Значительная часть техногенных источников загрязнения связана с поступлением контаминантов в почву и в зону аэрации путем инфильтрации с содержащими загрязнения естественными осадками (например, кислотные дожди) и при выщелачивании посачивающимися остадками загрязняющих веществ, попадающих на поверхность земли в твердой фазе (пыль, сажа, радиоактивные осадки); поливными водами, вымывающими из почвы агро-и ядохимикаты; при инфильтрации из хранилищ жидких и пульпообразных отходов, а также из хранилищ твердых отходов, откуда загрязняющие вещества вымываются профильтровавшимися атмосферными осадками; из локальных источников хранения нефтепродуктов (Гольдберг, 1987).

4.1. Модели миграции контаминантов в зоне аэрации.

В зоне аэрации контаминационные процессы определяются главным образом конвективным переносом инфильтрующейся с поверхности земли воды и потому они обусловливаются прежде всего характером инфильтрационного потока. С гидрогео0динамических позиций поверхностные источники загрязнения являются участками инфильтрации загрязняющей жидкости, характеризуемых интенсивностью инфильтрации, причем по площадному распространению отмеченные выше источники загрязнения могут иметь характер площадной рассеянной, площадной сосредоточенной и точечной инфильтрации.

Естественная инфильтрация в значительной мере определяется условиями впитывания воды в почве, учитывающими состав почвенных горизонтов и растительности. Особое значение при обосновании расчетной интенсивности инфильтрации имеет ее пространственная изменчивость, отмечаемая в позициях <потускулярной> теории формирования инфильтрации. Согласно этой теории на локальных участках понижения рельефа (западинах и овражно-балочной сети), где при ливневых дождях и снеготаянии образуются лужи и местные заболачивания, формируются локальные очаги повышенной инфильтрации. На таких локальных участках инфильтрующаяся вода быстро (за время порядка суток и первых десятков суток) просачивается через зону аэрации, тогда как на ровных и положительных участках рельефа инфильтруюшаяся вода может задерживаться в зоне аэрации до нескольких лет (Долгов, Коронкевич, 1999; Шестаков, Поздняков, 2003).

Из этих соображении следует, что инфильтрацию может считать состоящей из двух частей: рассеянной, формируемой на большей части площади территории со сравнительно небольшой интенсивностью, и быстрой, формируемой на локальных участках понижений рельефа со значительно более высокой интенсивностью. Соотношения между этими частями и соответствующие значения интенсивности инфильтрации должны устанавливаться на основание режимно-балансовых наблюдений, причем по существующим материалом балансовые доли рассеянной и быстрой инфильтрации оказываются примерно равными (Шестопалов и др., 2002).

Интенсивность инфильтрации из хранилищ жидких и твердых отходов следует устанавливать по данным изучения водного баланса этих хранилищ, учитывая также возможную площадную неравномерность распределение инфильтрации в связи с неоднородностью строения грунтов в основании хранилища.

Для оценочных расчетов скорости просачивания воды в зоне аэрации u_п можно использовать решения задачи влагопереноса при постоянной во времени инфильтрации интенсивностью w в однородной среде при нулевой исходной влажности, когда, как показано физическими и численными экспериментами (Шестаков, 1995), образуется четко выраженная область просачивания глубиной с практически постоянной влажностью. Тогда при задании степенной зависимости коэффициента влагопереноса k от влажности  вида (Шестаков, Поздняков, 2003):

                                              ,                                               (4.1)

где k_ф -коэффициент фильтрации, - влажность насыщения (активная пористость n₀). При этом получим расчетную зависимость для скорости просачивания:

                                         ,                                              (4.2)

Принимая, в частности, характерные значения n=3 и n=4, придем к выражениям расчетных зависимостей для скорости просачивания, впервые полученных  Н.Н.Биндеманом:

                    (а),          (б)                        (4.3)

Проведем численный анализ скорости просачивания, используя формулу (4.3а) при типичных значениях параметров w и k_ф. Задавая характерные значения w от 210^-4 м/сут  до 210^-3 м/сут и типичные при песчано-глинистом строении зоны аэрации значения k_ф в диапазоне 0,1 - 1 м/сут и при n₀ = 0,3, получим по  формуле (4.3а) следующие

Близкие результаты получаются при таких расчетах по формуле (4.3б).

