Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Урбанизированная среда и проблемы ее загрязнения 11
1.1. Особенности урбанизированной среды и ее экологического состояния 11
1.2. Загрязнение урбанизированной среды тяжелыми металлами 12
1.3. Миграция тяжелых металлов в городской среде 13
1.4. Поверхностный сток дождевых вод в городе как механизм переноса загрязнения 13
1.5. Методы эколого-геохимических исследований урбанизированной среды 14
1.6. Почва, атмосферный воздух, снежный покров, водные объекты и депонирующие среды как индикаторы состояния урбанизированной среды 15
Выводы 22
ГЛАВА 2. Методология исследований 23
2.1. Характеристика объекта исследований – отложений пониженных участков микрорельефа 23
2.2. Способ отбора образцов отложений 27
2.3. Подготовка отложений к радиометрическому и химическому анализу 28
2.4. Методы инструментальных испытаний 29
2.4.1. Определение удельной активности радионуклида Cs-137 29
2.4.2. Определение концентраций металлов и уровня кислотности 29
2.4.3. Определение гранулометрического состава отложений 31
ГЛАВА 3. Анализ данных о состоянии окружающей среды г. Екатеринбурга 32
3.1. Характеристика окружающей среды г. Екатеринбурга 32
3.2. Анализ данных по загрязнению компонентов окружающей среды
г. Екатеринбурга тяжелыми металлами 35
3.2.1. Загрязнение почв 35
3.2.2. Загрязнение атмосферного воздуха 39
3.3. Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области 47
3.3.1. Анализ данных по мониторингу атмосферных выпадений Cs-137 47
3.3.2. Выпадения Cs-137 за период 1945–2010 гг.. 52
Выводы 54
ГЛАВА 4. Загрязнение радионуклидом cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа на территории г. Екатеринбурга 55
4.1. Распределение и пространственная вариабельность удельной активности Cs-137 в отложениях пониженных участков микрорельефа 56
4.2. Связь удельной активности Cs-137 с уровнем кислотности в отложениях пониженных участков микрорельефа 58
4.3. Загрязнение Cs-137 почв на территории г. Екатеринбурга 60
4.4. Датировка загрязнения отложений пониженных участков микрорельефа и грунтов на селитебных территориях по содержанию Cs-137 61
4.5. Модель формирования загрязнения Cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа 66
Выводы 67
ГЛАВА 5. Тяжелые металлы в отложениях пониженных участков микрорельефа г. Екатеринбурга 69
5.1. Распределение и пространственная вариабельность концентраций тяжелых
металлов в отложениях на территории г. Екатеринбурга 69
5.1.1. Связь концентраций металлов в отложениях с литогенным субстратом 78
5.2. Связь концентраций металлов с уровнем кислотности отложений 85
5.3. Оценка загрязнения отложений в зависимости от времени формирования пониженных участков микрорельефа 93
5.4. Сравнительный анализ загрязнения тяжелыми металлами отложений и других компонентов урбанизированной окружающей среды 99
5.5. Вещественный состав отложений 103
5.6. Результаты оценки экологического состояния городской среды 105
Выводы 109
Заключение 111
Список сокращений и условных обозначений 113
Список литературы
- Миграция тяжелых металлов в городской среде
- Определение удельной активности радионуклида Cs-137
- Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области
- Модель формирования загрязнения Cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа
Миграция тяжелых металлов в городской среде
Значительная доля экосистем планеты в результате производственной деятельности была изменена человеком и образовала антропосферу с отличным от природной среды характером регуляции и управления [1–5]. Одной из экосистем антропосферы является урбанизированная среда (УС). Мегаполисы и города стали основной средой обитания человека [6–12]. Интенсивное культурное и социоэкономическое развитие, промышленный рост городов сопровождаются увеличением воздействия на окружающую среду (ОС) [12–16]. Наиболее острыми экологическими проблемами УС являются: - миграция и концентрация населения, снижение качества среды обитания; - потеря плодородных и перевод сельскохозяйственных и лесных земель в пользование городов, оседание грунта, эрозия почв, обезлесивание; - загрязнение компонентов ОС (атмосферный воздух, поверхностные и подземные воды, почва) и угроза здоровью населения; - утрата, сокращение и снижение качества рекреационных зон; - образование отходов производства и потребления; - осложнение санитарно-гигиенической и эпидемиологической обстановки [5, 6, 9, 10, 13].
