CC BY
29
© A.B. Кирьянов, E. M. Жслдак, И.А. Дмитриев, 2013
УДК: 504.064.36
А.В. Кирьянов, Е. М. Желдак, И.А. Дмитриев
ОЦЕНКА ВЛИЯНИЯ ВЫБОРА ТОЧЕК ОТБОРА ПРОБ НА РЕЗУЛЬТАТЫ КОМПЛЕКСНОГО ЭКОЛОГИЧЕСКОГО ОБСЛЕДОВАНИЯ ПОЛИГОНА ДАМПИНГА ГРУНТА
Рассмотрено влияние выбора точек отбора проб на результаты оценки геохимических параметров при комплексном экологическом обследовании морского полигона дампинга грунта. Приводится краткий обзор существующих подходов, используемых при выборе точек отбора проб, описаны их недостатки. Предложена методика выбора точек отбора проб с использованием батиметрической съёмки рельефа дна.
Ключевые слова: экологический мониторинг, морской полигон дампинга грунта, схема отбора проб, анализ геохимических параметров, обследование микрорельефа дна, многолучевой эхолот.
Введение
Принятые в последнее время изменения в федеральном законе «О внутренних морских водах, территориальном море и прилежащей зоне Российской Федерации» и Водном кодексе Российской Федерации [1] придали актуальность вопросам экологических обследований участков морского дампинга грунта. Согласно этим изменениям, грунт, извлечённый при проведении дноуглубительных работ, может быть использован при создании искусственных островов и сооружений, проведении буровых работ, прокладке подводных кабелей и трубопроводов, при условии, что этот грунт не содержит вредные вещества. В то же время единая, утверждённая методика проведения экологических обследований районов дам-пинга отсутствует. Одна из проблем, возникающих в рамках разработки подобной методики и, зачастую, оказывающая решающее значение на результаты исследований и стоимость
работ: выбор количества и мест отбора проб донных отложений.
Вкратце рассмотрим основные существующие схемы отбора проб, их достоинства и недостатки. В зависимости от характера источника загрязнения (точечный, линейный, площадной) могут применяться различные схемы отбора проб. При обследовании морской акватории вокруг точечного источника узлы измерительной сети располагаются в месте непосредственного загрязнения и вокруг него в форме «конверта» либо креста (рис. 1), который может быть вытянут в направлении преобладающих течений. По такой схеме выполнялись, в частности, работы по обследованию участков морского дна у восточного побережья о. Сахалин [2].
Подобная схема обычно применяется в случае, если необходимо оценить уровень загрязнения в одной (центральной точке), либо на небольшой площади. В последнем случае все 5 значений усредняются.
Рис. 1. Схема отбора проб вокруг точечного источника загрязнения
Очевидно, что для протяжённых районов, либо в случае наличия нескольких источников загрязнения подобный метод уже неприменим.
Второй часто встречающийся вид работ: экологическое обследование линейного источника загрязнений (трубопровода, кабельных линий и т.д.). В этом случае узлы измерительной сети располагаются на трансек-тах к источнику, либо на изобатах, пересекающих его. Количество точек отбора проб и расстояние между ними определяются исходя из анализа гидрографических условий в районе обследования. В качестве примера можно привести работы по мониторингу и оценке состояния грунта и донных сообществ после прокладки трубопровода от побережья о. Сахалин к нефтедобывающей платформе ШЫ-А [3], в ходе которых было выполнено 7 разрезов с расположением мониторинговых станций на пересечении трансекты к трассе трубопровода и в обе стороны от центральной линии. Данная схема является наиболее оптимальным вариантом при обследовании трасс трубопроводов, участков прокладки кабелей, подводных траншей и т.д., в предположении, что степень «нарушенности» подводных ландшафтов примерно одинакова на различных участках линейного подводного объекта. В противном случае, было бы полезно выявить участки наиболее подверженные антро-
погенному воздействию и провести более детальную оценку загрязнения на этих участках. В этом случае задача оценки антропогенного загрязнения, обусловленного линейным объектом, практически аналогична задаче обследования морского полигона.