Заметим, что при интенсивном протекании процессов влагопереноса в переносе контаминантов проявляется неупорядоченная неоднородность строения зоны аэрации, которая обусловливается литолого-фациальной изменчивостью пород, возникновением трещин уплотнения и выветривания, наличием ходов землероев и остатков растений.

На характер процессов переноса контаминантов в зоне аэрации существенное влияние может оказывать также наличие в ней глинистых слоев, играющих роль локальных водоупоров, на которых образуется техногенный верховой водоносный горизонт (техногенная верховодка). В таких условиях поток верхового горизонта перетекает вниз в местах выклинивания водоупора или выходит на поверхность земли в виде нисходящих родников. Особенно заметно проявляется роль глинистых слоев при миграции нефтепродуктов, для которых из-за повышенного влияния капиллярных сил глинистые слои могут становиться водоупорами. По таким слоям нефтепродукты растекаются, перетекая по литологическим "окнам", создавая тем самым сложные формы потоков нефтяных контаминантов в зоне аэрации.

Принципиальные изменения в ситуации с контаминацией зоны аэрации могут возникать при переносе сорбируемых контаминантов, когда их перенос значительно замедляется, что можно установить расчетами скорости переноса по формулам (4.3) с заменой в них величины n₀ на эффективную пористость  (емкость) n_е =n₀+. В этом случае при значительной величине коэффициента распределения скорость переноса сорбируемого контаминанта может быть значительно меньше скорости просачивания воды и тогда зона аэрации может играть значительную защитную роль.

При изучении переноса контаминантов в зоне аэрации следует особо рассматривать роль процессов, проходящих в почвенных слоях, обычно отличающихся повышенной физико-химической активностью. Именно содержание и геохимические особенности токсичных компонентов в почвенных слоях являются основным предметом изучения загрязнения в рамках геохимии ландшафтов. При этом для городских условий характерны проявления ожелезнения почв, практически не влияющие на условия миграции элементов, и карбонизация почв, ведущая к увеличению их щелочности и связыванию многих металлов в труднорастворимые соединения (Перельман, Касимов, 1999).

При проявлениях контаминационных процессов возникает вопрос о постановке мониторинга контаминационных процессов в зоне аэрации. Решение этого вопроса имеет противоречивый характер. С одной стороны, распространение поступающих с поверхности земли контаминантов в зоне аэрации может быть зафиксировано в первую очередь. Из этого обстоятельства исходят предложения агентства экологической защиты США (EPA) по обязательному развитию мониторинга зоны аэрации в районе источников поверхностного загрязнения, в частности, хранилищ твердых отходов. С другой стороны, из-за неоднородности пород зоны аэрации поиск в ней контаминантов, нередко распространяющихся по приоритетным проводящим путям, весьма затруднителен. Осложняются такие наблюдения также трудностью отбора проб воды из ненасыщенных пород зоны аэрации при давлении в воде ниже атмосферного. Преодоление этих трудностей видится в применении специальных геофизических способов опробований, разработка которых признается насущной задачей. В настоящее время наблюдения за распространением загрязнения в зоне аэрации реально можно рекомендовать к осуществлению лишь в особых случаях, например, при образовании загрязнения на горизонтах верховодки, особенно, при изучении распространения нефтяного загрязнения.

Поэтому  реальным можно считать  проведение  наблюдений  за  переносом контаминантов  в  зоне  аэрации  только  под  локальными сооружениями (бассейнами-накопителями, свалками-депонирами и т. п). являющимися интенсивными источниками поступления  загрязнения  и  лишь  в  таких  случаях,  когда определено местоположение  сосредоточенного поступления контаминантов, например, при образовании  загрязнения на  верховодках.

Особым случаем является проведение наблюдений  в  зоне  аэрации  за  распространением  загрязнения  нефтепродуктами, для  чего  эффективно  используются методы газовой съемки (Мироненко, Румынин,том3, книга2,1999).

4.2. Оценка защитной роли зоны аэрации.

