Оценка экологического состояния и прогноз воздействия кольцевой автодороги вокруг Санкт-Петербурга на почвы и почвенный покров

2003 ВЕСТНИК САНКТ-ПЕТЕРБУРГСКОГО УНИВЕРСИТЕТА. Сер. 3. Вып. 3

ПОЧВОВЕДЕНИЕ

УДК 631.4

Б. Ф. Апарин, А. В. Русаков, В. В. Налетов

ОЦЕНКА ЭКОЛОГИЧЕСКОГО СОСТОЯНИЯ И ПРОГНОЗ ВОЗДЕЙСТВИЯ КОЛЬЦЕВОЙ АВТОДОРОГИ ВОКРУГ САНКТ-ПЕТЕРБУРГА НА ПОЧВЫ И ПОЧВЕННЫЙ ПОКРОВ*

В предыдущей публикации нами [4] показаны особенности пространственной дифференциации и компонентный состав почвенного покрова 2-километрового коридора трассы восточного полукольца кольцевой автодороги (КАД) вокруг Санкт-Петербурга на площади 84,5 км2. Выделено 46 разновидностей почв, относящихся к естественным, агроестественным, агроземам и техногенно-поверхностным образованиям. Приведена характеристика основных физико-химических свойств почв коридора трассы.

Цель настоящей работы — оценка экологического состояния и прогноз воздействия строящейся КАД на почвы и почвенный покров в пределах 2-километрового коридора. Особое внимание при оценке экологической характеристики уделено содержанию тяжелых металлов (ТМ) в почвах, поскольку автомобильный транспорт является мощным источником поступления ТМ в окружающую среду.

ТМ имеют особое значение для современного состояния биосферы, что широко отражено в научной литературе последних десятилетий [2, 9, 11, 17, 18, 20, 23, 38, 44, 46]. Согласно В. В. Добровольскому [17], ТМ не входят в состав органических соединений, из которых состоят ткани живых организмов, но в то же время являются необходимым компонентом биокатализаторов и биорегуляторов важнейших физиологических процессов. В окружающей среде металлы находятся преимущественно в рассеянном состоянии и в различных формах, большая часть которых недоступна растениям и животным. Концентрация металлов во всех природных средах — горных породах, почвах, поверхностных и грунтовых водах, атмосферном воздухе — варьирует, существенно отклоняясь от модальных значений. Хотя живые организмы адаптировались к особенностям нахождения тяжелых металлов и довольно толерантны к колебаниям их содержания, но высокие концентрации металлов оказывают^ угнетающее и в некоторых случаях токсическое действие [17].

В системе циклического массообмена металлов особое место занимает почва, в которой сходятся главные миграционные потоки. С одной стороны, в почвах, в процессе почвообразования, мобилизуются металлы, вовлекаемые затем в различные миграционные циклы, с другой — перераспределяются массы металлов, поступающие из почвообразу-ющих пород, с опадом растительности и осаждениями из атмосферы. Регулирование почвой массопотоков металлов обусловлено системой равновесий и взаимопереходов

* Работа выполнена при финансовой поддержке РФФИ.

© Б. Ф. Апарин, А. В. Русаков, В. В. Налетов, 2003

между различными формами металлов, различающимися прочностью закрепления и способностью включаться в тот или иной вид миграции. Избыточные массы металлов, поступившие в биосферу в силу природных явлений (вулканических извержений, гидротермальных процессов и пр.) или в результате техногенного загрязнения, выводятся из системы миграционных циклов и прочно связываются в твердой фазе почвы, откуда они могут постепенно мобилизовываться и пополнять отдельные массопотоки [23].

Преобладающая часть масс металлов, закрепленных в твердых фазах почвы, представлена несколькими группами соединений. Отдельную группу составляют адсорбционные комплексы металлов с нерастворимыми компонентами почвенного гумуса [1]. При этом возникают как относительно непрочные связи, допускающие катионный обмен, так и прочные внутрикомплексные связи, обеспечивающие выведение металлов из миграционных потоков.

Изучение распределения тяжелых металлов в разных типах почв показало, что около 50% всего количества металлов связано с гидроксидами железа. Экспериментально установлено, что гидроксиды железа поглощают тяжелые металлы более активно, чем глинистые минералы с набухающей структурой и почвенное органическое вещество. В частности, максимальная сорбция цинка гидроксидами железа в 1,5 раза больше, чем гуминовой кислоты, а прочность связи больше в 2 раза [56]. Если справедливо, что степень сродства зависит главным образом от гидролизуемости катионов металлов и их электроотрицательности [59], то легкогидролизуемые металлы (РЬ, Си, Zn) должны наиболее прочно закрепляться в результате обмена на гидроксигруппы.

Часть металлов связана непосредственно с глинистыми минералами. В этом случае также имеют место прочные хемосорбционные связи и связи, допускающие катионный обмен. Обменные формы тяжелых металлов, связанные как с минеральным, так и с органическим веществом, составляют незначительную часть общей массы металлов, находящихся в почве.

Напочвенное органическое вещество играет двойственную роль. Во-первых, оно служит временным резервуаром, в который на некоторое время выводятся из миграции значительные массы тяжелых металлов. Во-вторых, благодаря широкому образованию органических соединений — потенциальных носителей рассеянных металлов — здесь начинается перераспределение масс металлов, вовлекаемых в миграционные потоки.

ТМ, поступившие на поверхность почвы с опадом растительности и атмосферными осаждениями, в процессе преобразования растительных остатков активно связываются с органическим веществом почвы. Массы металлов частично фиксируются в гумусе, но большей частью связываются с водорастворимыми органическими соединениями и мигрируют с почвенными водами. Низкомолекулярные органические соединения, содержащие металлы, вовлекаются в транзитную миграцию, высокомолекулярные соединения задёрживаются в минеральных горизонтах почвы. Металлы, освободившиеся в процессе биогеохимических трансформаций органических соединений, фиксируются в ультрамикроскопических новообразованиях гидроксидов железа. Выведенные из миграционных циклов и с различной •прочностью связи закрепленные в почве массы металлов в ненарушенных природных условиях образуют резерв, находящийся в подвижном равновесии с массами, вовлекаемыми в главные массопотоки [17].

В табл, 1 приведен перечень опорных разрезов в пределах 2-километровой зоны трассы КАД, в которых определено содержание ТМ в генетических горизонтах почв. Отметим, что геохимическая оценка почвенного покрова территории Приневской низменности (главным образом ее центральной части, вне зоны 2-километрового коридора КАД) приводится в обзорных работах Н. Н. Матинян и К. А. Бахматовой [34, 35].

Таблица 1. Почвы и местоположение разрезов в пределах 2-километрового коридора КАД, в которых определено содержание тяжелых металлов

№ Грануло- Почвообразующая Номер Местоположение

пп. Название почвы метрический порода разреза разреза

состав

Подзол глубокий ил-лювиально-гуму-совый глееватый Подзол мелкий ил-лювиально-гуму-совый глеевый Подзол глубокий ил-лювиально-гуму-совый глеевый

Дерново-глубокоподзолистая глеевая

То же

Дерново-глеевая

Болотная низинная торфяная маломощная Болотная 'низинная торфяная мощная

Агродерново-подзол глубокооглеенный осушенный То же

Агродерново-глу-бокоподзолистая глубокооглеенная осушенная То же *

Естественные почвы Супесь Озерно-ледниковые

пески и супеси

То же

Озерно-ледниковые пески и супеси, подстилаемые озерно-ледниковыми глинами Легкий Морена

суглинок

Средний суглинок

Средний суглинок

Озерно-ледниковые суглинки

Морена

Озерно-ледниковые глины

Агроестественные почвы

Супесь

Легкий суглинок

Озерно-ледниковые пески и супеси

То же

Озерно-ледниковые суглинки

То же

71

49

19

67

11 20

21

40 56 37

63

Охтенское лесничество, Ковалево, 470 м от трассы Мурманское шоссе, 600 м от трассы

Охтенское лесничество , Янино, 450 м от трассы

Лесной массив между Заневкой и Янино, 540 м от трассы

Район Южной ТЭЦ, 730 м от трассы

Купчино, к югу от Малой Балканской улицы, 240 м' от трассы Лесной массив между Новосерги-евкой и Кудрово, 510 м от трассы Парнас, Торфяное, 480 м от трассы

Болотный массив к югу от Купчино, 510 м от трассы

Мурино, ст. метро «Девяткино», 480 м от трассы Рыбацкая, 240 м от трассы Уткина Заводь, 505 м от трассы Между Рыбацкой и Новой деревней, 290 м от трассы

Уткина Заводь, 260 м от трассы

Продолжение табл. 1

№ Грануло- Почвообразующая Номер Местоположение

пп. Название почвы метрический состав порода разреза разреза

15 « Морена, подстилаемая озерно-ледни-ковыми суглинками 48 Янино, 420 м от трассы

16 « « То же 65 Новосаратовка, 260 м от трассы

17 Агродерново-глубо- Средний су- Озерно-ледниковые 1 Мурманское

коподзолистая глинок суглинки шоссе, 770 м от

глееватая осушен- трассы

ная

18 Агродерново-неглу-бокоподзолистая глееватая осушенная ' « Морена, подстилаемая озерно-ледни-ковыми глинами 3 Кудрово, 210 м от трассы

19 Агродерново-глу-бокоподзолистая Легкий суглинок Морена 13 Бугры, 490 м от трассы

• глеевая осушенная Бугры, 730 м от трассы

20 То же « « 7

21 « Средний суглинок Морена, подстилаемая озерно-ледни-ковыми глинами 32 Заневка, 230 м от трассы

Агрозем иллювиаль-

но-железистый Агрозем глубо-

кооглеенный Ьсушенный То же

Агрозем глееватый

осушенный То же

Агрозем иллюви-ально-железистый глеевый осушенный

Агрозем глеевый осушенный То же

Супесь

Легкий суглинок Средний суглинок Супесь

Средний суглинок

Агроземы

Водно-ледниковые отложения Озерно-ледниковые пески и супеси

То же.