В настоящее время сформировался комплексный подход к оценке экологического состояния городских территорий. В основе такого подхода лежит планировка городских территорий [17–19]. В соответствии с № 7-ФЗ «Об охране окружающей среды» качество ОС обеспечивается при помощи установленных нормативов, например таких, как ПДК и ОДК загрязнителей для почвы, установление санитарно-защитных зон (СЗЗ) для охраны атмосферного воздуха и защиты здоровья человека от вредных воздействий выбросов со стационарных источников, учета источников сбросов загрязняющих веществ в воды [20–26]. Исследования загрязнения урбанизированной среды г. Екатеринбурга тяжелыми металлами выполнялись в разные годы специалистами разных научных коллективов. Исследованиям состояния окружающей среды г. Екатеринбурга и его отдельных районов посвящены работы О. М. Гуман, О. Н. Грязнова, A. Б. Макарова, А. В. Захарова, Э. Ф. Емлина, Н. Н. Панина, В. А. Терешкова, B. Н. Турченко, О. С. Наумовой, Н. С. Баторской, В. Н. Огородникова, О. Г. Бекшенева, С. В. Залесова, Е. В. Колтунова, И. В Абатуровой и др. Изучалось как экологическое состояние отдельных компонентов окружающей среды (атмосферный воздух, почва, снежный покров, донные отложения водоемов), так и экологическое состояние города. В результате были получены распределения тяжелых металлов в различных средах, оценены фоновые концентрации, изучена радиационная обстановка. В то же время изучение современных антропогенных отложений на селитебных территориях города осталось за рамками исследований.
Одним из важных и значимых загрязнителей УС являются тяжелые металлы (ТМ). Техногенное поступление ТМ обусловлено работой карьеров и шахт по добыче полиметаллических руд, электростанций на ископаемом топливе, сжиганием отходов, металлургией и металлообработкой, автотранспортом, использованием минеральных и органических удобрений, сбросом сточных вод [2, 15, 16, 27–31]. Для человека они опасны своей биологической активностью и токсическими свойствами [15, 16, 32, 33].
На локальный уровень загрязнения ТМ существенно влияют нестационарные, низко расположенные и мелкие источники загрязнения. В городской среде это выхлопы, продукты износа рабочих поверхностей, деталей, шин автотранспорта [2, 15], стоки ливневой канализации [7, 8, 10, 34–38]. По результатам обзора литературы, современной тенденцией является изучение атмосферных сточных вод в качестве превалирующего распределенного источника вторичного загрязнения компонентов урбанизированной среды [37– 39].
Воздушные массы в масштабе города рассматриваются в качестве основной среды, транспортирующей загрязнение. Поведение ТМ определяется комплексом физико-химических процессов. В атмосферном воздухе ТМ находятся в форме органических и неорганических соединений, могут быть сорбированы на твердых частицах, в виде пыли и аэрозолей, растворимых соединений. Рассеяние и миграция металлов зависят от размеров частиц, свойств поверхности, на которую они выпадают. По мере удаления от источника загрязнения наиболее крупные частицы оседают, устанавливаются соотношения между растворимой и нерастворимой формами. Аэрозольные загрязнения и твердые частицы удаляются из атмосферы путем естественных процессов самоочищения, с жидкими и твердыми атмосферными осадками, в виде сухих выпадений. ТМ выпадают и могут депонироваться на поверхностях (крыши зданий, грунт, почва, тротуары, дороги, трава, листва деревьев, поверхность водоемов и др.), переноситься ветром, смываться дождевыми водами. Влияние на перераспределение загрязнения оказывают естественные особенности ландшафта (рельеф, роза ветров) и антропогенные факторы (планировка, уборка территории).
