Азотное загрязнение подземных вод и управление их качеством в промышленных районах

Введение                               обобщения многочисленных материалов

Взаимодействие человека и окружающей среды (далее - ОС) зародилось в первой половине XX в. Его теоретические основы отражены в работах В.В. Докучаева, В.Н. Сукачева, В.И. Вернадского, А.Е. Ферсмана. Воздействие геологической деятельности человека рассматривается в трудах многих ученых: Ф.П. Сава-ренского, В.И. Приклонского, А.П. Виноградова, Б.Б. Полынова, Е.М. Сергеева, Н.И. Плотникова, С. Краевского, В.М. Гольдберга, А.А. Карцева, Ф.П. Тютюно-вой, В.Д. Ломтадзе, И.И. Рогинца, Ю.О. Зеергофера, В.П. Зверева, В.А. Всеволожского, В.Т. Трофимова, Д.Г. Зилинга, В.А. Мироненко, А.Я. Гаева, В.С. Самариной, Ю.М. Нестеренко, В.Г. Румынина, Е.К. Питьевой, В.П. Осипова, А.Е. Орадовской и др. Они считают, что проблема загрязнения подземных вод в результате техногенеза носит глобальный характер.

В.М. Гольдберг (1987) и В.А. Всеволожский (1996) на основании анализа и делают вывод о том, что загрязнение подземных вод на территории России носит точечный характер, хотя проявляется практически повсеместно. В.А. Всеволожский отмечает, что сложность проблемы загрязнения подземных вод заключается в том, что оно формируется «невидимо» и не воспринимается всерьез до тех пор, пока не становится опасным для водозаборов.

Во всем мире отмечается рост содержания азотсодержащих веществ в питьевой воде [36]. Регулярное использование питьевой воды с повышенным содержанием нитратов приводит к развитию метгемоглобинемии, когда «высокие уровни нитратов в реакции с гемоглобином окисляются с двухвалентного до трехвалентного железа, что ухудшает способность крови переносить кислород» [49]. К тому же повышенное содержание в воде минеральных соединений азота приводит к образованию потенциально опасных канцерогенов - нитрозаминов. Образование

Техногенная миграция соединений азота в подземных водах

В последние десятилетия большое значение приобрела техногенная миграция соединений азота в подземных водах. Азот является одним из широко распространенных элементов и важнейшим для биосферы и ноосферы. Кларк азота в земной коре составляет 1,910’3 %, техно-фильность - 2,5 108. Его наибольшее содержание характерно для атмосферы -41015 т (78,09% объема, 65,6% массы) [29]. Ежегодно с атмосферными осадками на материки попадает 22 млн. т азота. По роли биогенной миграции азот занимает первое место среди элементов [41]. В биологическом круговороте азота участвуют нитрифицирующие, денитрифицирующие и азотфиксирующие растения и микроорганизмы. В процессе биологической азот-фиксации в естественный круговорот поступает 100 млнт азота в год. Азот является составной частью жизненно важных нуклеиновых кислот, хлорофилла, витаминов группы В и др. Дефицит азота свойственен для почв, где выращиваются различные культуры (по А.М. Рябчикову), с урожаем из почв изымается 106 млн т азота, поэтому азотные удобрения считаются важнейшими для перспективного ведения сельского хозяйства. Хозяйственная деятельность нарушает естественный круговорот азота в результате внесения удобрений в почву, связывания азота воздуха и др. Азот (N) наряду с углеродом

(С), серой (S) и хлором (С1) относят к су-пертехнофильным элементам, его присутствие в подземных водах может приводить к метаморфизации их состава [44].

Техногенная миграция соединений азота приводит к загрязнению подземных вод. В.Т. Трофимов (2000), рассматривая геохимическую экологическую функцию литосферы, заметил, что «техногенные гидрохимические аномалии формируют преимущественно соединения азота (в первую очередь нитраты)». Азотное загрязнение подземных вод является глобальной проблемой, прежде всего это вызвано повсеместным применением азотных удобрений [27]. Формирование азотных гидрогеохимических аномалий, связанных с внесением удобрений, характерно для развитых стран (Англии, Нидерландов, России, США, Китая и др.).

