CC BY
11
© Н.И. Грехнев, В.И. Усиков, Л.Н. Липина, С.И. Лапекина, 2013
УДК 504.064 (571.6)
Н.И. Грехнев, В.И. Усиков, Л.Н. Липина, С.И. Лапекина
ОСНОВНЫЕ ФАКТОРЫ, РЕГУЛИРУЮЩИЕ ЭКОЛОГИЧЕСКИЕ РИСКИ В ДАЛЬНЕВОСТОЧНОМ РЕГИОНЕ
Рассмотрены основные природные факторы, управляющие экологическими рисками в горнопромышленных районах Дальневосточного региона. Неморальные биоклиматические зоны определяют более интенсивное выветривание и разложение минерального вещества и, как следствие, формирование химической миграции; бореальные зоны отличаются большей устойчивостью, поскольку характеризуются физическим выветриванием и механической миграцией продуктов разрушения. С учетом геологических, горнотехнических и экологических факторов южные экосистемы несут более интенсивное химическое загрязнение, поскольку несут аномальные потоки и орелы разлагающихся минеральных отходов горного производства. Ключевые слова: экосистемы, природные и техногенные процессы, хво-стохранилища.
В ведение. Устойчивость экосистем и окружающей среды к техногенным факторам в отличие от морфологических, геохимических и других свойств природных систем (или ландшафтов) нельзя непосредственно измерить, поэтому все расчетные и принимаемые значения следует расценивать как условные или относительные. Устойчивость можно определять как потенциал сохранения данной природной экосистемой режима естественного функционирования. Поскольку это качество — индивидуальное, его можно определять по ряду важных природных признаков:
1. Класс водной миграции элементов-загрязнителей, определяющих преобладающий тип рассеяния (механический, физико-химический, биогеохимический и др.);
2. Биоклиматические свойства природно-растительных географических зон, характеризующиеся величиной объема биопродуктивной массы и эколого-геохимическую структуру ландшафтов. Различные экосистемы обладают разными ланд-
шафтно-геохимическими классами, т.е. определенным типом миграции и, следовательно, экологической устойчивостью к техногенным факторам.
3. Принцип совместимости природных и техногенных процессов с направлением физико-химических реакций среды может рассматриваться как один из критериев устойчивости [1, 2]. Он рассматривает направление техногенного воздействия: насколько оно совпадает с направлением природных процессов, ускоряет или замедляет их и приводит к различной устойчивости техногенных модификаций, сходными с естественными системами. Если техногенное воздействие не совместимо с направлением природных процессов, оно изменяет или нейтрализует кислотно-щелочную обстановку среды (почвы, воды и др.) до аномально кислотных или щелочных значений. Природная среда и ее компоненты в этом случае должны обладать буферными свойствами, препятствующих наступлению несвойственных для нее физико-химических процессов. В этом случае состояние экосистемы выстраивается в следующий ряд: «исходное состояние — первичный техногенный импульс — первичная контрастная техногенная трансформация среды — «самоочищение» от мобильных новообразований — остаточный эффект воздействия техногенных факторов — вторичная необратимая природно-техногенная среда».
Учитывая географическое положение, экологические системы приобретают свои пределы устойчивости, и нарушение этого соотношения приводит не только к снижению природно-ресурсного потенциала и экономического баланса территории, но и к снижению безопасности горного производства [3]. При благоприятном сочетании базовых условий устойчивости природных экосистем (биоклиматические условия, литогенный субстрат и ландшафтно-геохимический класс миграции) они обладают свойствами самовосстановления, т.е. определенной экологической емкостью.
Исходя из этих представлений, рационально полагать, что экологическая устойчивость, в значительной мере, управляется зональными биоклиматическими, вещественно-геологическими комплексами и ландшафтно-геохимическими условиями миграции, где в качестве определяющих факторов выступают:
1) баланс годовых температур выше 10°С (период вегетации растений); 2) годовая продуктивность фитомассы (т.е. объем растительной массы, в ц/га); 3) криогенная обстановка и 4) гипсометрические и морфометрические характеристики рельефа.