В литературе атмосферные сточные воды рассматриваются в качестве одного из основных механизмов миграции и распределенного источника загрязнения селитебных территорий [7–10, 37–41]. Отмечается, что объем атмосферных сточных вод в водосборах в УС до 16 раз выше, чем в естественных водосборах той же площади, что обусловлено наличием большого числа водонепроницаемых поверхностей и отсутствием инфильтрации. Это приводит, в свою очередь, к увеличению объема загрязняющих веществ в атмосферных сточных водах [42]. Основной вклад в загрязнение сточных вод в УС происходит в непромышленных зонах с интенсивным автомобильным движением. Основными загрязнителями являются: пыль, продукты износа шин, тормозных колодок, коррозии деталей двигателя, фекалии домашних животных, птичий помет, листья и др. [43–52]. Источником загрязнения могут быть различные окрашенные поверхности зданий вследствие вымывания с них загрязняющих веществ [15, 48, 53, 54]. Поведение загрязнителей в сточных водах зависит от свойств материалов поверхностей, интенсивности выпадающих осадков. Механизм переноса атмосферных сточных вод и проблемы, связанные с переносом загрязнения, достаточно хорошо изучены [32, 43, 45, 55–62]. Организация стока дождевых и талых вод осуществляется с помощью системы городской водосточной сети, водосборные поверхности которой могут содержать участки зеленых зон, почвы, грунта, песка, гравия, пористых материалов [47, 57– 61]. Почвы уменьшают количество загрязняющих веществ, переносимых сточными водами [63, 64].
Определение удельной активности радионуклида Cs-137
Измерение УА Cs-137 в образцах отложений проводилось на стационарном гамма-радиометре РКГ–АТ1320 с детектором -излучения сцинтилляционного типа на основе кристалла NaI(Tl) 63 х 63 мм. Радиометр обеспечивает регистрацию гамма-излучения в диапазоне энергий от 50 до 3000 кэВ и запись в память 499 измеряемых спектров. Радиометр определяет УА по энергетическим окнам для радионуклидов: Cs-137 (662 кэВ), K-40 (1461 кэВ), Ra-226 (1764 кэВ) и Th-232 (2615 кэВ). Пределы допускаемой основной относительной погрешности измерения активности радионуклидов не превышают ±20%. Набор количества импульсов каждого образца продолжался не менее трех часов. Измерения проводились в аккредитованной лаборатории радиационного контроля ИПЭ УрО РАН.
Определение содержания металлов в образцах отложений проводилось согласно «Методике выполнения измерений содержания металлов в твердых объектах методом спектрометрии с индуктивно-связанной плазмой ПНД Ф 16.1:2.3:3.11-98» [116]. Пробы проходили специальную процедуру подготовки для проведения анализа методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной аргоновой плазмой. Твердый материал пробы переводили в раствор. Навеска пробы (до 1 г) помещалась в тефлоновый сосуд. Затем в сосуд добавляли HNO3 (20 мл) и HF (10 мл), содержимое сосуда перемешивали. Сосуд нагревали до 95 С. В сосуд добавляли концентрированную HClO4, раствор нагревали до тех пор, пока не исчезал дым от HClO4, и затем оставляли остывать. Остывшие образцы выщелачивались НСl (20 мл) с молярной концентрацией 6 моль/л в течение 30 минут при слабом нагреве. После охлаждения раствор переливали из тефлонового сосуда в мерную колбу (100 мл), туда доливали дистиллированную воду и до отметки 100 мл, содержимое колбы перемешивали. Холостой раствор готовили из тех же реагентов и в том же количестве, что и основная проба. Анализируемые растворы проб, приготовленные при помощи перистальтического насоса, подавались в распылительную камеру масс-спектрометра. Устанавливался оптимальный режим регистрации масс-спектров и измерений в соответствии с рекомендациями инструкции по эксплуатации прибора. Определение содержания металлов в образцах проводилось на масс-спектрометре ELAN 9000.
Определение кислотности образцов проводилось согласно ГОСТ 26423-85c «Почвы. Методы определения удельной электрической проводимости, pH и плотного остатка водной вытяжки» [115]. При измерении рН суммарная погрешность метода составляла 0,1 единицы рН.