Озерно-ледниковые суглинки

Озерно-ледниковые глины

Озерно-ледниковые пески и супеси Озерно-ледниковые пески и супеси, подстилаемые озерно-ледниковыми глинами Морена

Морена," подстилаемая озерно-ледни-ковыми глинами Техногенные поверхностные образования

24

6.8 35 28 15 12

66 30

Урбиквазизем

Легкий суглинок

16

Бугры, 260 м от трассы

Новая, 300 м от трассы

Ржевка, 520 м от трассы

Новая деревня, 500 м от трассы Кудрово, 310 м от трассы

Мурино, 600 м от трассы

Бугры, 320 м от трассы

Шушары, 350 м от трассы

Новосаратовка, 650 м от трассы

Троицкое поле, Рабфаковский переулок, 300 м от трассы

Окончание тпабл. 1

№ п п. Название почвы Гранулометрический состав Почвообразующая порода Номер разреза Местоположение разреза

32 Урбиквазизем глее-ватый Средний суглинок 18 Обухово, Складской проезд, 250 м от трассы

Примечание. Прочерк означает отсутствие гранулометрического состава и почвообразующей породы.

Для оценки степени загрязнения почв ТМ используются различные подходы, некоторые из которых приведены в табл. 2 и 3. Определение валового содержания ТМ в почвах проводилось в испытательном лабораторном центре Госсанэпиднадзора в Ленинградской области (аттестат аккредитации № ГСЭН.Ки.ЦОА. 010 от 17.12,97), где руководствовались величинами ориентировочно допустимой концентрации (ОДК), представленными в табл. 3.

Таблица 2. Градации содержания ТМ в культурных почвах (мг/кг) по Садовниковой Л.К. и др. [47]

Градации содержания

Тяжелые фоновые со слабым фоновые со средним ориентировочные

металлы антропогенным- антропогенным пороговые

превышением превышением значения

2п <100 100-300 300

РЬ <50 50-100 100

са <1 1-3 3

Си <20 20-100 100

Таблица 3. Величины ОДК ТМ (мг/кг) для почв различного гранулометрического состава и кислотности

Почвы

Тяжелые песчаные и суглинистые и суглинистые и

металлы супесчаные глинистые (кислые) глинистые (близкие

к нейтральным,

нейтральные)

Ъп 55 110 220

РЬ 32  65 130

Сс1 0,5 1,0 2,0

Си 33 66 132

Для оценки системы загрязненности почв ТМ помимо абсолютного содержания металлов большое значение имеет сравнение содержания металлов поверхностных горизонтов и почвообразующих пород.

Анализ литературных данных [9, 23, 24, 27] позволяет заключить, что из природных факторов, обусловливающих тот или иной уровень валового содержания ТМ в пахотном горизонте, на первое место следует поставить фактор почвообразующей породы, так как именно от нее почва наследует свой минералогический состав, а следовательно, и естественное содержание большинства тяжелых металлов. Поэтому в качестве

базового параметра для оценки действия этого фактора можно использовать валовое содержание металлов в почвообразующей породе.

С этой целью мы ввели показатель контрастности (Кк), характеризующий отношение содержания элементов в верхних почвенных горизонтах к почвообразующей породе. Показатель Кк может иметь отрицательный знак в случае превышения содержания ТМ в почвообразующей породе над верхними горизонтами.

Выделены 6 градаций (групп) по контрастности:

1-я группа: имеет отрицательное значение

2-я группа: изменяется от 1,0 до 1,5;

3-я группа: изменяется от 1,5 до 2,0; . -

4-я группа: изменяется от 2,0 до 3,0;

5-я группа: изменяется от 3,0 до 5,0;

6-я группа: > 5,0.

Для лесных почв, в которых содержание тяжелых металлов определялось в органогенных горизонтах, показатель контрастности имеет условный характер.

Цинк. Цинк принадлежит к числу тех микроэлементов, которым должна отводиться приоритетная роль в мониторинге состояния почв. Это связано не только с важной физиологической функцией цинка в жизнедеятельности растений, но и с широким распространением почв с неудовлетворительной обеспеченностью этим элементом, а также возможностью его избыточного накопления при внесении удобрений или техногенном загрязнении. В агроэкологической оценке обеспеченности почв цинком и другими элементами питания растений пока широко, используются две основные группы нормативов: . санитарно(ветеринарно)-гигиенические предельно-допустимые концентрации (ПДК) и агрономические группировки почв по содержанию подвижного цинка, реже используются биологические тесты. Кроме перечисленной группы нормативов, большое практическое значение в агроэкологической оценке почв должно отводиться данным о влиянии исследуемого элемента на сбалансированность содержания других элементов, включая и ТМ. Последний подход особенно важен для выявления экологических последствий, связанных не только с избыточным поступлением элемента в почву, но и с его дефицитом. Самозагрязнение почв и растений, как следствие дефицита элемента в почве и нарушения баланса содержания элементов в растениях, не менее опасно, чем избыточное поступление цинка в почву из внешних источников [6].

По содержанию цинка в профиле почв зоны КАД выделены все степени контрастности. К сильно контрастным почвам относятся почвы с Кк > 3 (разрезы 35 и 8, агрозе-мы). За исключением пяти разрезов во всех почвах наблюдается более высокое содержание цинка в верхних горизонтах, чем в почвообразующих породах. Особенно большое превышение (5-кратное) имеет место в агроземе на водно-ледниковых отложениях (разрез 8). В лесных почвах высоким коэффициентом контрастности (Кк>5) выделяется подзол на озерно-ледниковых песках и супесях (разрез 4). Вероятно, это связано с тем, что данная почва находится в непосредственной близости от оживленной трассы Мурманского шоссе.

Коэффициент контрастности не имеет самостоятельного значения для оценки степени загрязненности. Так, загрязненные цинком почвы легкого гранулометрического состава имеют разные коэффициенты контрастности. В то же время в этих почвах просматривается положительная связь между абсолютным содержанием цинка и коэффициентом контрастности.

Значительное число почвенных разрезов имеет высокие коэффициенты контрастности, хотя по абсолютному содержанию цинка почвы не подпадают под категорию

с превышением ОДК (разрез 35). Очевидно, такие почвы следует все же относить к загрязненным и сильнозагрязненным, хотя они й не представляют опасности для здоровья человека.

В болотной низинной торфяной мощной почве (разрез 20) также наблюдается эффект накопления цинка в поверхностном горизонте.

В городских почвах, профиль которых состоит из насыпных слоев, использовать коэффициент контрастности представляется нецелесообразным. В них необходимо принимать во внимание лишь абсолютное содержание элемента.

Распределение цинка в почвах разного гранулометрического состава. Поверхностные горизонты. В поверхностных горизонтах песчаного и супесчаного составов наблюдаются следующие особенности по содержанию цинка. В 1-й и 3-й группах имеется по одному разрезу. (15 и 8) с минимальным содержанием цинка в разрезе 1 (32 мг/кг) и максимальным (120 мг/кг) в разрезе 8. Остальные разрезы (12, 21, 24, 40, 56, 68) отнесены ко 2-й группе с содержанием цинка от 56 до 101 мг/кг.

В поверхностных почвенных горизонтах суглинистого состава выделены в 1-ю и 3-ю группы по двум разрезам: 28, 32 и 35, 66 соответственно. Содержание цинка в 3-й группе составило 110 мг/кг.

Остальные разрезы находятся во 2-й группе с содержанием цинка от 56 до 101 мг/кг. Почвообразующие породы. По содержанию цинка в породах легкого гранулометрического состава все пахотные почвы сосредоточены в 1-й группе. В лесных почвах разрезы . 4 и 71 также отнесены к 1-й группе. -J

По показателю контрастности содержания цинка в пахотных почвах выделены два ареала: 1) вдоль. Муринского ручья (разрезы 24, 35) и две обособленных точки —разрез 8 (северная часть), разрез 67 (южная часть) й район, примыкающий к городскому крематорию (разрезы 40 и 68); 2) севернее Уткиной Заводи — разрезы 63, 65, 56. Установлено, что разрезы 8 и 35 совпадают и по максимально абсолютному содержанию цинка. По показателю контрастности для лесных почв разрез 4 примыкает к первому ареалу (Муринский ручей) и находится рядом с Мурманским шоссе, разрезы 71 и 45 представляют собой обособленные точки (мелкие ареалы). По абсолютному и относительному содержанию цинка почвы образуют следующий ряд: разрез 71, далее разрез 45 и разрез 4.