Результаты определения скорости просачивания могут быть использованы для оценок защищенности (уязвимости) грунтовых вод от поступления загрязнения при инфильтрации с поверхности земли. Исходным для проведения такой операции является определение времени просачивания и концентрации контаминантов при инфильтрационном просачивании в зоне аэрации.

В.М.Гольдберг (1987) предложил давать оценку категорий защищенности грунтовых вод в баллах, устанавливаемых на основе расчетов просачивания контаминантов в зоне аэрации. При этом предполагалось, что на расчетные значения баллов оказывает влияние мощность и литологический состав пород зоны аэрации. Однако при таких оценках остается значительная неопределенность в количественных характеристиках получаемых результатов при разной категорийности условий защищенности грунтовых вод. Как видно из приведенных выше расчетных данных, в многолетнем плане значения скорости просачивания оказываются такими, что просачивающаяся вода при реальных глубинах залегания УГВ порядка нескольких метров проходит через песчано-глинистую зону аэрации довольно быстро при любой ее реальной проницаемости. Следовательно, по отношению к нейтральным контаминантам при длительном действии источников загрязнения зона аэрации не может проявлять сколько-нибудь существенных защитных свойств, особенно при наличии на территории участков быстрой инфильтрации. Поэтому предложения В.М. Гольдберга по картированию защищенности грунтовых вод, исходя из расчетных значений времени переноса консервативных контаминантов, представляются нецелесообразными. 

На необходимость более обстоятельной оценки влияния контаминационных процессов обратил внимание И.С.Пашковский (2002), обосновывая предлагаемую им методику картирования защищенности грунтовых вод от площадного загрязнения. Эта методика основывается на проведение расчетов влагопереноса, как для гомогенной среды т.е. по формулам (4.3), учитывая сорбцию и деструкцию контаминантов (нитратов, тяжелых металлов, радионуклидов, нефтепродуктов)в породах зоны аэрации, причем в этой части подчеркивается особая роль почвы, как наиболее физико-химически активного элемента зоны аэрации.

В городских условиях характерными сорбируемыми контаминантами являются тяжелые металлы, из которых наиболее токсичными является, свинец, ртуть, кадмий,цинк. По прочности сорбционной связей тяжелые металлы в ряду: Cd<Ni<Zn<Pb<Cu, так что Cd способен мигрировать более интенсивно по сравнению другими тяжелыми металлами и при общем подходе к оценке уязвимости грунтовых вод к загрязнению можно рассматривать Cd в качестве расчетного контаминанта, имея в виду, что его растворимые органические формы образуют устойчивые хелатные соединения с ПАВ (Перельман, Касимов, 1999), а также учитывая низкие значения ПДК для Cd в питьевой воде.

При хар актерных значениях  и w=100мм/год получаются следующие значения времени миграции Cd: через слой 1м пород зоны аэрации: в песках (k=1м/сут) 35 лет, в супесях (k=0,1м/сут) 75лет, для суглинков (k=0, 01м/сут) 150лет, для глин (k=0,001м/сут) 250лет; через слой 1м почвы дерново-подзолистой песчано-супесчаной и суглинистой 100лет и 200лет, серой лесной 500лет, чернозема лесостепи 5000лет (Пашковский, 2002).

Как видно, определяющую защитную роль здесь играют прежде всего почвенные слои. Затем уже следует рассматривать защитные свойства, определяемые составом пород зоны аэрации, имея в виду возможность значительного увеличения времени переноса сорбируемых контаминантов  в глинистых породах по отношению к песчаным.

Из радионуклидов, поступающих на территориях радиационного загрязнения, наиболее опасным является стронций-90 с периодом полураспада t_1/2 = 28,4 года при следующих значениях   для различных почв (Пашковский, 2002).

Почвы                 подзол           глеевые          серые         черноземы         болотные

                                     3-6                    8                   11                     16               600-1000

Проведенные И.С.Пашковским расчеты показали, что для оценки времени миграции радиостронция в почвах и породах зоны аэрации можно пользоваться данными полученными для Cd, уменьшая величину расчетного времени примерно 5 раз, т. е. в супесчано - суглинистых почвах и породах при w = 100мм/год скорость миграции стронция составляет величину порядка 1см/год. С учетом радиоактивного распада стронция за время t _пр =6,6 t_1/2 =200лет происходит уменьшение активности стронция в 100 раз. По этим данным нетрудно установить мощность слоев почвы и пород зон аэрации, при которой за время просачивания произойдет полный распад радиостронция.

