашка и длительное сельскохозяйственное использование зе мель без достаточного внесения органических и минеральных удобрений сопровождается заметным уменьшением содержания и запасов гумуса. К тому же, многие почвы недостаточно обеспечены подвижными формами микроэлементов. По мнению Сычева, в настоящий момент в России сло жилась критическая ситуация, связанная со снижением плодородия почв и применением минеральных удобрений [10].

Анализ литературы показывает, что в настоящее время пахотные земли России по агрохимическим показателям имеют значительный дефи цит микроэлементов (Cu, Zn, Co, Mn и др.).

Баланс микроэлементов в почве складывается в основном из двух статей – поступление с удобрениями и вынос с урожаем. К тому же, ми грация и перераспределение металлов в почвенном профиле зависят от ха рактера водного режима, реакции среды почвенного раствора, содержания в нем подвижных органических веществ, от аэрации и окислительно восстановительного потенциала, гранулометрического состава и текстуры отдельных горизонтов.

В настоящее время назрела необходимость в обеспечении пахотных земель требуемым количеством доступных для растений форм микроэле ментов.

Многие исследователи считают целесообразным использование в ка честве микроудобрений хелатных форм микроэлементов, эффективность действия которых значительно выше, чем соответствующих неорганиче ских солей, чем и определяется перспективность их применения в земле делии и растениеводстве [2, 3].

Эффективность воздействия микроэлемента на любой живой орга низм, в том числе и на растение, прямо зависит от формы, в которой нахо дится микроэлемент. Недостаточное поступление микроэлемента нередко связано с нахождением их в почве в биологически неактивной, неподвиж ной, недоступной для растения форме.



Pages:     | 1 |   ...   | 3 | 4 || 6 |
 





 
© 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.