В самом общем случае, если точное расположение источников загрязнения неизвестно, либо их количество велико, выполняется площадное обследование акватории. При выполнении комплексных экологических обследований станции наблюдательной сети должны располагаться таким образом, чтобы они контролировали основные районы интенсивной деятельности, в нашем случае места сброса грунта. При этом, как правило, точки отбора проб выбирают таким образом, чтобы они образовывали квазирегулярную сетку. По такой схеме выполняются стандартные морские мониторинговые исследования, носящие регулярный характер. Измерения выполняются в установленные промежутки времени и в узлах регулярной сети наблюдений. В ходе камеральной обработки значения в точках фактического отбора проб интерполируются на узлы регулярной сетки для оценки уровня загрязнения по всему району работ, построения изолиний и поверхностей, сравнения с предыдущими обследованиями. На рис. 2 приведена схема расположения точек отбора в узлах регулярной сетки, применяемая при обследовании площадного участка загрязнения.
Т.к. пробы берутся в узлах сетки, при значительными расстояниями между точками измерений, существует вероятность пропуска локальных максимумов загрязнения, расположенных
Рис. 2. Схема мониторинга с расположением точек отбора проб в узлах регулярной сетки
внутри ячейки (см. рис. 2). Возможный пропуск наиболее загрязнённых участков может привести к значительному искажению оценки общего уровня загрязнения обследуемого района. Для повышения точности оценки химического загрязнения морского дна можно уменьшать расстояние между точками отбора проб, т.е. шаг сетки. Однако, при этом количество точек измерений возрастает обратно пропорционально квадрату расстояния между точками, а следовательно, растут и затраты.
При наземных инженерно-экологических изысканиях это противоречие снимается введением этапа визуального осмотра территории, после чего все точки с выявленными предполагаемыми местами загрязнения включаются как дополнительные в наблюдательную сеть [4]. В случае морских экологических исследований визуальный осмотр затруднителен. Для относительно небольших участков морского дна возможно использование метода визуального обследования, с видеофиксацией подводной обстановки водолазами, однако для значительных по размеру районов это может оказаться чрезмерно затратно по времени и экономическим соображениям. Другой возможностью является ис-
пользование инструментальных средств наблюдения (многолучевого эхолота) для получения информации о рельефе дна и расположении участков сброса грунта [5]. По результатам батиметрической съёмки производится анализ микрорельефа дна, определяются места фактического сброса грунта, выделяются участки максимумов и минимумов сброса. В районах, где количество сброшенного грунта незначительно, расстояние между узлами измерительной сетки может быть увеличено, что позволит сократить количество точек отбора проб и время обследования. В местах максимального сброса грунта, выполняются дополнительные станции для обследования участков с наибольшим потенциальным уровнем загрязнения. Таким образом, снижается влияние субъективных и случайных факторов на расположение точек отбора проб, что уменьшает вероятность ошибочного определения уровня экологического загрязнения морского дна.
Продемонстрируем влияние расположения точек отбора на оценку уровня загрязнения полигона. В 2008 г Тихоокеанским институтом географии ДВО РАН выполнялись работы по оценке геоэкологического состояния полигона дампинга грунта у о. Лисий, залив Находка [6]. Всего было взято 20 проб в точках, относительно равномерно распределённых по площади полигона и образующих квазирегулярную сетку с размером ячеек 150-250 м. В лабораторных условиях (аттестованная лаборатория ООО «Экоаналитика») был проведён анализ проб донных отложений на содержа-
Таблица 1
Содержание нефтепродуктов в пробах грунта на полигоне дампинга у о. Лисий в 2008 г.
№№ пробы 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10
НП, мг/кг 44 19 27 57 17 48 115 41 27 34
Продолжение табл. 1
№№ пробы 11 12 13 14 15 16 17 18 19 20
НП, мг/кг 26 36 18 70 23 47 189 195 30 29
ние тяжёлых металлов и нефтепродуктов.