На территории ДВ региона выделяется несколько биоклиматических зон или зональных типов ландшафтов, сменяемых друг друга в широтном, с юга на север, и циркулярном, от береговой линии вглубь материка, направлениях. Такими являются неморальная южная и неморальная северная, бореальная умеренная, бореальная северотаежная и борельная арктическая. Все они характеризуются присущей только им годовой суммой температур (выше +10°С), продуктивностью биомассы и граничной величиной нарушения для сохранения естественной самовосстанавливаемости экосистем, а также относительной устойчивостью их к техногенным факторам [4].
Дальнейшая детализация экосистем по устойчивости в горном комплексе должна включать важные экологические, ланд-шафтно-географические горно-технологические и геолого-металлогенические факторы, к которым следует отнести: геоэкологический показатель токсичности руд, коэффициент экологической значимости, класс химической миграции и механического рассеяния токсикантов.
Помимо санитарно-гигиенических нормативов, позволяющих укладываться в предельно допустимые концентрации (ПДК) вредных веществ в базовых компонентах среды (приземная атмосфера, вода, почвогрунты и др.), требуют укладываться в параметры удовлетворительного состояния среды, т.е. отношение суммы концентраций загрязнителей к ПДК не должно превышать единицы [5], т.е.
п с
к ПДК1
Рассматривая химическое загрязнение, как наиболее опасное, Бычинским В. А. и др. выявлены независимые физико-химические свойства химических элементов, представляющих наибольшую опасность для биосферы и трофических цепей человека, которые представляют химические соединения свинца, ртути, кадмия и таллия. Участие этих металлов в аномаль-
ных количествах в биохимических процессах вызывает нарушение естественного биологического кругооборота и приводит к разрушению биологических систем, т.е. тех токсикантов, которые живая материя не в состоянии «переработать». Такие известные яды, как цианиды и роданиды, значительно уступают им по токсичности [6].
Исследованиями И.С. Ломоносова [8], доказывается, что оценку загрязнения среды целесообразно проводить не только на основе ПДК, но и необходимо изучать реакцию биоты и населения на наличие вредных веществ. В санитарных нормах токсикологическая нагрузка на экосистемы в целом отражается необъективно, так как не учитываются природные химические процессы, приводящие к повышению токсичности геохимических элементов и их соединений в зоне гипергенеза, а также биогеохимической миграции и аккумуляции их в почвенно-биологических системах и т.д. Например, при концентрации ДДТ в воде в 0,004 млн долей, в конце трофической цепи на 1 кг живой массы бакланов приходится уже 26,4 млн долей. Значит, отклик биотической компоненты на загрязнение воды неадекватен первоначальной концентрации загрязнителя значительно ниже ПДК. [5].
Имеющиеся фактические данные по нормативам воздушной среды показывают, что принятые для человека уровни ПДК некоторых веществ (оксиды серы и азота, аммиак, метанол, бензол и др.) не отвечают нормальным условиям жизнедеятельности биоты; в этом отношении она более чувствительна и, следовательно, показатели концентрации загрязняющих веществ для нее должны быть ужесточены по сравнению с нормами для человека в 5—25 раз, в зависимости от вида загрязняющих веществ [5].
Следует признать, что при утверждении норм ПДК не учитывались региональные биоклиматические условия, полагая, что они едины для всей территории России, причем для любого времени года. Тем более, что на величину ПДК влияют многие факторы, в т.ч. химическая активность и реакционная способность химических загрязнителей, которые во многом зависят от температурного режима, влажности, наличия катализаторов (объема фитомассы и т.д.) и связаны таким образом с региональными биоклиматическими условиями [8].
Превращение первичных минералов в токсичные химические соединения. Основные экологические проблемы обогатительных минеральных производств (ТМП) сопровождаются образованием больших объемов хвостов обогащения. Накапливающиеся в поверхностных условиях, они подвергаются химической трансформации под действием агентов зоны гипергенеза (дождевые осадки, кислород и др.), особенно лежалые хвостохранилища. Такие хвостохранилища, созданные во всех старых горнопромышленных районах, представляют собой активные и длительные очаги химического загрязнения, особенно долинных ландшафтов, наиболее комфортных мест для обустройства жилых поселений горняков. Реакционная способность материала этих объектов усиливается за счет ме-ханоактивации минералов [15] при их переработке и остатков реагентов, применяемых при обогащении руд.