Обобщающие исследования по азотным гидрогеохимическим аномалиям России принадлежат С.Р. Крайнову, В.П. За-кутину, Д.А. Фетисенко, Н.Н. Чугуновой, которые отдельно рассматривают нитратное и аммонийное загрязнения подземных вод [12, 13], Их совместное рассмотрение осуществляется при определении закономерностей содержания азотсодержащих ионов в различных условиях формирования загрязнения.

Нитратное загрязнение подземных вод изучалось многими исследователями, как правило, в связи с ведением сельского хозяйства. Основным обобщением по нитратному загрязнению подземных вод России является работа В.П. Закутана, Д.А. Фетисенко, З.Н. Пантелеевой, А. А. Богомолова, Н.Н. Чугуновой «Нитратное загрязнение подземных вод территории СНГ и сопредельных стран», опубликованная в 1994 г. [12]. В ней охарактеризованы основные особенности распределения нитрат-иона на территории России и стран ближнего зарубежья. Средняя концентрация нитратов в подземных водах зоны гипергенеза составляет 3,41 мг/дм3, в водах выщелачивания -1,67 мг/дм3, в водах континентального засоления - 10,4 мг/дм3. К тому же отмена- ется, что концентрации нитрат-иона на уровне первых миллиграммов на литр (выше фоновых значений) формируются при загрязнении подземных вод. Концентрации нитратов в грунтовых и напорных водах ряда регионов России в 30-50 % случаев превышают ПДК. Наиболее высокие концентрации нитратов характерны для водоносных горизонтов со значительной техногенной и/или антропогенной нагрузкой и слабой защищенностью подземных вод от загрязнения.

Согласно результатам исследований В.П. Закутана и др. (1994), концентрации нитратов от 45 до 225 мг/дм3 и более отмечаются в отдельных бассейнах подземных вод (от большего к меньшему): Уральский, Камско-Вятский, ЗападноСибирский, Восточно-Предкавказский, Прикаспийский, Причерноморский, Санкт-Петербургский, Московский, Ангаро-Ленский. В основном распределение концентраций нитрат-иона в каждом из бассейнов позволяет с уверенностью говорить о преобладании в выборке содержаний нитрат-иона не более 9 мг/дм3. Однако анализ гистограмм распределения концентраций нитрат- ионов в подземных водах, приведенных в работе В.П. Закутана и др. (1994), позволяет утверждать, что распределение концентраций в некоторых бассейнах отличается от основной массы. Так для Уральского, Камско-Вятского, в меньшей степени для Санкт-Петербургского и Восточно-Предкавказского бассейнов характерно относительно равномерное распределение концентраций в обозначенном выше диапазоне. Предположительно это может быть связано с интенсивной техногенной нагрузкой в местах отбора проб. Максимальные концентрации нитрат-иона (701 мг/дм3) соответствуют четвертичному горизонту Прикаспийского (882 мг/дм3), Камско-Вятского (701 мг/дм3), Восточно-Предкавказского (550 мг/дм3) бассейнов и некоторым более глубоко залегающим горизонтам подземных вод (до 556 мг/дм3).

Распределение нитратов по региональному признаку изучалось С.Р. Край новым и В.П. Закутиным (1994) в подземных водах европейской части России [26]. Согласно проведенным исследованиям встречаемость повышенных содержаний нитратов в грунтовых водах увеличивается от северных регионов к южным от менее 10 до более 50%. В подземных напорных водах Кировской области, Республики Татарстан и Республики Калмыкия содержание нитратов превышает 45 мг/дм3, в Санкт-Петербургской, Волгоградской, Белгородской областях - от 22 до 45 мг/дм3.

В связи с высокой растворимостью нитратных солей в подземных водах при высоком содержании нитрат-иона может отмечаться и высокое содержание натрия с калием, кальция, магния и аммония [12]. Аммоний, как и нитрат, является основным компонентом азотного загрязнения, и повышенное содержание аммония в подземных водах создает азотные гидрогео-химические аномалии.