Сущность метода заключается в извлечении водорастворимых солей из отложений дистиллированной водой при отношении отложений к воде 1:5 и определении pH с помощью рН-метра. Пробу на анализ отбирали ложкой, предварительно перемешав отложения на всю глубину. Из пакета пробу высыпали на ровную поверхность, тщательно перемешивали и распределяли слоем толщиной не более 1 см. Навеску пробы массой 30 г на анализ отбирали не менее чем из пяти мест. Навеску пробы массой 30 г помещали в коническую колбу, затем приливали дозатором 150 см3 дистиллированной воды. Навеску пробы с водой перемешивали в течение 3 мин. на взбалтывателе и оставляли на 5 мин для отстаивания. Часть получившейся суспензии объемом 15–20 см3 сливали в химический стакан вместимостью 50 см3 и использовали для измерения рН. Определение кислотности проводилось с помощью иономера И-160М [115]. Настройку рН-метра проводили по трем буферным растворам с рН 4,01, 6,80 и 9,18, приготовленным из стандарт-титров. Показания прибора считывали не ранее чем через 1,5 мин. после погружения электродов в измеряемую среду, после прекращения дрейфа измерительного прибора. Измерения проведены в аккредитованной химической лаборатории ИПЭ УрО РАН. 2.4.3. Определение гранулометрического состава отложений
Гранулометрический состав отложений из пониженных участков микрорельефа определялся согласно ГОСТ 12536-79 «Грунты. Методы лабораторного определения гранулометрического (зернового) и микроагрегатного состава» [117] по весовому содержанию в них частиц различной крупности, выраженному в процентах по отношению к весу сухой пробы, взятой для анализа. Пробы отложений для разделения на фракции подготавливали растиранием для выделения частиц размером более 0,1 мм. Для определения гранулометрического состава брались образцы, высушенные до воздушно-сухого состояния и растертые в фарфоровой ступке пестиком с резиновым наконечником. Вес проб составлял до 1000 г. Проводилось взвешивание проб на технических весах с погрешностью до 0,01 г. Результаты вычисления гранулометрического состава определялись с погрешностью до 0,1%.
Разделение на фракции проводилось без промывки водой ситовым методом на ситах с размером отверстий 10; 5; 2; 1; 0,5; 0,25; 0,1 мм. Сита монтировались в колонку, размещались от поддона в порядке увеличения размера отверстий. На верхнее сито надевалась крышка. Проба для анализа отбиралась методом квартования, затем взвешивалась. Взвешенная проба просеивалась сквозь набор сит ручным способом. Фракции, задержавшиеся на ситах, высыпались, начиная с верхнего сита, в ступку и дополнительно растирались пестиком, после чего вновь просеивались. Полноту просеивания фракций проверяли встряхиванием каждого сита над листом бумаги. Если на лист выпадали частицы, то их высыпали на следующее сито; просев продолжали до тех пор, пока на бумагу переставали выпадать частицы. Фракции, задержавшиеся после просеивания на каждом сите и прошедшие в поддон, переносились в заранее взвешенные стаканчики и взвешивались. Вес всех фракций отложений складывали. Потерю отложений при просеивании разносили по всем фракциям пропорционально их весу. Содержание каждой фракции А в % вычисляли по формуле:
Екатеринбург расположен в центральной части Евразии на восточном склоне Уральских гор, по берегам реки Исеть. Екатеринбург является административным центром Свердловской области, население города составляет около 1,4 млн человек. Город находится в зоне умеренно-континентального климата с ярко выраженной изменчивостью погодных условий и выраженными сезонами года. Холодный сезон длится обычно около пяти месяцев с ноября по апрель, теплое время года составляет примерно 65–70 дней. Средняя температура января -14 C, средняя температура июля +19 C. Линейные размеры города составляют около 25 км с севера на юг и 20 км с запада на восток.
Основными источниками загрязнения атмосферы в городе являются предприятия машиностроения и металлообработки, металлургии, электроэнергетики, химии и нефтехимии, предприятия по производству стройматериалов, автомобильный и железнодорожный транспорт. Высокая степень загрязнения воздуха обусловлена расположением города в зоне низкой рассеивающей способности атмосферы. По данным Ежегодника состояния загрязнения атмосферного воздуха на территории деятельности Свердловского УГМС за 2009 г., основной вклад в суммарные выбросы загрязняющих веществ вносят предприятия электроэнергетики (43,1 %) и предприятия по производству машин и оборудования (9,4 %). За последние годы наблюдается тенденция к увеличению выбросов от автотранспорта вследствие увеличения числа автомобилей. Кроме того, при определенных метеоусловиях происходит наложение выбросов предприятий г. Екатеринбурга и расположенных в окрестностях г. Екатеринбурга г. Верхняя Пышма и г. Березовский. Предприятия машиностроения и металлообработки расположены в северной части города, металлургические – в южной и западной. В городе также располагаются три теплоэлектроцентрали (ТЭЦ): на западе, севере и востоке. Через город проходят несколько крупных транспортных магистралей. Число автомобилей в городе составляет примерно 0,3 на человека.