Окисление сульфидов в зоне гипергенеза и их трансформация в окисленную группу сернокислотных вторичных минералов происходит с образованием так называемых «купоро-сов». Более высокая интенсивность окисления протекает в отходах с повышенным содержанием сульфидов, где значительная часть минералов представлена пиритом, сфалеритом, галенитом и другими рудными сульфидами, характерными для месторождений металлогенической зоны материковой окраины. В промежуточных стадиях отмечаются сульфаты: железа (мелантерит — РеБ04 • 7Н20, феррагексагидрит — РеБ04 • 6Н20, роценит — РеБ04 и др.); магния и кальция (эпсомит — МдБ04 • 7Н20 и гипса — СаБ04 • 2Н20); халькофильных полиметаллов (англезит-РЬС03, церуссит-РЬС03, плюмбояро-зит — РЬРе6|(0Н)6-(304)2}2, а также карбонаты — смитсонит гпС03) и др. [7,10—13].
Дальнейшая трансформация минералов, после образования сульфатов, проходит стадии карбонатов — окислов — гидроокислов. При этом наиболее устойчивыми в зоны гипер-генеза являются минералы конечных стадий, максимальной же растворимостью и выщелачиванием в зоне гипергенеза подвергаются минералы промежуточной стадии — минералы группы сульфатов.
Проведенными исследованиями выявлено, что из хвосто-хранилища Солнечной ОФ через стационарный сток ежесу-
точно сбрасываются в р. Лев. Силинка свыше 5 м3/час (около 20000 м в год) концентрированных растворов, содержащих химические соединения марганца — 3,8 г/м3, меди — 1,0, свинца — 0,34, олова — 0,1, цинка — 2,8, железа — 8,4, кадмия — 0,06, что составляет в сумме свыше 25 тонн высокотоксичных металлов в год [4].
Ниже приводится растворимость различных сульфатов в г/л при температуре 200 С (табл. 1)
Таблица 1
Растворимость сульфатов различных минералов в г/л воды при температуре 200 С
Сульфат Растворимость, г/л Сульфат Растворимость г/л
А12(Б04) 364 (751) МпБ04 629 (456)
Ве Б04 391 (672) БпБ04 188
саБ04 764 (672) гпБ04 541 (672)
СгБ04 640 РЬБ04 41
СиБ04 205 (172, 555) АдБ04 77
РеБ04 266 (437) БЬ2(Б04)3 —
Ре2(Б04)3 440 — —
УБ04 347 (319) NaCl 359
Примечания: 1) Растворимость приведена по данным нескольких авторов, различие в скобках; 2) для сравнения жирным шрифтом приведена растворимость каменной соли.
Реакции окисления сульфатов являются экзотермическими, т.е. с выделением тепла (в ккал на 1 моль), что можно видеть по значениям стандартной теплоты образования исходных минералов и продуктов их окисления в приведенном ниже перечне:
сульфиды: гпБ - 43, саэ - 34, СиБ - 10, РЬБ - 20, Ад2Б - 3; сульфаты: гпБ04—229, СаБ04—219, СиБ04—181, РЬБ04— 215, АдБ04—167 [7, 10]
Как видно из приведенных цифр, реакции окисления сульфатов сопровождаются значительно (на порядок, а для Ад — на 2 порядка) большим тепловыделением, следовательно они происходят гораздо активнее и быстрее.
Воды, циркулирующие в зоне окисления сульфидных месторождений и в поверхностных хвостохранилищах сульфид-содержащих отходов, минерализованы значительно больше, чем обычные грунтовые воды. Они, как правило, насыщены
тяжелыми и токсичными металлами, которые по мере перехода от кислых вод к щелочным выпадают в осадок (или сорбируются тонкими осадками).