Анализ пространственного распределения максимумов содержания тяжёлых металлов и нефтепродуктов показывает наличие множественных центров концентрации, что обусловлено размещением масс загрязнённого грунта из различных источников в разное время [6]. Рассмотрим подробно распределение содержания нефтепродуктов, как одного из наиболее опасных загрязнителей для морских экосистем.
Представленная в таблице выборка значений очевидно неоднородна. В представленных единицах измерения, в соответствии с [7]: медиана -35, с-сгибы (квартили эмпирической функции распределения) - 26 и 52, с-ширина - 26, внутренний и внешний барьеры - 81 и 120, соответственно. Таким образом, значение 115 (проба №7) является «внешним» по отношению к выборке, а значения 189 и 195 (пробы №№ 17 и 18) - «отскакивающим», т.е. эти значения являются артефактами, обусловленными свалкой загрязненного нефтепродуктами грунта. Остальные 17 значений практически представляют собой квазиоднородную выборку, характеризующую фоновые концентрации нефте-про дуктов на обследуемом полигоне. Это хорошо видно на рисунке 3 (слева), где представлено распределение значений в изолиниях, после интер-
поляции в узлы регулярной сетки с размером стороны 100 м.
Если при выборе точек пробоот-бора №№ 7,17 и 18 не учитывалось точное местоположение мест сброса грунта, например, с помощью водолазного обследования подводного ландшафта, а пространственные размеры «локальных куч» существенно меньше 150-250 м (шаг наблюдательной сети), то весьма велика вероятность пропуска локальных максимумов. Представим, что наша квазирегулярная сетка не захватила точки локальных максимумов: удалим пробы 7, 17 и 18, проинтерполируем оставшиеся данные на регулярную сетку и построим изолинии, рис. 3 (справа). Очевидно, что картина изменилась: общий уровень загрязнения значительно снизился.
Для оценки изменения уровня загрязнения построим гистограммы двух проинтерполированных массивов данных: исходного и модифицированного (рис. 4).
Близость двух выборок можно оценить с использованием коэффициента Жаккара:
7 а + Ь- с' где а — объём первого множества, Ь — второго, с — объём пересечения.
В качестве меры будем использовать количество точек, попадающих в тот или иной диапазон значений.
200 190 180 170 160 150 140 130 120 110 100 90 80 70 60 50 40 30 20 10 0
132.904 132.906 132.
29 «
44)
42.754- /
132.904 132.906 132
132.912 132.914
Рис. 3. Пространственное распределение содержания нефтепродуктов, мг/кг
В обеих сетках одинаковое количество значений: 182.
Пересечение по диапазонам: 1020: 1; 20-30: 26; 30-40: 26; 40-50: 19; 50-60: 7
Итоговая мера пересечения: 79 Тогда коэффициента Жаккара будет равен:
Таким образом, можем констатировать, что полная и усеченная выборки отличаются значительно. Удаление трёх точек локальных максимумов привело к изменению оценки общего уровня загрязнения почти в 4 раза. Следовательно, объективность оценки загрязнения полигона в значительной мере зависит от выбора точек отбора проб, который основан на субъективном мнении исследователей.
В сентябре 2009 г. специалистами ДВГТУ (Инженерная школа ДВФУ) выполнялись работы по оценке геоэкологического состояния полигона дампинга грунта вблизи о. Русский [5]. После предварительного обследования микрорельефа дна с использованием многолучевого эхолота и определения местоположения участков массированного сброса грунта, были определены 11 точек пробоотбора, 5 из которых, предположительно, соответствовали местам максимального загрязнения, а 6 - «фоновым участкам. Анализ проб донных отложений на содержание нефтепродуктов, также как и в работе [6], был выполнен в лаборатории ООО «Экоаналитика».
В представленной выборке, в соответствии с [7], медиана - 162, с-сгибы (квартили эмпирической функции распределения) - 96 и 274, с-ширина - 178, внешний барьер - 848. Значения 1022 и 1535 (пробы №№ 10 и 3) является «отскакивающими»,
42.76
42.758
42.756
42.752
ной сетках
Таблица 2
Содержание нефтепродуктов в пробах грунта на полигоне дампинга у о. Русский в 2009 г.