Уникальный пример инфильтрационной миграции радионуклидов дают наблюдения, проведенные в зоне Чернобыльской Зоны Отчуждения, где показано, что на участках рассеянной инфильтрации радиоактивное загрязнение концентрируется только в верхних слоях почвы, тогда как на участках быстрой инфильтрации, приуроченных к западинам рельефа, в которых скапливается до 60% осадков, глубина проникновения радионуклидов (стронция и цезия) к 2000г достигла 17м (Шестопалов и др., 2002).

 Характерным источником загрязнения на сельско-хозяйственных территориях являются пестициды. Пестициды относятся к органическим соединениям, сорбция которых происходит в основном на углероде в почве. При этом коэффициент распределения связывается с относительным весовым содержанием углерода f_ос  соотношением  =  f_ос , а величина  согласно аналитическим данным для ряда пестицидов имеет распределение близкое к логнормальному при среднегеометрическом значение =500 (Пашковский, 2002). Распад (детоксикация) пестицидов описывается уравнением (1.12).

Существенным источником загрязнения, поступающим в грунтовые воды через зоны аэрации, являются азотные соединения (от аммония до нитратов), которые образуются при вымывании их из почвы и количественно составляют обычно примерно четверть от вносимых с удобрениями. Под действием микроорганизмов и химической реакции происходят процессы денитрификации, скорость которой характеризуется временем полураспада от сотен суток в дерного-подзолистых почвах до тысяч суток в серых лесных и черноземных почвах. Заметим, что поступление агро - и ядохимикатов на мелиорируемых землях имеет неравномерный по площади характер с выраженной сезонной изменчивостью.

На основание расчетов переноса характерных контаминантов при рассеянной инфильтрации (с расчетным значением w=100мм/год) И.С.Пашковский рекомендует выделять категории защищенности грунтовых вод, характеризующиеся различными величинами времени просачивания характерных контаминантов: от очень плохой и плохой при песчаном и супесчаном составе почвы и зоны аэрации до хорошей и очень хорошей при серых, черноземных и торфяных почвах и суглинистых породах зоны аэрации. При этом в качестве основы для построения карт защищенности грунтовых вод предлагается использовать почвенные карты и литологические карты зоны аэрации.

Существуют и другие предложения по качественной оценке защитной роли зоны аэрации в баллах, учитывающих значимость влияния различных природных факторов, причем сумма баллов характеризует определенную категорию защищенности грунтовых вод. В частности, в США получили распространения предложения изложенные в программе DRASTIC, в которой в качестве параметров, определяющих условия защищенности грунтовых вод, рассматриваются не только характеристики почвы и зоны аэрации, но также и состав пород водоносного горизонта, что не имеет видимого смыслового обоснования (Зекцер, 2001). Такие предложения направлены на то, чтобы соответствующие оценки могли даваться и учитываться неспециалистами, что в принципе вряд ли целесообразно, имея в виду необходимость весьма квалифицированного изучения и прогноза такого сложного и многофакторного процесса, как перенос контаминантов в зоне аэрации.

Своеобразными представляются условия в зонах разгрузки грунтовых вод на поверхности земли (обычно, на поймах рек), где защита грунтовых вод от поступления поверхностного загрязнения обусловливается гидродинамическим действием восходящего фильтрационного потока, так что в зонах разгрузки грунтовые воды являются условно защищенными, имея в виду возможность радикального изменения ситуации при понижениях уровней грунтовых вод в таких зонах (например, при воздействии водозаборов подземных вод).

Особой задачей является оценка защитной функции покровных отложений при фильтрации сорбируемых мигрантов из хранилища промышленных отходов, содержащих токсичные компоненты, главным образом, в форме тяжелых металлов при укладке хранилища на покровных глинистых породах. В таких условиях может оцениваться возможность использования покровных пород в качестве естественного <грунтово-сорбционного> экрана, играющего роль геохимического барьера для миграции тяжелых металлов с учетом их сорбции на этих породах (Сергеев, 2002).