Медь. Медь — один из накопившихся в больших количествах в окружающей среде металлов, источниками загрязнения которой являются добыча и переработка медьсодержащих полезных ископаемых [25, 53]. Естественное содержание меди в почвах колеблется в пределах 5-20 кг/га, а в растительной продукции —2-12 мг на 1 г сухого вещества. Вынос меди из почвы растениями составляет 30-150 г/га в год. Предельно допустимая концентрация ее в почве составляет 100 мг/кг [36]. Накопление меди в почве отрицательно влияет на ее плодородие, жизнедеятельность почвенных организмов, рост и развитие растений. Поэтому оценка поведения загрязнителя и степени его воздействия на живые организмы является важной и необходимой [28].

По содержанию меди в профиле почв выделены все степени контрастности. Почвы с самым высоким содержанием меди "lit) мг/кг (разрезы 8 и 35) имеют низкий коэффициент контрастности (Кк = 1). За исключением двух разрезов (30 и 65) почвы с высокими коэффициентами контрастности (Кк = 4,5) содержат медь в количестве, превышающем ОДК.

Таким образом, по абсолютному содержанию и по коэффициенту контрастности, только семь разрезов можно отнести к незагрязненным медью.

В болотной низинной торфяной мощной почве (разрез 20) наблюдается также накопление меди в поверхностном горизонте.

В почвах газонов (разрезы 16 и 18) в нижних слоях отмечено очень высокое содер-  жание меди (320 й 240 мг/кг соответственно).

Распределение меди в почеах разного гранулометрического состава. Поверхностные горизонты. Поверхностные горизонты пахотных почв, представленные легким гранулометрическим составом (песками и супесями) по содержанию меди распределяются следующим образом:

1-я группа: разрез 12 с содержанием <10 мг/кг;

2-я группа: разрезы 40 и 21 с содержанием 36-50 мг/кг;

3-я группа: разрезы 8, 15, 24, 56, 68 с содержанием 70-110 мг/кг.

Поверхностные горизонты пахотных почв суглинистого гранулометрического состава по содержанию меди также распределяются по 3-м группам:

1-я группа: разрезы 7, 3, 30 с содержанием <36 мг/кг;

2-я группа: разрезы 40, 48, 63, 65, 37, 1-е содержанием 36-58 мг/кг;

3-я группа: разрезы 13, 19, 28, 32, 35, 66 с содержанием 67-110 мг/кг.

Почвообразующие породы. Породы, представленные легким гранулометрическим составом, по содержанию меди можно разделить по 3-м группам:

1-я группа: разрезы 15, 24, 68 с очень низким содержанием <16 мг/кг;.

2-я группа: разрезы 21, 40, 56, 71, 4 с содержанием 24-37 мг/кг;

- 3-я группа: разрез 8 с содержанием 82 мг/кг.

Отложения глинистого гранулометрического состава по содержанию меди также можно разделить по 3-м группам: у

'1-я группа: разрезы 12, 30, 32 с очень низким содержанием, <16 мг/кг;

2-я группа: разрезы 28, 66, 6 с содержанием 30-40 мг/кг;

3-я группа: разрезы 49 и 35 с содержанием 63-86 мг/кг.

Породы суглинистого гранулометрического состава (легкие, средние, тяжелые суглинки) по содержанию меди можно разделить по 3-м группам:

1-я группа: разрезы 19 и 65 с содержанием <16 мг/кг;

2-я группа: разрезы 3, 13, 63, 1 с содержанием 20-41 мг/кг;

3-я группа: разрезы 67, 45 с содержанием 71-85 мг/кг.

Анализ содержания меди в почвообразующих породах разного гранулометрического состава не выявил зависимости валового содержания меди от содержания фракций физической глины (фракции <0,01 мм).

По показателю контрастности содержания меди в пахотных почвах можно выделить хорошо выраженный крупный ареал в северном участке трассы (разрезы 15, 24,13, 68), более слабо выделяется обширный ареал в южном участке трассы (разрезы 56, 65, 19, 66). Лесные почвы также примыкают ко второму ареалу.

Свинец. Свинец —один из приоритетных и опасных загрязнителей окружающей среды. Большинство соединений свинца малоподвижны, поэтому опасность накопления техногенного свинца в почвах особенно велика [12, 26, 49, 50].

Повышенная концентрация свинца в растениях (более 3-5 мг/кг сухой массы) подавляет фотосинтез, дыхание, митоз, ростовые процессы и в целом их продуктивность. В промышленно развитых районах особую опасность представляют поступление свинца из атмосферы и накопление его в надземных частях растений [26]. При повышенном содержании в почвах свинец в основном накапливается в корнях растений и в меньшей степени в корне- и клубнеплодах [49]. Поступление его в надземные органы растений

ограничивается функционированием защитных физиолого-биохимических механизмов [29, 52].

Изложенное показывает, что свинец наряду с ртутью представляет собой наибольшую потенциальную опасность для живых организмов и в целом для эволюции биосферы. Свинец во всех международных документах, посвященных проблемам биосферы и окружающей среды, неизменно включается в программы биогеохимического .мониторинга и гигиенического контроля пищевых продуктов и кормов.

По оценкам глобального техногенного поступления в окружающую среду тяжелых металлов [57], техногенная эмиссия свинца в 1988 г. составляла от 1950 до 2540 тыс. т в год. Из них около 950 тыс. т свинца поступает в почвы в виде атмосферных выпадений (432 тыс. т), химикатов и пестицидов (292 тыс. т) и с угольной пылью и шлаками (143 тыс. т). Средний модуль техногенного давления свинца на почвенный покров суши в целом составляет 6,37 кг/км2 в год (или 6,37 мг/м2).

В локальных очагах загрязнения, обязанных промышленным предприятиям и транспорту, содержание свинца уже сейчас на 1-2 порядка выше среднего глобального [19, 24, 49]. Антропогенное поступление его в окружающую среду значительно превышает природное. При сжигании нефти и бензина в окружающую среду поступает не менее 50% всего антропогенного выброса свинца, что является главной составляющей в глобальном цикле элемента [37].

В выхлопных газах автомобилей свинец находится в виде галогенидов [24]. Галоге-ниды неустойчивы и легко переходят в оксиды, карбонаты, сульфаты. В аэрозольных выпадениях часть свинца находится в водорастворимых формах, доля которых увеличивается по мере удаления от источника загрязнения от 25 до 50-и даже 76% [60].

В большинстве почв с нормальным геохимическим фоном общее содержание свинца и содержание его подвижных форм слабо изменяются по профилю [31, 39, 49].

Еще в большей степени в верхних горизонтах загрязненных почв увеличивается абсолютное и относительное содержание подвижных форм свинца, где в ацетатную , вытяжку переходит от 20 до 83% его валового содержания [12].

Максимум накопления как валового, так и экстрагируемого свинца приурочен к самой верхней части профиля (0-4 см), где подвижные формы составляют 98,5-94,3% от валового содержания [12].

Высокой адсорбционной способностью к свинцу обладают глинистые минералы, особенно монтмориллонит и иллит [55]. Свинец интенсивно сорбируется органическим веществом почв. С этим связано накопление преимущественно обменных форм свинца в органогенных горизонтах почв. По литературным данным [49], максимальная адсорбция свинца уменьшается в ряду почв: чернозем типичный > чернозем выщелоченный > серая лесная почва > дерново-подзолистая почва.

Экспериментальные данные вегетационных и полевых опытов [42, 49, 51] показывают, что ПДК свинца в почвах зависят от совокупности почвенно-экологических условий, в ряду которых наибольшее значение имеют реакция почв и содержание гумуса [15, 22].

Поверхностные горизонты. По показателю контрастности в содержании свинца в профиле почв зоны КАД выделено 6 групп. Наиболее представительными являются 3-я и 6-я группы. Почвы с высокими коэффициентами содержит свинец в верхних горизонтах в количестве, превышающем ОДК. Это подтверждают и литературные данные. По данным М. А. Глазовской [12], в отличие от незагрязненных свинцом почв, в почвах, подвергшихся техногенному воздействию в форме аэральных выпадений, основная масса валового содержания свинца сосредоточена в верхнем слое почв, охватывающем

органогенные горизонты: О, АО, А. Максимум аккумуляции свинца находится в слое 0-10 см.

По коэффициенту контрастности и абсолютному содержанию свинца к незагрязненным можно отнести почвы разрезов 63, 67, 32, 65, 3. Также не загрязнены свинцом болотные торфяные почвы. В почвах газонов в нижних слоях содержание свинца высокое. Коэффициенты контрастности по свинцу больше, чем по меди и цинку.