Считается, что аммоний - типоморфный компонент химического состава вод глубоких горизонтов, особенно нефтегазоносных провинций и регионов гидротермальной деятельности, Столь же нетипичным он является для подземных вод зоны активного водообмена. Однако в грунтовых водах обнаруживаются значительные концентрации аммония, и при загрязнении подземных вод в промышленных районах они могут достигать первых тысяч мг/дм3, хотя на незагрязненных участках содержание аммония не превышает нескольких мг/дм3.

Аммонийное загрязнение подземных вод зоны активного водообмена в настоящее время изучено недостаточно. Общие закономерности аммонийного загрязнения подземных вод России были описаны В.П. Закутиным, Н.Н. Чугуновой, Д.А. Фетисенко, З.Н. Пантелеевой, А.А. Богомоловой на основе обработки 10 000 анали-зов[13]. Рассмотрим далее основные, выявленные этими исследователями закономерности распространения аммония в подземных водах России.

Среднее содержание аммония в подземных водах зоны гипергенеза составляет 0,56 мг/дм3, при этом в водах выщелачивания - 0,42 мг/дм3, в водах континентального засоления - 1,11 мг/дм3, фоновые концентрации аммония в подземных водах приближены к предельнодопустимым [13].

В отдельных бассейнах подземных вод отмечаются концентрации аммония в диапазоне от менее 0,5 до 3,5 мг/дм3 и более (от большего к меньшему): ЗападноСибирском, Прибалтийском, Причерноморском, Московском, Волго-Камском. Повышенные средние значения концентраций аммония характерны для бассейнов с равномерным распределением концентраций в указанном диапазоне - для Западно-Сибирского (2,5-3,0 мг/дм3), Прибалтийского (2,0-2,5 мг/дм3), в меньшей степени для Московского (1,52,0 мг/дм3) и Причерноморского (1,01,5 мг/дм3) бассейнов.

По данным В.П. Закутана и др. (1995), подземные воды, содержащие аммоний-ион в количествах более чем 4 мг/дм3, характерны для Калужской, Костромской, Саратовской, Астраханской, Пермской, Челябинской, Курганской, Тюменской, Новосибирской, Кемеровской областей, для Удмуртии, Чувашии, Башкирии и Краснодарского края. Кроме того, на территории Калининградской области отмечается рост содержания в подземных водах аммония, с увеличением его концентраций до 15 мг/дм3 и более [34].

Для азота характерна как ионная, так и неионная миграция в растворах. Процесс нитрификации лучше всего протекает в околонейтральной среде (pH 6-8,5) и при температуре 25-28 °C. В кислой среде и в присутствии растворимых органических веществ процесс нитрификации замедляется и может прекратиться [8]. В анаэробных условиях нитраты могут восстанавливаться до свободного азота.

Нитрат-ион не связывается почвой и, мигрируя в грунтовые воды, может их загрязнять, формируя в них нитратные аномалии [8]. Аммоний-ион хорошо усваива ется растениями, может сорбироваться почвой и восстанавливаться до нитратов. В связи с этим в подземных водах под сельхозугодиями аммоний присутствует в меньшей степени, чем нитрат.