Территория Екатеринбурга расположена на восточном склоне Среднего Урала в зоне Восточно-Уральского поднятия, сформированного в результате общей инверсии Уральской эвгеосинклинали и связанных с ней мощных складчатых и разрывных дислокаций, а также внедрения больших масс гранитной магмы в позднепалеозойское время [118–120]. Литогенный субстрат на рассматриваемой территории представлен следующими коренными породами и палеозойскими литологическими комплексами:
Каменноугольная система. Нижний отдел. Арамильская толща. Песчаники, гравелиты, конгломераты, алевролиты, сланцы кремнистые, углисто-кремнистые, глинистые, яшмоиды, известняки.
Радиоактивные выпадения Cs-137 в Свердловской области
Экстраполяция связи концентрации металла с УА Cs-137 до нулевого уровня УА позволяет определить т.н. «фоновую» концентрацию металла в отложениях, которая не связана с загрязнением. Для оценки этой величины рассмотрена группа образцов отложений с УА Cs-137 20 Бк/кг (табл. 19), Фоновые концентрации Pb, Cu и Zn в отложениях составляют 50, 76 и 206 мг/кг соответственно (табл. 19). Понятие «фоновая концентрация» является достаточно условным с учетом того, что в рамках рассматриваемого подхода в начальный момент времени отложения в пониженном участке микрорельефа не сформировались, однако эта величина может служить репером для оценки степени загрязнения отложений[112, 113].
Результаты расчета средних значений содержания металлов в отложениях в зависимости от УА Cs-137 и данные об условных фоновых содержаниях металлов позволяют провести оценку годового поступления металлов в различные периоды времени. Хронология, хотя и является относительной, с достаточной степенью уверенности позволяет определить средний эффективный возраст формирования отложений в определенный период времени в зависимости от средней УА Cs-137 в группе. Результаты расчета годового поступления Pb, Zn и Cu в отложения показаны на рис. 77. года формирования ландшафта Наблюдается заметное снижение поступления Zn в отложения. Максимальное поступление наблюдалось до 1970 г., к 2000-м г. поступление снизилось в два раза. Одной из причин снижения поступления Zn стало снижение сжигания дров и угля в печах и котельных и постепенный переход на централизованное отопление. Поступление Pb росло с 1950–1960-х г. и начало снижаться после 1990 г. Рост и падение поступления Pb, по-видимому, связаны с ростом числа автомобилей и запретом использования этилированного бензина в 2003 г. соответственно. Поступление металлов в отложения отражает их поступление в окружающую среду.
Сравнительный анализ загрязнения тяжелыми металлами отложений и других компонентов урбанизированной окружающей среды
Полученные результаты оценки годового поступления металлов (рис. 77) позволяют провести сравнение содержания металлов в отложениях с содержанием в атмосферных выпадениях. На рис. 78 показано соотношение между годовым поступлением металлов в отложения и уровнями загрязнения атмосферного воздуха в г. Екатеринбурге. Использованные для построения рис. 78 уровни среднегодового загрязнения атмосферы определены по среднемесячным концентрациям металлов в атмосферном воздухе, полученным ГУ «Свердловский ЦГМС-Р».
Годовое поступление металлов в отложения, мг/кг Рис. 78. Соотношение между годовым поступлением металлов в отложения и средними уровнями загрязнения атмосферного воздуха в период 1990–2010 гг.
В табл. 20 представлены средние содержания в отложениях по семи укрупненным районам, данные по загрязнению почв, фоновые концентрации, содержание ТМ в почвах лесопарков г. Екатеринбурга.
Средние содержания Cu, Pb, Ni и Zn в отложениях значительно превышают концентрации в почвах лесопарковых зон. Превышение связано с антропогенным происхождением ТМ в отложениях. Лесопарки располагаются на достаточном удалении от основных источников загрязнения города (промышленных предприятий), но неподалеку от автомагистралей с высокой плотностью трафика [148].