Почвообразующие породы. Содержание свинца в почвообразующих породах различается в зависимости от их гранулометрического состава. В породах легкого гранулометрического состава — супесях и песках —оно на 25-70% ниже, чем в суглинках. Причина этого заключается в том, что с утяжелением гранулометрического состава и увеличением суммарной удельной поверхности частиц усиливается сорбция рассеянных элементов за счет электростатических сил [18, 49]. /

Наиболее часто встречающиеся концентрации свинца в породах составляли 30-40 мг/кг. (75 % общего количества определений). Среднее содержание свинца во всей совокупности почвообразующих пород (п — 165) равно 34,5±5,7 мг/кг, что в 2,2 раза превышает его кларк в горных породах, равный, по данным Г. В. Войткевича и соавторов [10], 16 мг/кг. Содержание свинца максимально в кислых породах с калиевыми полевыми шпатами и слюдами и минимально в основных породах. По данным Кабата-Пендиас А., Пендиас X. [24], содержание свинца в кислых породах в 3 раза выше, чем в основных. {

Коэффициенты радиальной дифференциации металла по отношению к содержанию в почвообразующей породе лежат в пределах 0,8-2,2. Исключением являются органогенные горизонты, где значения этих коэффициентов могут возрастать до 3-6 [12].

Содержание свинца в почвообразующих породах почв зоны КАД изменяется в интервале <10 до 70 мг/кг. Исключением является дерново-подзолистая-глеевая почва на морене (разрез 67), где отмечено максимальное содержание свинца (107 мг/кг). Это связано с тем, что разрез заложен в непосредственной, близости от железнодорожных магистралей, идущих от Витебского вокзала.

Большая часть почв по содержанию свинца оказалась во 2-й группе, где количество его не превышает 28 мг/кг.

К 3-й группе отнесено 6 разрезов (40, 56, 6.5, 66, 45, 49), в которых содержание свинца в почвообразующих породах варьирует в пределах 35-42 мг/кг.

В 4-ю группу входит два разреза (63 и 67), в 1-ю —три разреза (8, 19, 48).

В минеральной толще болотной низинной торфяной почвы-(разрез 11) содержание свинца составляет 42 мг/кг, что позволяет отнести этот разрез к 3-й группе.

В почвах газонов в средней части профиля содержание свинца аномально высокое — 200 и 120 мг/кг в разрезах 18 и 16 соответственно.

Распределение свинца в почвах разного гранулометрического состава. Поверхностные горизонты. Песчаные и супесчаные поверхностные горизонты пахотных почв по содержанию свинца отнесены в 3 группы: 2-я группа (разрез 12), 3-я группа (разрезы 15, 24, 68) и 4гЯ группа (разрезы 8, 21, 40, 56). В 4-й гр^пе агродерново-подзол глубокоогленный осушенный (разрез 21). выделяется высоким содержанием свинца (120 мг/кг). Вероятно, это связано с тем, что разрез заложен недалеко от железнодорожных путей, идущих с Финляндского вокзала в сторону Приозерска.

Суглинистые поверхностные горизонты пахотных почв по содержанию свинца оказались преимущественно в 3-й группе — 9 разрезов.

К 4-й группе относятся почвы с содержанием свинца 71-90 мг/кг (разрезы 28, 37, 48).

Ко 2-й и 5-й группам отнесено по одному разрезу (32 и 66) соответственно, причем агрозем глеевый (разрез 66) содержит максимальное количество свинца—180 мг/кг, что объясняется близостью заложения разреза с железнодорожными путями, идущими с Витебского вокзала.

Почвообразующие породи. По содержанию свинца в почвообразующей породе легкого гранулометрического состава все разрезы распределены по 3-м группам:

1-я группа: разрез 8;

2-я группа: разрезы 15, 21, 24, 4, 71, 68.

В этих двух группах содержание свинца меньше 26 мг/кг.

3-я группа представлена пахотными почвами (разрезы 40 и 56) с содержанием свинца 35 и 38 мг/кг соответственно.

По содержанию свинца в почвообразующей породе глинистого состава все разрезы распределились по 2 группам: 2-я группа —6 разрезов (28, 30, 32,. 35, 12, 6) и 3-я группа —2 разреза (49 и 66) с содержанием свинца 42 и 36 мг/кг соответственно.

Почвообразующие породы суглинистого состава по содержанию свинца разделены по группам:

1-я группа: разрезы 19, 48;

2-я группа: разрезы 1, 3, 7, 16, 13, 11 (подстилающая минеральная порода);

3-я группа: разрезы 45, 65;

4-я группа представлена также 2 разрезами (63, 67) с содержанием свинца 70 и 107 мг/кг соответственно.

В почвах газонов слои суглинистого состава содержат большое количество свинца (100, 200, 120 мг/кг). ' >

По показателю контрастности содержания свинца в пахотных горизонтах обособляются лишь небольшие ареалы по трассе. По контрастности органогенных горизонтов лесных почв обособляется ареал в средней части трассы между р. Жерновкой и Мурманским шоссе. Совместно лесные почвы с пахотными образуют здесь ареал загрязнения свинцом (разрезы 49, 48, 45, 28, 6, 4).

Таким образом, по степени загрязнения почв ТМ выстраивается следующий ряд почвенных разрезов: по трем элементам (Си, РЬ, Zn) — разрезы 8, 4; по двум элементам (Си, гп)-разрезы 56, 65, 67, 71, 68, 24; по двум элементам ^п, РЬ) —разрез 45; по двум элементам (Си, РЬ) — разрез 66.

Другим природным фактором, определяющим содержание ТМ в пахотном горизонте, который имеет, однако, меньшее значение и играет подчиненную роль по отношению к почвообразующей породе, является само почвообразование; оно приводит к перераспределению металлов по почвенному профилю, их биогенной аккумуляции в гумусовых горизонтах или, наоборот, рассеянию за счет элювиально-иллювиальных процессов в почвах, затрагивающих мелкодисперсную фракцию, наиболее обогащенную ТМ. В качестве количественной характеристики почвообразования с точки зрения перераспределения микроэлементов по почвенному профилю можно использовать их коэффициенты аккумуляции — рассеянкдя относительно почвообразующей породы. Таким образом, для большинства ТМ ^п, Си, РЬ, Со), благодаря отсутствию значительных колебаний в их содержании по профилю и наличию Корреляционных связей с их содержанием в породе, возможен прогноз фоновых содержаний металлов в пахотном горизонте почвы каждого контролируемого участка на основе нормативных значений коэффициентов аккумуляции — рассеяния и фактического содержания элементов в почвообразующей породе этого участка. Для этого при оценке уровня загрязнения почвенного участка

каким-либо ТМ наряду с определением его валового содержания в пахотном слое определяют его содержание в почвообразующей породе. Умножая полученные данные на коэффициент аккумуляции —рассеяния, получают естественное (фоновое) содержание ТМ в этом горизонте. Сравнивая полученную величину с фактически определенным содержанием ТМ в пахотном горизонте, оценивают степень загрязнения почвы участка тяжелым металлом [38].

Поля почвообразования и загрязнение почв. Исходя из современных знаний о факторах почвообразования [3], можно выделить следующие главные поля почвообразования: геофизические, геохимические, биологические, техногенные (или антропогенные). Эти поля рассматриваются как конкретные формы или виды существования материи. Фундаментальное значение для изучения характера функционирования почв имеют геофизические поля. В их составе наибольший интерес для теории почвообразования представляют следующие: гравитационное, термическое (или энергетическое), гидрологическое, поле осадков, магнитное, причем общим для них является постоянное взаимодействие элементарных частиц. В каждой точке поля, в каждый момент времени любой параметр, характеризующий поле, имеет вполне определенное значение, неодинаковое в различных частях пространства. Следовательно, поле характеризуется пространственным распределением какого-либо его свойства, которое изменяется во времени и является характеристикой состояния процессов и явлений в пределах этого поля. К таким параметрам в почве относятся, например, содержание влаги, уровень грунтовых вод, высота капиллярной каймы и т. д. Все поля имеют ряд общих особенностей: значительную пространственную протяженность, закономерную направленность и интенсивность изменений параметров в пространстве, большое разнообразие их изменений во времени.

Процессы почвообразования и трансформации поступающих в почву ТМ протекают в пределах разнообразных полей, которые непрерывно взаимодействуют между собой, подчиняя почвенные процессы своим законам взаимодействия, распределения вещества и энергии в пределах полей [3].

Почвы зоны КАД оказываются в сфере воздействия следующих основных полей почвообразования: геохимических, гидрологических, биологических и техногенных.

Геохимические поля. Геохимические поля по природе и процессам, протекающим в них, разделяются на естественные, агрогенные или наложенные и техногенные.

Естественные геохимические поля. Естественные геохимические поля образованы зональными подзолообразовательным и болотным процессами кислотной природы. Они характеризуются высоким значением почвенной кислотности. В настоящее время эти поля приурочены главным образом к ареалам лесных подзолистых почв и к ареалам болотных почв.