С геохимической точки зрения сущность формирования загрязнения в подземных водах заключается не в каком-либо конкретном источнике азотсодержащего загрязняющего вещества, а скорее в свойствах геохимической среды, образующейся в результате загрязнения [8, 12, 13, 28, 48]. Так в соответствии с принципами геохимической типизации загрязненных подземных вод, предложенной С.Р. Крайновым, Г.Ю. Фойгтом, В.П. За-кутиным (1991), высокие концентрации аммония свойственны [28]: 1) слабокислым водам с высокими значениями Eh; 2) слабокислым и околонейтральным бески-слородным-бессульфидным водам с низкими положительными значениями Eh; 3) околонейтральным и щелочным сульфидным водам с отрицательными значениями Eh; 4) щелочным водам с низкими значениями Eh. В то же время наиболее благоприятная миграция нитратов характерна для околонейтральных подземных вод с кислородными (аэробными) условиями среды с высокими значениями Eh (>250). В бескислородных условиях нитраты восстанавливаются с образованием нитритов, газообразного азота и аммония. К примеру, именно со сменой под сельхозугодиями геохимических условий подземных вод с окислительных на восстановительные связывают С.Р. Крайнов и др. ) происходящее в последнее время уменьшение в этих подземных водах содержания нитратов и увеличение содержания более токсичных ионов-аммония[28]. Г.С. Михневич в работе «Геоэкологическая оценка природной защищенности подземных вод от загрязнения (на примере ... Калининградской области)» , установлено, что увеличение в последние годы содержания аммония в подземных водах Калининградской области не имеет связи с их защищенностью от загрязнения с поверхности[34]. Таким образом, по

С.Р. Крайнову, все разнообразие химического состава загрязненных подземных вод оказывается вероятностно-детерминированным Eh-pH условиями среды.

Источники азотного загрязнения подземных вод разнообразны, к ним относят сельскохозяйственные объекты (чрезмерное внесение азотных удобрений в почву и животноводческие комплексы-отстойники свинокомплексов, силосный сок, пометохранилища птицефабрик), промышленные предприятия (производства пищевой промышленности, азотнотуковые заводы, склады химических удобрений, заводы минеральных удобрений (ЗМУ), выбросы в атмосферу от металлургических, нефтехимических и теплоэнергетических предприятий)и урбанизированные территории (утечки из канализации, иловые поля очистных сооружений, свалки твердых бытовых отходов (ТБО)) [3, 4, 6, 8, 9, 10, 12, 13, 17, 26, 28, 29, 30, 32, 34, 47, 48]. Существует мнение, что одним из основных источников азотного загрязнения подземных вод являются атмосферные осадки, формирующиеся в промышленных районах [12, 13]. Однако интенсивность поступления азотсодержащих веществ из атмосферы в подземные воды напрямую связана с их защищенностью, в то время как некоторые источники азотного загрязнения подземных вод не столь зависимы от этого показателя.

Кроме всего прочего, аммоний считается типичным компонентом сточных вод химической промышленности (от производства стекловолокнистых материалов, соды, химических реактивов и особо чистых веществ, пластмасс, предметов бытовой химии, минеральных удобрений), нефтеперерабатывающей и нефтехимической (от производства каучука), черной металлургии (в горно-рудном, огнеупорном, метизном, прокатном и ферросплавном производствах) [13]. В сточных водах промышленности содержание аммония может достигать сотен и тысяч мг/дм3.

С.Р. Крайнов, Б.Н. Рыженко, В.М. Швец выделяют три основных вида загрязнения подземных вод - промышленное, сельскохозяйственное и коммуналь-но-бытовое[28]. Для каждого из них характерны определенные источники загрязнения подземных вод азотными соединениями. Считается, что при промышленном загрязнении азотные соединения в подземные воды попадают в результате фильтрации сточных вод из накопителей жидких и пастообразных отходов [28], при этом следует отметить, что фильтрация из хранилищ сточных вод возможна лишь при их недостаточно надежной гидроизоляции. Также отмечается промышленное загрязнение подземных вод за счет атмосферных осадков, утечек сточных вод и технологических растворов из коммуникаций и цехов, из мест складирования химического сырья и продукции. Сельскохозяйственное загрязнение связывают с выносом из почв ядохимикатов и удобрений, а также со стоками от животноводческих комплексов, ферм, птицефабрик. Источниками коммунально-бытового загрязнения являются поля фильтрации фекальных и хозяйственно-бытовых вод, утечки из коммунальных сетей.

Характеризуя азотное загрязнение подземных вод в сельскохозяйственных районах, С.Р. Крайнов и др. говорят о том, что в экстремальных случаях подземные воды под сельхозугодиями могут содержать до 10 000 мг/дм³ NO3' и до 15 000 мг/дм³ NH4⁺, и сотни миллиграммов на литр NO2’, а в районах влияния на подземные воды свинокомплексов -1 430-80 000 мг/дм³ аммония [3, 28] и 58 800, при обычных содержаниях 0,110 мг/дм³. Скорость увеличения нитратов в подземных водах под сельхоугодьями оценивается в 0,1-6 мг/дм³ в год [26, 48].