Моделирование экологической устойчивости экосистем. Основой данной процедуры являлся метод множественной корреляции компонентов природной среды и горнотехнической нагрузки. При анализе коэффициентов корреляции природных факторов (биоклиматические зоны и классы ландшафтов, типы геоэкологических индикаторов, показатели рассеяния загрязняющего вещества, криогенные факторы, баланс температур и количество летних дождей) получен дифференцированный график с дифференциацией коэффициентов от г = 0,05 — в северной и северо-западной частях до г = 0,65 — в южной и юго-восточной частях площади (рисунок) По величине корреляционной связи используемых факторов можно полагать, что в блоках I — IV, с наиболее низкими коэффициентами корреляции процессы миграции загрязняющего вещества осуществляются в твердом виде, т.е. механической миграцией; в южных и юго-восточных блоках (блоки VI — VIII), с более высокими коэффициентами корреляции преобладает «глинизация» поч-вогрунтов и образование более мощных кор выветривания, которые способствуют развитию физико-химических и солевых процессов перемещения материала, т.е. отчетливо преобладает химическая миграция вещества загрязнителей в виде растворимых минералов и химических соединений.
Сложность аппроксимации представленного графика вызвана наличием значительной дисперсии графика, которая отражает наличие большого числа разнообразных природных об-становок, не укладывающихся в близкие значения к генеральной линии графика, т.е. отражает многообразие экологических обстановок, не укладывающихся в схему коррелируемых факторов и биоклиматической зональности.
В проводимом районировании по однородности поведения миграционных обстановок можно предполагать, что при движении с севера и северо-запада в южном и юго-восточном направлениях происходит усиление химической миграции загрязнителей, тогда как в северных районах преобладает механическая миграция, мало реагирующая на биоклиматические признаки.
a "q
S*
5 С ¡а тз
5 'S-
5 S
5 ъ
Sai
¡S
о\ S
6 S о ®
'I
i ai
I
i
I
I
н
•e ai
S
I
Я
S §
S
0 *
s
I
ж
Важным зональным элементом для установления миграционной среды в почвенном покрове выступает не учтенная нами емкость катионного обмена (ЕКО), т.е. емкость поглощения, определяющая способность катионов к эквивалентному обмену с катионами взаимодействующего с почвой раствора [13].
Роль углекислоты, содержание которой в зоне окисления достигает 003 %, при гипергенных процессах проявляется несколько позднее, чем кислорода, т.к. в начале происходит окисление сульфидов с образованием сульфатов за счет избытка дождевых вод и кислорода, и лишь позднее проявляются процессы перевода купоросов в карбонаты. Глубина зоны гипергенеза определяется нижней границей свободного кислорода (зона аэрации), что совпадает с верхней границей застойных вод, практически уже лишенных свободного кислорода.
Скорость окисления сульфидов зависит от температуры среды, растворимости образующегося сульфата, размеров зерен сульфидов, величины поверхности соприкосновения с раствором, скорости циркуляции раствора и т.д. При наличии только одного сульфида [14] скорость окисления убывает в такой последовательности: сфалерит > халькозин > пирротин > халькопирит > пирит > галенит > энаргит> аргентит.
Проведение анализа спутниковых снимков в сочетании с морфометрическими исследованиями рельефа позволяет уточнить положение ландшафтных зон и направления сноса загрязняющих потоков.
Заключение
При трансформации сульфидов в сульфаты происходит потеря энергии кристаллической решетки, меньшая поляризуемость ионов и значительно большая растворимость сульфатов. Последнее обстоятельство имеет весьма важное значение для характеристики источников загрязнения, т.к. определяет потенциал эколого-геохимического загрязнения ОС. Поскольку растворимость сульфидов, как и большинства первичных рудных минералов, составляет лишь миллионные доли грамм-молекул (по Вейгелю и Эммонсу), а растворимость сульфатов достаточно высока (см. табл.), то перевод первой категории минералов во вторую значительно повы-
шает возможность эколого-геохимического загрязнения ОС токсичными элементами.
Сульфатная стадия для большинства металлов является стадией активной миграции в растворенной жидкой фазе, она возможна лишь в достаточно кислых растворах и снижается с понижением кислотности (с увеличением рН).
Соотношение между окисленной и сульфидной фазами серы свидетельствует о преобладании в новых хвостохранилищах руд сульфидного состава над окисленным, тогда как для старых хвостохранилищ характерно превалирование окисленной фазы серы.