Кислотно-щелочные условия контролируют, в числе других факторов, адсорбцию, свинца почвами. Имеющиеся экспериментальные данные об адсорбции свинца свеже-осажденными гидроксидами железа и марганца [49] показывают, что сорбционная емкость гидроксидов существенно увеличивается с повышением рН. На гидроксидах марганца адсорбция идет уже в кислой среде: при рН 2 сорбируется до 70% находившегося в растворе свинца, при рН 4-6 — 90-100%. Гидроксиды железа имеют меньшую адсорбционную способность в кислом интервале, но весьма отзывчивы на повышение значений рН: в диапазоне рН 4-8 процент сорбированного из раствора свинца возрастает от 22 до 85% [12].

Кислотно-щелочные условия существенно влияют на доступность свинца для растений. Если принять уровень ПДК свинца в сухой растительной массе 10 мг/кг, то зна-

\

чения ПДК свинца в почвах, согласно экспериментальным данным, могут варьировать от 150 мг/кг в кислых дерново-подзолистых почвах до 500-2000 мг/кг в нейтральных и слабощелочных почвах с высоким содержанием органического вещества [42].

Агрогенные поля. Они сформированы в результате известкования и окультуривания пахотных почв и характеризуются близкой к нейтральной реакции поверхностного горизонта.

В пределах зоны КАД выделяются следующие агрогенные геохимические поля (АП): 1) АП с близкой к нейтральной или нейтральной кислотности почв (пахотные почвы в северном участке трассы; 2) АП —небольшой массив пахотных почв между зеленым массивом на северной границе и до Новосаратовки на юге; 3) небольшой пахотный массив (разрезы 30, 32) во Всеволожском районе около пос. Кудрово.

Техногенные поля. Выделяются следующие наложенные техногенные поля в зоне КАД: а) неправильной формы, сформированные промышленными выбросами города, поселков, северной и южной ТЭЦ; б) линейной формы вдоль автомобильных дорог и шоссе (Московского и Мурманского шоссе), железных дорог, вдоль продуктопроводов, ЛЭП и др.; в) локальные геохимические поля вокруг свалок около южной ТЭЦ и севернее пос. Бугры. Почвы здесь выступают как принимающие химические элементы и трансформирующие внешнее воздействие системы.

Все виды современного производства сопровождаются эмиссией дополнительных масс металлов. В результате этого природная система сбалансированных массопотоков нарушается значительным увеличением масс в аэральном потоке. Металлы в техногенных выбросах находятся в формах, не типичных для распространенных природных ситуаций (твердые частицы сульфидов, ^Сульфатов, оксидов и других соединений тяжелых металлов, которые в природных почвах и аэрозолях находятся в рассеянном состоянии и не образуют самостоятельные соединения). Техногенные формы претерпевают серию преобразований, в процессе которых дисбаланс природных потоков еще более усиливается. Количественные показатели, характеризующие перераспределение техногенных масс тяжелых металлов в почвах, пока отсутствуют [18].

Гидрологические поля (ГП). В зоне КАД выделяются гидрологические поля естественного и искусственного происхождения. Естественные гидрологические поля сформированы водосборами рек и ручьев (Охты и ее притоков, Дубьи, Жерновки, Му-ринского ручья, рек Оккервиль, Нева). На водосборах формируется естественная зонированная структура водообмена [3]. Вследствие слабой врезанности русел водотоков в зоне КАД степень дренированности территорий низкая. В большей части почвенных разрезов наблюдаются признаки оглеения, свидетельствующие об избыточном увлажнении почв. Подвижность свинца увеличивается в оглееных горизонтах [33, 39].

Зоны интенсивного водообмена с автоморфньши подзолистыми почвами приурочены к узким полосам вдоль водотоков и повышенным 'элементам рельефа.

Естественные гидрологические поля в зоне КАД сохранились в лесных и болотных экосистемах. Это большое по размерам ГП между реками Охта и Оккервиль. Основанием для его выделения явилось наличие горизонта верховодки в пределах почвенных профилей (разрезы 69, 71, 51, 46, 47?'45, 44, 43, 32) на время полевого почвенного картографирования (10—20 мая 2001 г.). Здесь уровень верховодки был вскрыт на глубинах 35-82 см: Наиболее высоко залегала верховодка в почвенных разрезах в районе Колтушского шоссе в разрезе 47-35 см, разрезе 44-36 см. Небольшое по размерам ГП (разрезы 3, 4, 5) выделено на пахотном массиве, причем разрез 4 с уровнем верховодки 44 см примыкает к Мурманскому шоссе. Самостоятельное ГП приурочено к болотным массивам (разрезы 11, 53, 61, 20, 67).

Гидрологические поля искусственного происхождения связаны либо с осушительной мелиорацией, либо с подтоплением. Практически на всех сельскохозяйственных полях заложена закрытая дренажная сеть, которая, по наблюдениям во время картографирования почвенного покрова, действовала эффективно. В результате осушительной мелиорации зона интенсивного водообмена на территории КАД занимает не менее 2/3 площади.

Участки подтопления (разрезы 44, 45, 53, 20) занимают небольшую площадь. В районе разреза 20 зеркало верховодки находилось вровень с поверхностью.

Искусственные гидрологические поля: а) осушительная сеть, повсеместно заложенная на сельскохозяйственных полях и увеличивающая интенсивность водообмена, а следовательно и геохимических потоков; б) участки подтопления (разрезы 53 и 20)!

Почвы сами формируют гидрологические поля, трансформируют их и изменяют свои свойства при изменении структуры водообмена. С нею связан водный режим почв и, следовательно, интенсивность и направленность геохимических потоков в почвенном покрове на водосборах. _

При оценке водной миграции металлов внимание исследователей преимущественно привлекали простые ионы и параметры их нахождения в растворах. Такой подход, безусловно оправданный при изучении миграции макроэлементов, требует корректировки при изучении миграции рассеянных элементов, особенно для оценки мигрирующих масс тяжелых металлов. Как показано выттте, около 70-90% масс металлов, выносимых поверхностными водами с суши, связано со взвешенными частицами. Закономерности миграции этих носителей рассеянных металлов не соответствуют закономерностям миграции ионов. Истинно растворимые формы металлов также представлены не только простыми ионами. В гумидных ландшафтно-геохимических условиях значительная часть металлов в природных водах мигрирует в форме металлоорганических комплексов [14]. Растворимые формы металлов, не захваченные биологическим круговоротом, вовлекаются в водную миграцию. При этом миграционная способность растворимых органических соединений — носителей металлов — зависит от их размеров и молекулярной массы [8, 20, 43].

Биологические поля. Это естественные поля (биоценозы: лесные, болотные, луговые), в той или иной мере трансформированные, и целиком искусственные — агроце-нозы. Они вместе с почвенной биотой выполняют трансформирующую геохимическую функцию.

Перераспределение масс металлов в биоценозах начинается с трансформации продуктов опада растительности и материала аэральных соединений, поступающих на поверхность почвы. Время полного возобновления мертвого напочвенного органического вещества и поступивших с ним масс ТМ неодинаково. Период возобновления массы подстилок в лесных фитоценозах составляет 7-8 лет в хвойных лесах северной тайги. Для полного возобновления масс тяжелых металлов, находящихся в лесных подстилках, требуется в 1,5-2,0 раза большее время, чем для возобновления органического вещества подстилок. Отмеченная задержка отражается в повышении-концентрации всех металлов в подстилках по сравнению со'свежим опадом. Неодинаковая прочность связи металлов и различная растворимость органических соединений способствуют неодинаковому возрастанию концентрации разных металлов. Остаточное обогащение наиболее характерно для свинца и никеля, концентрация которых в подстилках возрастает по сравнению с опадом до 10 раз и более. Цинк и кадмий закрепляются менее прочно и активно выносятся, благодаря чему их концентрация в подстилках редко возрастает более чем в 1,5-2,0 раза [17].

Уже при прохождении через растительный полог, при взаимодействии с поверхностью зеленых частей растений состав аэрального истока начинает трансформироваться [5]. Трансформация продолжается при прохождении сквозь горизонты слаборазложив-шихся органических остатков (лесной подстилки, торфа), гумусовые горизонты почв и далее, в более глубоких горизонтах почвенной толщи. На этом пути изменяется соотношение соединений свинца, мигрирующего в форме истинных или коллоидных растворов и в форме суспензии [5].

В агроценозах перераспределение ТМ, поступающих аэральным путем, происходит иначе. Это связано прежде всего с отчуждением значительной части биомассы и изъятием вместе с ней ТМ из биологического круговорота. Емкость поглощения ТМ в пахотных почвах весьма значительна. Она обусловлена, с одной стороны, высоким содержанием гумуса, с другой — большой мощностью гумусового горизонта. Взаимодействие ТМ с органической и минеральной частями почвы происходит в условиях реакции среды в почвах, близкой к нейтральной.