Средняяконцентрацияв почвах вгороде - 638 24 21 125 88 153 51 Диапазонконцентрацийв почвах вгороде - 247-1522 12-43 6-35 34-297 34-155 56-342 12-143 Диапазон фоновых длягородаконцентрацийэлемента впочвах - 515-1886 - 11-22 19-35 32-103 80-127 22-33 Содержание ТМ в почвах лесопарков [148]
Концентрация - 814-1000 - 17-27 40-67 55-89 48-160 18-30 101 Усредненные концентрации Cu, Pb, Zn и Ni в отложениях значительно превышают концентрации этих элементов в почвах на фоновых площадках ГУ «Свердловский ЦГМС-Р», что свидетельствует о техногенном загрязнении отложений Cu, Pb, Zn и Ni, в то время как содержание Mn и Co в отложениях сопоставимо с содержанием в почвах на фоновых площадках.
Для анализа связи содержания металлов в отложениях и почвах в городе была составлена трехмерная корреляционная матрица. В табл. 21 представлены значения коэффициентов корреляции (r1) концентраций металлов в почвах города по данным [72].
По результатам анализа можно сделать вывод о том, что в отложениях преобладают фракции 1–2 мм (дресвяные частицы, гравий) и частицы размером 0,5 мм (мелкий песок, пыль, глинистые частицы).
Минеральный состав отложений исследовался в отмытой пробе № 5. Результаты изучения по фракциям приведены ниже. На рис. 80 показана фракция 1 мм.
Рис. 80. Состав фракции отложений 1 мм Техногенные частицы представлены остроугольными обломками стекла. Более крупные обломки представлены габбро, гранатом, кварцем и кремнистыми породами. Обломки большей частью не окатаны, что свидетельствует о привносе их в отложения из строительных материалов. На рис. 81 приведен минеральный состав фракции 1 мм. Преобладает кварц ( 60–70 %), другие породообразующие минералы, представлены полевыми шпатами, гранатом.
На рис. 82 показана магнитная фракция отложений. Техногенные частицы представлены обломками стального полотна пилы по металлу, единичными сферами, не окисленными с блестящей поверхностью. Остальная часть фракции состоит из зерен магнетита, частиц октаэдрической формы.
Техногенные образования в отложениях фиксируются в небольшом количестве. Вероятно, миграция тяжелых металлов происходит в подвижной форме с последующей сорбцией на пылеватых частицах.
Модель формирования загрязнения Cs-137 отложений пониженных участков микрорельефа
Оценка суммарного показателя загрязнения жилых районов г. Екатеринбурга на основе анализа содержания ТМ в отложениях пониженных участков микрорельефа позволяет ранжировать районы по степени загрязнения. На рис. 83 представлена схема распределения суммарного показателя загрязнения (Zс) Pb, Zn и Cu жилых районов города в отложениях пониженных участков микрорельефа. загрязнения (Zс) Pb, Zn и Cu жилых районов города на основе исследования отложений пониженных участков микрорельефа достигает значения 32. Большая часть территорий обследованных жилых районов имеет низкие и слабо опасные уровни загрязнения Pb, Zn и Cu. По результатам проведенных оценок селитебные территории урбанизированной среды г. Екатеринбурга находятся в удовлетворительном и относительно удовлетворительном экологическом состоянии.
1. Происхождение Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях связано с антропогенными источниками, такими как автотранспорт и промышленные предприятия, металлы являются поллютантами. Металлы Al, Fe, Mn и Co имеют литогенное происхождение. Генетическая связь содержания ТМ в материале отложений с почвой подтверждена результатами корреляционного анализа.
2. Причинами пространственной неоднородности загрязнения отложений в районах могут быть: разный возраст грунтов на селитебных территориях, близость к основным стационарным источникам загрязнения, промышленным предприятиям, крупным автодорогам, наложение (суперпозиция) выбросов стационарных источников, локальные низкорасположенные и нестационарные источники загрязнения, учет которых особенно труден. Концентрации Pb, Zn, Cu и Ni в отложениях в южных районах города ниже, чем в остальных. Анализ пространственного распределения остальных металлов не выявляет дополнительных источников пространственной неоднородности распределения концентраций.
3. Щелочно-кислотные свойства отложений обусловлены материнскими породами, выходящими на территориях селитебных зон города. В большей части дворов перенос металлов в отложения происходит в нерастворимой форме в слабощелочной среде. В нерастворимой форме в отложения попадают: Ni, Co, Mn, Fe и Al. Значимо высокие концентрации Cu, Zn и Pb в слабокислой среде могут свидетельствовать о существовании переноса этих металлов в растворимой форме, но доля его незначительна.