Для обоснования такой возможности рассмотрим задачу миграции сорбируемого мигранта при вертикальной фильтрации из хранилища в покровном слое с постоянной во времени скоростью просачивания (вертикальной фильтрации) v. При этом будем использовать модель переноса в форме гетерогенно-блоковой среды с сосредоточенной емкостью (1-го типа), имея в виду, что для глинистых пород емкостные параметры для каналов и блоков имеют вид: , где n_е - эффективная пористость породы, - относительное содержание каналов,коэффициент массообмена (Шестаков, 1995).

Из анализа решений для одномерного миграционного потока в гетерогенно-блоковой среде 1-го типа (см. уравнения 2.35 - 2.36) следует, что в таком потоке выделяются характерные размеры:  области конвективного переноса (с относительной концентрацией = 0,5), - области распространения мигрантов в каналах, - переходные зоны, определяющий область реального распространения контаминанта  с предельно допустимой концентрацией с_пр  Эти размеры на расчетный момент времени t, исходя из выражений (2.36 - 2.37а) будут 

                      ,                                       (4.4)

где  где inferfc - аргумент функции erfc, а с_пр /с⁰  при с⁰ и с_пр  равных значениям исходной и расчетной (предельно допустимой) концентрации контаминанта, причем  при   при .

Следует отметить, что после заполнения хранилища наступает этап его консервации, во время которого может продолжаться фильтрация из хранилища с дальнейшим распространением контаминантов, - в этот период контаминационные прогнозы должны проводиться с учетом десорбции контаминантов в теле хранилища и породах покровных отложений, для чего необходимо дополнительно проводить экспериментальное определение десорбционных параметров.

Обоснование размеров техногенной инфильтрации из хранилищ реально может устанавливаться только на основании балансовых наблюдений, проводимых непосредственно в хранилищах. Например, расчетное значение осредненной по площади величины скорости просачивания через дно намываемого хранилища можно установить из балансового соотношения v=(Q_пс +Q_ос -Q_исп )/F, где Q_пс- расход промстоков (жидкой части пульпы для намываемого хранилища) Q_ос и Q_исп  - среднегодовой расход осадков и испарения на поверхности хранилища, F-площадь хранилища. Специального анализа может потребовать изменение проницаемости экранов хранилищ и слабопроницаемых слоев зоны аэрации при движении в них растворов повышенной минерализации (Мироненко, Румынин, том3,1999).

Сорбционные свойства пород зон аэрации в первом приближении могут устанавливаться по литературным данным, а при проведении специальных исследований на участках загрязнения определяются по данным лабораторных опытов. При этом следует обращать особое внимание на определение сорбционной емкости пород, как важнейшей характеристики контаминационных процессов. Параметры массообмена для покровных глинистых пород могут быть получены только по данным опытов, проводимых в натурных условиях и на крупных монолитах; в качестве ориентировочных в этом случае можно принять значения, приведенные в 2.2.4.

Литература к главе 4.

Гольдберг В.М. Взаимосвязь загрязнения подземных вод и природной среды. 1987.

Зекцер И.С. Подземные воды как компонент окружающей среды. 2001.

Мироненко В.А., Румынин В.Г. Проблемы гидрогеоэкологии, тома 1,2, 1998; том 3, 1999.

Пашковский И.С. Принципы оценки защищенности подземных вод от загрязнения. <Современные проблемы гидрогеологии и гидрогеомеханики>  С-П.Ун-т. 2002.

Перельман А.И., Касимов Н.С. Геохимия ландшафта. 3-ье издание, 1999.

Сергеев В.И. Предотвращение риска загрязнения подземных вод в районах проектируемых участков захоронения отходов. Наукоемкие технологии, том3, N2, 2002.

Шестаков В.М. Гидрогеодинамика, 1995.

Шестаков В.М., Поздняков С.П. Геогидрология, 2003

Шестопалов В.М.и др. Барьерная и автореабилитационная функция геологической среды. <Современные проблемы гидрогеологии и гидрогеомеханики>. С.-П. Ун-т., 2002.