Прогноз воздействия К АД на почвы и почвенный покров. При проектируемой высокой интенсивности движения автотранспорта КАД будет мощной техногенной системой, оказывающей постоянное воздействие на почвы всех прилегающих экосистем (сельскохозяйственные и лесные территории, болота, городские скверы). Увеличение валового содержания ТМ в почвах будет происходить повсеместно. Следует ожидать, однако, что в лесных экосистемах рост валового содержания ТМ будет больше. Это объясняется меньшим рассеянием ТМ вдоль трассы, пролегающей внутри лесного массива. >

В агроценозах темпы роста валового содержания ТМ будут происходить значительно медленнее. Причины этого заключаются в следующем: 1) широкое рассеивание аэрозолей; 2) вынос ТМ с урожаем; 3) периодическое перемешивание верхней части профиля при сельскохозяйственной обработке угодий. При этом площадь подвергающейся воздействию КАД территории будет больше, а форма ареола рассеивания не будет линейной, как в лесной экосистеме. В агроценозе она будет зависеть от розы ветров;

Исходное (стартовое) содержание ТМ в почвах зоны КАД варьирует в широком диапазоне, причем в ряде мест оно достигло критического или даже его превысило. Эта исходная пространственная неоднородность в распределении ТМ в перспективе сохранится. В ряде мест она усилится. Это будет происходить на участках, уже подверженных техногенному давлению, связанному с автотранспортом (Мурманское, Кол-тушское, Московское шоссе, железнодорожные магистрали и пр.).

Наложение техногенных полей друг на друга приведет к более интенсивному накоплению ТМ в почвах (разрезы 4, 66, 18, 8, 35, 67).

Определение валовых форм ТМ является необходимым условием для оценки степени загрязнения почв, но не достаточным для прогноза поведения ТМ в экосистемах.

Содержание подвижных форм ТМ в почве является одним из важнейших показателей, определяемых при почвенно-геохимическом мониторинге природной среды. Оно влияет на интенсивность водной миграции ТМ и их доступность для высших растений и таким образом характеризует потенциальную опасность накопления ТМ в почвах. ""*****Связь между валовым содержанием ТМ в почвах и его подвижными формами для разных элементов имеет свои особенности.

Валовое содержание цинка в почве не оказывает лимитирующего влияния на концентрацию подвижных форм [24].

Выявлена зависимость концентрации подвижных форм меди от рН и ее валового содержания, причем при увеличении последнего до 20-30 мг/кг концентрация подвиж-

ных форм уменьшается, а при дальнейшем увеличении начинает быстро возрастать. Величина 20-30 мг/кг является пороговой для большинства почв, что отмечается многочисленными исследованиями [29, 30].

По данным М. А. Глазовской [12], связь подвижных форм свинца с его валовым содержанием в почвах автономных ландшафтов оказалась квадратичной с максимумом, зависящим от содержания гумуса и рН. В нейтральных и слабощелочных условиях наиболее высокая концентрация подвижных форм свинца (9,0 мг/кг почвы) отмечается в наиболее прогумусированных почвах, где валовое содержание свинца достигает 12-18 мг/кг. В кислых условиях максимум сдвигается на диапазон валовых концентраций 23-30 мг/кг. Таким образом, в кислой среде при увеличении валового содержания свинца происходит увеличение его подвижных форм в лесных экосистемах, тогда как в нейтральных и слабощелочных условиях концентрация подвижных форм свинца имеет тенденцию к снижению вследствие уменьшения растворимости его соединений в агроценозах, а также, предположительно, за счет образования труднорастворимого соединения РЬСОз [11, 42].

Содержание подвижных форм ТМ обусловлено многими факторами. Однако для большинства элементов ведущее значение имеет содержание органического вещества и кислотно-щелочные условия.

Содержание подвижных форм цинка в почвах автономных ландшафтов нелинейно связано с рН и содержанием органического вещества, что согласуется с данными С. А. Барбер [7]. При содержании гумуса До 4% концентрация подвижного цинка минимальна. Она возрастает при увеличении содержания гумуса более 4% и смене кислой реакции почвенного раствора на нейтральную и слабощелочную. Это можно объяснить образованием высокомолекулярных органических хелатов, которые остаются достаточно растворимыми в щелочном диапазоне рН [24].

Выявленные закономерности полностью согласуются с имеющимися данными [16] о ведущей роли органических веществ в образовании комплексных соединений цинка в основном хелатного типа, доля которых составляет более 55% от его растворимых форм. Прочность органических комплексов цинка повышается с ростом рН среды [32].

Содержание подвижных форм меди зависит от форм нахождения меди в исследуемых почвах, состава гумуса (Сгк/Сфк), от минералогического и гранулометрического состава генетических горизонтов [32].

Можно сказать, что во взаимоотношениях меди и цинка с органическим веществом существуют как количественные, так и качественные различия [29].

Установлено, что концентрации разных металлов неодинаково распределяются по выделенным фракциям. В частности, высокие концентрации цинка присущи низкомолекулярным фракциям, в то время как распределение концентраций меди менее четкое, хотя главный пик концентраций обычно совпадает с высокомолекулярными фракциями. Учитывая, что значительная часть высокомолекулярных органических соединений задерживается в иллювиальном горизонте лесных почв [45], можно предполагать, .что широко распространенное явление аккумуляции меди и некоторых других металлов в иллювиальном горизонте в той или'иной .мере обусловлены вхождением этих металлов в высокомолекулярные органические соединения. Слабая аккумуляция цинка и транзитная миграция этого металла, вероятно, объясняется его приуроченностью к низкомолекулярным соединениям [17]. Интервал колебаний растворимых форм меди больше в кислой среде [29, 30]. , .

По данным экспериментов [29], почти во всех почвенных пробах количество меди, прочно связанной с органическим веществом, больше количества цинка в аналогичной

фракции. Кроме того, для цинка характерно почти полное отсутствие 4-й фракции, т.е. формы, слабо связанной с органическим веществом, тогда как содержание меди в этой фракции может превышать 10% от ее валового содержания. Следовательно, можно предположить, что медь, в отличие от цинка, может образовывать с органическим веществом большее количество соединений различных типов. Незначительное содержание цинка во фракции 4 говорит о том, что прочность связи меди с органическим веществом значительно выше аналогичных соединений цинка, хотя данный элемент все же способен и к образованию прочных связей, вероятно, со специфическими реакционными центрами органического вещества [29].

Для цинка, в отличие от меди, характерно наличие большого количества обменных форм (до 17% от валового содержания). Так как содержание обменной фракции цинка является достаточно высоким во всех исследованных горизонтах, можно считать, что цинк вступает в ионнообменные взаимодействия в основном с минеральными компонентами почвенного поглощающего комплекса (ППК) [29].

Характер распределения фракций меди и цинка по профилю почвы также имеет свои особенности. Для меди характерно достоверное увеличение содержания всех выделенных фракций (кроме водорастворимой) в верхнем горизонте. Что касается цинка, то подобное увеличение наблюдается лишь для обменной и прочно связанной с органическим веществом фракций. Это подтверждает предположение о том, что медь, поступающая в почву при техногенном загрязнении, способна к большему количеству типов взаимодействия с почвенными компонентами, чем цинк, что приводит к заметному накоплению фракций меди в поверхностных горизонтах и препятствует более глубокому проникновению меди вниз по почвенному*профилю и далее в грунтовые воды. Цинк же обладает меньшим числом степеней свободы во взаимодействии с почвенными компонентами, что приводит к опасности миграции техногенного цинка в водорастворимой форме с почвенным раствором, грунтовыми и поверхностными водами [39].

Таким образом, можно полагать, что медь и цинк по-разному взаимодействуют с почвенными компонентами. Для цинка характерны процессы ионного обмена (преимущественно с неорганическими компонентами ППК), а также специфическая сорбция гумусовыми веществами. Медь, находящаяся в почве, в основном связана с органическим веществом, по-видимому, при помощи процессов специфической сорбции и ком-плексообразования, также способна взаимодействовать с неорганическими почвенными компонентами по типу специфической сорбции, образуя более прочные, чем цинк, связи [29].

Органическое вещество способствует накоплению подвижных соединений свинца в форме гуматных и фульватных комплексов, прочность которых значительно ниже, чем у меди, цинка и никеля.

Известно, что подвижность свинца увеличивается в оглеенных горизонтах [29, 39], а также при низких значениях рН (< 4,0) [11]. Рост рН в восстановительных условиях приводит к уменьшению содержания подвижных форм свинца, в окислительных — к незначительному увеличению. Органическое вещество влияет слабо [12].

Накопление подвижных соединений^ комплексов свйнца в верхних, наиболее насыщенных живым веществом (микроорганизмами, микро- и мезофауной, корнями растений) горизонтах почв создает значительную угрозу для нормального функционирования и существования биогеоценотических систем в целом. Подавление микробиологической активности [50], замедление реакций фотосинтеза [49, 51], увеличение содержания свинца в различных органах диких и культурных растений [14, 24, 41] свидетельствуют о доступности свинца для живых организмов и опасности их интоксикации.