4. Концентрации Pb, Zn и Cu находятся в корреляционной связи с УА Cs-137. Чем выше УА Cs-137 (возраст поверхности водосбора), тем выше концентрации металлов. Такая связь может быть объяснена постоянным поступлением ТМ в результате загрязнения окружающей среды. Концентрации Fe, Ni, Co, Mn и Al в отложениях не связаны с УА Cs-137. Эти элементы не поступают в окружающую среду в количествах, позволяющих говорить о загрязнении.
7. Связь концентраций поллютантов и УА Cs-137 в отложениях позволяет провести оценку годового поступления металлов в различные периоды времени, восстановить фоновые содержания металлов.
8. Предложен подход по определению возраста загрязнения ТМ антропогенных грунтов в городе.
9. Оценка суммарного показателя загрязнения жилых районов г. Екатеринбурга на основе анализа содержания ТМ в отложениях пониженных участков микрорельефа позволяет ранжировать районы по степени загрязнения.
1. При проведении эколого-геохимических исследований и оценки состояния загрязнения селитебных зон необходимо учитывать процессы переноса, в результате которых миграционные потоки поллютантов депонируются отложениями локальных понижений микрорельефа.
2. Обоснована целесообразность и разработан подход эколого-геохимического исследования городского ландшафта на основе изучения отложений пониженных участков микрорельефа как индикатора загрязнения среды.
3. В качестве компонента опробования пригодного для проведения индикации загрязнения отложения обладают рядом преимуществ перед другими компонентами в эколого-геохимических исследованиях городских ландшафтов. К таким преимуществам относятся интегрирование загрязнения по пространству в пределах поверхности водосбора и по времени за период от формирования ландшафта.
4. Возраст городского ландшафта может быть определен по содержанию в грунте Cs-137. В г. Екатеринбурге датировка возраста ландшафта по содержанию Cs-137 проводится с принятием следующей хронологии: поверхность, сформировавшаяся в 1950–1960-е г. имеет УА Cs-137 около 120 Бк/кг на настоящий момент, сформировавшаяся в 1970–1980-е – 40–60 Бк/кг, сформировавшаяся после 1990 г., – менее 10 Бк/кг.
5. Связь между содержанием металлов и УА Cs-137 в отложениях позволяет определить комплекс тяжелых металлов-поллютантов и оценить уровни их поступления в различные периоды времени. В г. Екатеринбурге основными загрязнителями (из исследованных) являются Pb, Zn и Cu. Их поступление в окружающую среду за последние десятилетия привело к увеличению содержания Pb, Cu и Zn в отложениях в 2,5, 1,5 и 3 раза в среднем соответственно.
6. В отложениях в г. Екатеринбурге обнаружены две ассоциации тяжелых металлов: литогенная – Al, Mn, Fe и Co и техногенная – Pb, Zn, Cu и Cs-137. Причинами пространственной неоднородности загрязнения отложений в районах могут быть: разный возраст грунтов на селитебных территориях, близость к основным стационарным источникам загрязнения, промышленным предприятиям, крупным автодорогам, наложение выбросов стационарных источников, локальные низкорасположенные и нестационарные источники загрязнения, учет которых особенно труден. Районы города характеризуются умеренной степенью загрязнения отложений в локальных понижениях микрорельефа.
7. По скорости поступления из атмосферы за последние 20 лет металлы ранжируются следующим образом: Zn Pb Cu. Выявлены различные тенденции в изменении скоростей поступления этих металлов. Наблюдается корреляция скоростей поступления Zn, Pb и Cu с данными о содержании металлов в атмосфере.
8. Щелочно-кислотные свойства отложений обусловлены литогенным субстратом на территориях селитебных зон города. В селитебных зонах перенос металлов в отложения происходит в нерастворимой форме в слабощелочной среде. В нерастворимой форме в отложения попадают: Ni, Co, Mn, Fe и Al. Значимо высокие концентрации Cu, Zn, Pb и Cs-137 в слабокислой среде могут свидетельствовать о существовании переноса этих металлов в растворимой форме, но доля его незначительна.