Учитывая приведенные в таблице данные, можно утверждать, что процесс перевода сульфидных минералов в окисленные формы будет продолжаться достаточно долго (150—200 лет), следовательно, все это время хвостохрани-лища будут представлять собой мощные и активные источники химического загрязнения. Период полуудаления их из почвенного покрова (или удаление половины от начальной концентрации) составляет очень продолжительное время: для цинка — от 70 до 510 лет, для кадмия — от 13 до 110, для меди — от 310 до 1500 и для свинца — от 740 до 5900 лет [14].
- СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1. Грехнев, Н.И. Устойчивость экосистем к воздействиям горнопромышленного производства как наиболее важное свойство природных систем / Н.И. Грехнев // Добыча и переработка минерального сырья Дальнего Востока. — Владивосток: Дальнаука, 2002.
2. Солнцева, Н.П. Геохимическая устойчивость природных систем к техногенным нагрузкам / Н.П. Солнцева // Добыча полезных ископаемых и геохимия природных экосистем. — М.: Наука, 1992.
3. Рянский, Ф.Н. Геосистемные подходы к методике прикладного эколо-го-экономического районирования ДВ части зоны БАМ: препринт / Ф.Н. Рянский. — Владивосток: ИВЭП ДВО АН СССР, 1989—65 с.
4. Грехнев, Н.И. Устойчивость экосистем к воздействиям горнопромышленного производства как наиболее важное свойство природных систем / Н.И. Грехнев // Добыча и переработка минерального сырья Дальнего Востока. — Владивосток: Дальнаука, 2002.
5. Потапов, A.M. Мониторинг, контроль, управление качеством окружающей среды. Интернет [Электронный ресурс] / А.М. Потапов, В.Н. Воробьева, Ё.Н. Карлин, А.А. Музалевский. — СПб., 2005. — Ч. 3.
6. Бычинский, В.А. Геохимические аспекты токсичности элементов Геохимия техногенных процессов / В.А. Бычинский, А.Н. Сутурин. — М.: Наука, 1990. — 176 с.
7. Алексеенко, В.А. Экологическая геохимия / В.А. Алексеенко. — М.: Логос, 2000. — 627 с.
8. Ломоносов, И.С. Основные процессы техногенного рассеяния и концентрирования элементов и принципы их оценки / И.С. Ломоносов // Геохимия техногенных процессов. — М: Наука, 1990. — С. 48—60.
9. Глазовская, М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР / М.А. Глазовская. — М.: Высшая школа, 1988. — 328 с.
10. Смирнов, С. С. Зона окисления сульфидных месторождений / С.С. Смирнов. — М.; Л.: Изд-во АН СССР. — 332 с.
11. Тарасенко, И. А. Экологические последствия минералого-геохими-ческих преобразований хвостов обогащения Sn-Ag-PB-Zn руд / И. А. Тарасенко, А.В. Зиньков. Владивосток: Дальнаука, 2001. — 194 с.
12. Зверева, В. П. Экологические последствия гипергенных процессов на оловорудных месторождениях Дальнего Востока / В.П. Зверева. — Владивосток: Дальнаука. 2008. — 165 с.
13. Христофорова, Н.К. Экологические проблемы региона: Дальний Восток — Приморье: учебное пособие / Н.К. Христофорова. — Хабаровск: Кн. изд-во, 2005. — 304 с.
14. Химическое загрязнение почв и их охрана. Словарь-справочник / Д.С. Орлов [и др.]. — М.: Агропромиздат, 1991. — 303 с.
15. Молчанов В.И. Активация минералов при измельчении / В.И. Молчанов, В.Г. Селезнева, Е.Н. Жирнов. — М.: Недра, 1988. — 208 с.
КОРОТКО ОБ АВТОРАХ -
Грехнев Николай Иванович — кандидат геолого-минералогических наук, заведующий лабораторией, [email protected].
Усиков Виталий Игнатьевич — кандидат экономических наук, старший научный сотрудник, [email protected].
Липина Любовь Николаевна — кандидат технических наук, научный сотрудник, СБ0-иР1НА@гашЬ1ег.ги, Институт горного дела ДВО РАН, г. Хабаровск,
Лапекина Светлана Ивановна — научный сотрудник, Вычислительный центр ДВО РАН, г. Хабаровск.