Окультуривание почв, увеличение в них запасов гумуса и подвижных соединений фосфора, известкование делают их и растения более устойчивыми к свинцовой интоксикации [12]. Поддерживающее известкование и удобрение почв является необходимым условием для сохранения буферности по отношению к свинцу. Исходя из этого, можно заключить, что высоко окультуренные почвы агроценозов в зоне КАД являются устойчивыми к интоксикации свинцом.

Основная масса техногенного свинца концентрируется даже в кислых почвах с промывным режимом, в самой верхней части почвенного профиля: в подстилках, грубогумусовых и гумусовых горизонтах. Поэтому строение верхней части почвенного профиля, господствующие здесь кислотно-щелочные условия, окислительно-восстановительные режимы, содержание гумуса, гранулометрический состав и связанная с ними емкость поглощения должны учитываться в первую очередь при группировке почв по уровням их устойчивости к загрязнению свинцом [12].

Подвижность, а следовательно и доступность для биоты всех соединений свинца контролируется в первую очередь кислотно-щелочными и ^окислительно-восстановительными условиями. По сочетанию этих условий почвы объединяются в наиболее крупные прогнозно-типологические группы — почвенно-геохимические ассоциации [12]. V

Наиболее высока опасность накопления подвижных соединений свинца (20 баллов) в сильнокислых почвах с восстановительным режимом (поле кислых* почв с периодическим переувлажнением — лесные экосистемы), наименьшая — в нейтральных и слабощелочных почвах с окислительным и преимущественно окислительным режимом (дренированные пахотные почвы с близкой к Зейтральной реакции). Для сравнительной оценки сорбционной емкости гумусовой части профиля почв принимаются средние запасы гумуса в горизонте А различных почв на глубине до 25 см [12].

По запасам гумуса, варьирующим в зависимости от мощности гумусового горизонта и содержания в нем гумуса (от 0,5 до 50 кг/м2), совокупность почв разделена на шесть градаций: < 1,5; 1,5-3,0; З-б; 6-12; 12-24; 24-48 кг/м2 и оценена в баллах: 1, 2, 4, 8, 16, 32. Большое'значение в сорбционной емкости почв имеют органогенные (О) и грубогумусовые (АО) горизонты. Суммарная мощность горизонта О 4- АО взята для сравнительной балльной оценки их сорбционной и хемосорбционной емкости. Сумма баллов, складывающаяся из оценок мощности горизонта О + АО и запасов гумуса в горизонте А, принята как интегральный показатель сорбционной и хемосорбционной емкости органической части почв. Она варьирует в почвах, не имеющих горизонты О и АО, от 1 до 32 баллов, а в почвах, где эти горизонты присутствуют, — от 3 до 56 баллов [121- . ,

Сорбционная емкость минеральной части почв значительно меньше, чем емкость ее органической части. Соответственно и ее балльная оценка должна бьг£ь ниже. Косвенным показателем емкости минеральной части почв является их гранулометрический состав. Сорбционная емкость песчаных и супесчаных почв оценивается в 1 балл, легко-и среднесуглинистых — в 2, тяжелосуглинистых и глинистых —в 3 балла. '

Почвы, принадлежащие одной почвейно-геохимической ассоциации с одинаковым уровнем сорбционной и хемосорбционной емкости по отношению к свинцу (и другим тяжелым металлам), обладают сходным уровнем устойчивости к загрязнению (или, наоборот, сходным уровнем опасности интоксикации), представляют собой операционные единицы для почвенно-геохимического прогноза, определения ПДК, картографирования и мониторинга.

Потенциальная опасность интоксикации почв соединениями свинца наиболее высока

для ассоциации сильнокислых почв с периодически восстановительным и восстановительным режимом (30-35 баллов). Она значительно уменьшается в ассоциации умерен-нокислых почв, особенно в почвах с окислительным режимом (8-18 баллов). Наименее опасно загрязнение свинцом для слабощелочных и щелочных почв:, для почв с окислительным режимом 6-11, с окислительно-восстановительным и восстановительным — 7-20 баллов.

Влияние транспортных выбросов проявляется на расстоянии 1-2 км от автотрассы и распространяется на высоту 300 и более метров [58]. Доказано, что при величине транспортного потока 314 ед/ч запыленность превышает ПДК [40]. Вблизи оживленных магистралей концентрация свинца в воздухе днем достигает 3,9, ночью 1,7 мкг/м3 (при. норме 1,0 мкг/м3), причем на загородных дорогах концентрация свинца находится в. пределах 0,3-1,0 мкг/м3 [49, 50, 51]. Согласно расчетным данным и результатам анализа воздуха и снежного покрова [48], наибольшие концентрации свинца и других металлов наблюдаются на расстоянии 25-40 м от дороги.

По мере увеличения расстояния от обочины дороги содержание металлов в изучаемых объектах снижается. На расстоянии 140 м концентрации свинца, меди, цинка и кадмия, в воздухе и снеговом покрове составляют 50-60, а на расстоянии 240 м — 30-40% от концентраций, обнаруженных в 40 м от дороги [48]. По уровню фотосинтеза растения вблизи и в отдалении от дороги отличаются незначительно, в то время как содержание свинца в листьях растений по мере удаления от автомагистрали резко падает. При удалении от автодороги наблюдается увеличение плотности популяций насекомых. Лесозащитные полосы из древесных и кустарниковых пород вдоль автострад способствуют снижению распространения и токсического действия выбросов автотранспорта на биоту.

Заключение. 1. Строительство К АД приведет к полному разрушению почвенного покрова и прекращению сущестования всех биогеоценозов на площади 4 км2. Это коснется большей частью агроземов — уникальных по высокой степени окультуренно-сти пахотных почв. Значительное нарушение биогеоценозов произойдет на площади около 1,6 км2. Частичное нарушение функций будет на площади около 1,6 км2. При строительстве КАД возможно разрушение закрытой дренажной сети с последующим вторичным переувлажнением части пахотных угодий.

2. КАД станет постоянным источником аэрального поступления ТМ на почвенный покров вдоль трассы. Зона воздействия КАД на почвы и почвенный покров будет зависеть при прочих равных условиях от типа экосистем (сельскохозяйственные поля, лесные территории, болота и прочее).

Содержание валовых и подвижных форм ТМ в почвах, миграция ТМ будут различны в пахотных, лесных, болотных и городских почвах. На темпы накопления ТМ в почвах окажут влияние: 1) исходное содержание ТМ; 2). окислительно-восстановительные и кислотно-щелочные условия в почвах; 3) запас органического вещества и качественный состав гумуса; 4) адсорбционная способность почв; 5) наличие градиентов (барьеров) различной природы в почвенном профиле; 6) характер хозяйственного использования почв. V. •

3. Для количественной оценки влияния КАД на экосистемы необходима организация •мониторинговых исследований почвенного покрова вдоль трассы.

Summary

Aparin B.F., Rusakov А. V., Nametov V. V. Ecological estimation and prognosis of influence of the belt-highway around St .-Petersburg on soils and soil cover.

Ecological estimation and prognosis of influence of the belt-highway around St.-Petersburg on soils and soil cover have been researched. The main attention was paid to studying of heavy metals content in soils. A total content of some heavy metals within the 32 base soil profiles restricted to the two kilometers corridor, was determined. Some geochemical fields of soil forming processes and soil pollution have been identified and characterized. These geochemical fields consist of natural, agrogenic, technogenic, hydrologie and biologic kinds of pedogenesis and soil pollution.

Литература /

1. Александрова JI. H. Органическое вещество почвы и процессы его трансформации. JL, 1980. 2. Алексеев Ю. В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л., 1987. 3. Апарин Б. Ф. Эволюционные модели плодородия почв. Изд-во С.-Петерб. ун-та, 1997. 4. Апарин Б. Ф., Русаков А. В. Почвы и почвенный покров зоны восточного полукольца кольцевой автодороги (КАД) вокруг Санкт-Петербурга'// Вестн. С.-Петерб. ун-та. Сер. 3. 2003. №2(11). С. 104- 117. 5. Армсанова В. С., Елпатъевский П. В. Геохимия ландшафтов и техногенез. М., 1990. 6. Аштаб И. В., Ельников И. И. Оценка уровня содержания цинка в черноземах по элементному составу растений // Почвоведение. 1994. №7. С. 108-116. 7. Бар-бер С. А. Биологическая доступность питательных веществ в почве. Механистический подход. М., 1988. 8. Варшал Г. М., Кощеева И. Я., Сироткина И. С. Изучение органических веществ поверхностных вод и их взаимодействия с ионами металлов // Геохимия. 1979. №4. С. 598-607. 9. Виноградов А. П. Геохимия редких и рассеянных химических элементов в почвах. М., 1957. 10. Войткевич Г. В., Ко-кин А. В., Мирошников А. Е. Справочник по геохимии. М., 1990. 11. Воробьева Л. А., Рудакова Т. А., Лобанова Е. А. Элементы прогноза уровня концентрации тяжелых металлов в почвенных растворах по диаграммам растворимости // Тяжелые металлы в окружающей среде. М., 1980. С. 28-34. 12. Гла-зовская М.А. Критерии классификации почв по опасности загрязнения свинцом // Почвоведение. 1994. №4. С. 110-120. 13. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М., 1988. 14. Глазовская М. А. Теория геохимии ландшафтов в приложении к изучению техногенных потоков рассеяния и анализу способности природных систем к самоочищению // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М., 1981. С. 7-41. 15. Григорьева T. H. Переход свинца из почвы в растения как один из критериев гигиенического нормирования // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах // Труды II Всесоюзного совещания. Обнинск, 1976. Л., 1980. 16. Гусев А. С., Тутынина Т. А. Количественный и качественный состав почвенного раствора светло-серой лесной почвы, загрязненной тяжелыми металлами // Материалы по изучению русских почв. Вып. 2(29) / Под ред. Б.Ф.Апарина. Изд-во С.-Петерб. ун-та, 2000. С. 89-94. 17. Добровольский В. В. Биосферные циклы тяжелых металлов и регуляторная роль почвы // Почвоведение.