№№ пробы 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11
НП, мг/кг 102 248 1535 162 91 59 81 279 162 1022 268
т.е. соответствуют местам сброса аномально загрязненного нефтепродуктами грунта. Остальные 9 значений характеризуют «фоновые» концентрации нефтепродуктов на обследуемом полигоне. По-видимому, аномально высокие концентрации нефтепродуктов соответствуют «свежим» сбросам грунта, а «фоновые» концентрации соответствуют загрязненным грунтам, длительное время находящимся под рассеивающим воздействием морской среды. В целом, фоновый уровень загрязнения нефтепродуктами полигона у о. Русский больше, чем полигона у о.Лисий в 4-5 раз, а аномальные значения в 6-8 раз, соответственно.
Достоверность оценки максимальных уровней загрязнения на полигоне у о. Русский не вызывает сомнения, поскольку точки пробоотбора привязаны к «свежим» местам сброса грунта, точно локализованным с использованием технологии батиметрической съемки полигона.
Размеры полигона у о. Русский примерно в 4 раза больше чем у о. Лисий, в то же время количество использованных станций пробоотбора почти в 2 раза меньше (11 против 20). С учетом незначительных временных затрат на батиметрическое обследование полигона с использованием многолучевого эхолота, предлагаемая в [5] методика экологического обсле-
дования с предварительным микрорайонированием рельефа дна экономически существенно эффективнее традиционных методик.
Заключение
Традиционные методики экологического обследования морских полигонов дампинга грунта при квазирегулярной сетке наблюдений и пробо-отбора могут приводить к пропускам аномально загрязненных участков и к
1. Федеральный закон от 07.05.2013 г. №87-ФЗ «О внесении изменений в Федеральный закон «О внутренних морских водах, территориальном море и прилежащей зоне Российской Федерации» и Водный кодекс Российской Федерации».
2. «Результаты экологического мониторинга на Пильтун-Астохской площади в 2003 году (заключительный отчёт, второй вариант)» / Дальневосточный региональный научно-исследовательский гидрометеорологический институт (ДВНИГМИ), Владивосток, 2004.
3. «Результаты экологического мониторинга по трассе морских трубопроводов на Лунском участке (после окончания строительства)» / Государственное образовательное учреждение высшего профессионального образования Дальневосточный Государственный технический университет (ДВПИ имени В.В. Куйбышева), Владивосток, 2006.
существенному занижению уровня загрязнения донных осадков.
Использование методики экологического обследования с предварительной батиметрией микрорельефа дна позволяет точно локализовать места сброса грунта (станции пробоотбора), что существенно сокращает временные и финансовые расходы, при обеспечении достоверной оценки уровня антропогенного загрязнения.
- СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
4. СП 11-102-97 «Инженерно-экологические изыскания для строительства» / Госстрой России. - М.: Производственный и научно-исследовательский институт по инженерным изысканиям в строительстве ФГУП «ПНИИИС») Госстроя России, 1997.
5. Петухов В.И., Минаев Д.Д., Лисицкая И.Г. Комплексные исследования экологического состояния морских акваторий // Подводные исследования и робототехника. Владивосток: ИПМТ ДВО РАН, 2011. № 2. - С. 69-74.
6. Жариков В.В., Преображенский Б.В., Лебедев А.М. Геоэкологическое состояние полигона дампинга грунта у острова Лисий (залив Находка). - Вестник ДВО РАН. 2011. № 2. - С. 88-97.
7. Тьюки Дж. Анализ результатов наблюдений. - М: Мир, 1981. - С. 61-72.
КОРОТКО ОБ АВТОРАХ -
Кирьянов Алексей Валерьевич - аспирант, zakupki-fentu@mail.ru Желдак Евгений Михайлович - аспирант, zheldak@inbox.ru Дмитриев Игорь Александрович - аспирант, odin2000@mail.ru Дальневосточный федеральный университет.