1997. №4. С. 431-441. 18. Добровольский В. В. География микроэлементов. Глобальное рассеяние. М., 1983. 19. Ежегодник состояния загрязнения почв Советского Союза в 1984 / Под ред. С. Г. Малахова, П. Е. Тулупова. Гос. ком. СССР по гидрометеорологии и контролю природной среды. Обнинск, 1985. 20. Елпатъевский П. В., Луценко Т. М. Распределение и формы нахождения тяжелых металлов в горных буроземах Сихотэ-Алиня как индикатор техногенного рассеяния // Добыча полезных ископаемых и геохимия природных экосистем. М.,-1982. С. 166-179. 21. Елпатьевский П. В. Геохимия миграционных потоков в природных и природно-техногенных геосистемах. М., 1993. 22. Зырин Н. Г., Обухов А. И., Малахов С. Г. и др. Научные основы разработки предельно допустимых количеств тяжелых металлов в почвах // Докл. симпоз. VII делегатского съезда ВОП. Ташкент, 1985. 23. Ильин В. Б. Тяжелые металлы в системе почва-растение. Новосибирск, 1991. 24. Кабата-Пендиас А., Пендиас X. Микроэлементы в почвах и растениях. М., 1989. 25. Кабиров Р. Р. Антропогенная модификация аль-госинузий // Комплекс, экологическая оценка техногенного воздействия на экосистемы южной тайги. М., 1992. 26. Кашин В. К., Иванов Г. М. Свинец в почвах юго-западного Забайкалья // Почвоведение.

1998. №12. С. 1502-1508. 27. Ковалевский А.Л. Биогеохимия растений. Новосибирск, 1991. 28. Кузях-метов Г. Г. Альгологическая оценка токсичности препаратов меди в серой лесной почве и черноземе выщелоченном // Почвоведение. 1998. №8. С. 968-973. 29. Ладонин Д. В. Влияние техногенного загрязнения на фракционный состав меди и цинка в почвах // Почвоведение. 1995. №10. С. 1299-1305. 30. Ладонин Д. В. Особенности специфической сорбции тяжелых металлов почвой при полиэлементном загрязнении •// Тез. докладов III съезда Дркучаевского об-ва почвоведов (11-15 июля 2000 г., Суздаль). М., 2000. Кн. 1. С. 269-270. 31. Ландшафтно-геохимические основы фонового мониторинга природной среды / Отв. ред. М.А.Глазовская, Н.С.Касимов. М., 1989. 32. Линник П.Н., Набива-нец Б. И. Формы миграции металлов в пресных поверхностных водах. Л., 1986. 33. Лобанова Е. А. Состояние свинца в некарбонатных почвах: Автореф. канд. дис. М., 1983. 25 с. 34. Матинян H. Н. Бахматова К. А. Почвенный покров Приневской низменности и его экологическая оценка // Вестн. СПбГУ. Сер. 3. 1997. Вып 4 (№24). С. 90-103. 35. Матинян H. Н., Бахматова К. А. Микроэлементный состав почв Приневской низменности // Вестн. С.-Петерб. ун-та. 2000. Сер. 3. Вып. 1 (№3). С. 102-115.

36. Минеев В. Г. Агрохимия и биосфера. М., 1984. 37. Мур Док.. В.., Рамамурти С. Тяжелые металлы в природных, водах. М., 1987. 38. Муха В. Д., Сулима А.Ф., Карпинец Т. В., Левшаков JI.B. Соотношение содержания тяжелых металлов в почве и почвообразующей породе как критерий оценки загрязненности почв// Почвоведение, 1998. №10. С. 1265-1270. 39. Никифорова Е. М. Свинец в ландшафтах придорожных систем // Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М., 1983. С. 220-229. 40. Новиков Г. В., Палагина С. Н., Щербо А. П. Загрязнение воздуха транспортных магистралей города металлсодержащими аэрозолями // Гигиенические аспекты/загрязнения окружающей среды выбросами автотранспорта. JL, 1981. С. 10-13. 41. Обухов А. И., Бабаева И. П., Гринт А. В. и др. Научные основы разработки ПДК тяжелых металлов в почвах // Тяжелые металлы в окружающей среде. М., 1980. С. 2О728. 42. Обухов А. И., Поддубная Е. А. Содержание свинца в системе почва-растение // Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах. Л., 1980. ,С. 192-197. 43. Орлов Д. С., Милановский Е.Д. Гельхроматография в почвоведении — возможности и ограничения метода // Современные физические и химические методы исследования почв. Изд-во Моск. ун-та, 1987. С. 94-118. 44. Пинский Д. Л. О некоторых физико-химических свойствах почв в свете новых данных по адсорбции тяжелых металлов почвами // Тез. докл. III съезда Докучаевского о-ва почвоведов (11-15 июля 2000 г., Суздаль). М., 2000. Кн. 1. С. 289- 290. 45. Пономарева В. В., Сотникова Н. С. Закономерности процессов миграции и аккумуляции элементов в подзолистых почвах (лизиметрические исследования) // Биогеохимические процессы в подзолистых почвах. JI., 1972. С. 6-56. 46. Почвенно-экологический мониторинг и охрана по4в: Учеб. пособие / Под ред. Д. С. Орлова, В. Д. Васильевской. Изд-во Моск. Ун-та, 1994. 47. Садовникова Л. К., Решетников С. И., Ладонин Д. В. Содержание тяжелых металлов в активных илах, применяемых в качестве органических удобрений // Почвоведение. 1993. №5. С. 29-33. 48. Самойлова Т. С., Беккер А. А., Максимова Е. Н., Майорова Л. Г., Емцев В. Т. Техногенные загрязнения и микрофлора плантаций земляники // Проблемы охраны природы в нечерноземной зоне в связи с интенсификацией сельскохозяйственного производства. Брянск, 1983. С. 6-15. 49. Свинец в окружающей среде / Отв. ред. В.В.Добровольский. М., 1987. 50. Свинец. Гигиенические критерии состояния окружающей среды. Женева, 1980. 51. Сердюкова А. В. Свинец в почвах техногенного и природного ландшафтов и потребление элемента растениями: Автореф. канд. дис. М., 1984. 24 с. 52. Феник С. И., Трофимяк Т.Е., Блюм Я. Б. Механизмы формирования устойчивости растений к тяжелым металлам // Успехй соврем, биологии. 1995. Т. 115. Вып. 3. С. 261-275. 53. Штпина Э. А., Шилова И. И., Неганова Л. Б. Влияние дымогазовой эмиссии на развитие водорослей в почве // Изв. АН СССР. Сер. биол. 1984. №5. С. 780-784. 54. An Interdisciplinary Stady of Environmental Pollution by Lead and other Metals. Institute for Environmental Studies University of Illinois, 1974. 55. Blumfidd C., Kelso W. J., Pruden G. Reactions between Metals and Humified Organic Matter // J. Soil Sci. 1976. Vol. 27. P. 16-61. 56. Brummer G. W., Tiller K. G., Herms U., Clayton P. M. Adsorption-desorption and/or precipitation-dissolution processes of zinc in soils // Geoderma. 1983. Vol. 31. N4. P. 337-354. 57. Glazovskaya M. A. Methodological Guidelines for Forcating the Geochemical Susceptibility of Soils to Technogenic Pollution. International Soil Reference and Information Centre, Technical Paper 22, 1990. 58. Graf J., Raffirath D., Rosier F. M. et a I. Experimental and numerical study of the dispersion and transport of automobile exhaust gases from highways // Sci. Total Environ. 1990. Vol. 93. P. 323-330. 59. McBride M. B. Reactions controlling heavy metal solubility in soils // Adv. Soil Sci / Ed. by B. A. Stewart. Berlin, 1989. Vol. 10. P. 1-47. 60. Nriagu J. O., Pacina J. M. Quantitative Assesment of Worldwide Contamination of Air, Water and Soils by/Trace Metals // Nature. 1988. Vol. 333. 61. Salomons Wim, Foorstner Ulrich. Metals on the Hydro-cycle. Berlin; Heidelberg; New-York; Tokio, 1984.

Статья поступила в редакцию 17 марта 2003 г.