Подземные воды на свиноводческих комплексах загрязняются главным образом в зонах влияния отстойников вместимостью 25 тыс. м3 и более [3] при инфильтрации из них токсичных производственных стоков. Большая вероятность загрязнения подземных вод путем ин- фильтрации стоков из отстойников свинокомплексов обусловлена тем, что они нередко располагаются на террасах речных долин и склонах малых водотоков, и тем, что отходы свинокомлексов находятся в отстойниках длительное время в жидкой и полужидкой консистенции.

Азотное загрязнение подземных вод от коммунально-бытовых стоков имеет обычно локальный характер, в то время как сельскохозяйственное загрязнение, вызванное чрезмерным внесением удобрений в почву во всем мире характеризуется значительными площадями распространения. Наибольшие концентрации азотсодержащих загрязняющих веществ среди коммунально-бытовых стоков характерны для свалок ТБО - до 1 000 мг/дм3. В Пермском крае в подземных водах под исследованными свалками отмечается содержание NH4+ и NO3' , в несколько раз превышающее предельнодопустимые концентрации (ПДК) [18, 19, 20,21,23].

Промышленное азотное загрязнение по сравнению с двумя предыдущими видами загрязнения изучено недостаточно. Как правило, в научной литературе встречается упоминание о промышленном азотном загрязнении в пределах влияния азотно-туковых заводов на подземные воды [24, 28] и имеются отдельные исследования азотного загрязнения подземных вод на территориях расположения заводов минеральных удобрений (ЗМУ) [1, 2, 15, 31, 33]. Так концентрация аммония в подземных водах под азотно-туковыми заводами составляет пЮО мг/дм3 и может достигать более 1 000 мг/дм3 , в отдельных случаях - 15 000 мг/дм3 [28]. В зависимости от интенсивности водообмена загрязнение способно проникать на значительные глубины - до 250 м в горных районах [24].

В пределах территорий ЗМУ концентрация нитратов составляет 2250 мг/дм3, нитритов - 218 мг/дм3, аммония -1200 мг/дм3 [14], в некоторых случаях содержание нитратов в подземных водах достигает 76 000 мг/дм3, аммония -19 000 мг/дм3 [22].

Рассматривая экономическую составляющую одного из самых распространенных загрязнений подземных вод, В.В. Денисов, В.В. Гутенев и др. отмечают в России снижение внесения удобрений в почву [9,10]. На 1 га пашни вносится 2025 кг действующего вещества, при норме 60-120 кг/га в пересчете на азот, т.е. в 2,56,0 раз ниже нормы. В.В. Денисов отмечает, что «по уровню внесения удобрений, сложившемуся в России с начала реформ, страна отброшена на 40 лет назад»[9]. В Великобритании и Вьетнаме этот показатель составляет более 285 кг, в Китае -более 255, ФРГ - 2208, Республике Беларусь - 129, Индии - 98,6 кг/га. Исходя из данной информации можно считать, что в современное время на сельскохозяйственных угодьях России происходит истощение плодородия почв и отсутствует инфильтрация азотсодержащих загрязняющих веществ в подземные воды.

Возрастающие объемы производства азотных удобрений российскими ЗМУ и относительно медленное внедрение новых технологий в производство позволяют говорить о пропорциональном увеличении образования отходов [9]. Отходы в химической промышленности, как правило, жидкие или пастообразные, что при определенных гидрогеоэкологических условиях способствует интенсивному загрязнению подземных вод. Однако степень изученности загрязнения подземных вод в зонах влияния ЗМУ и гидрогеоэкологических условий их расположения в настоящий момент не позволяет уверенно говорить об опасности загрязнения водных ресурсов и о распространении загрязнения в ОС.

Мы считаем, что, несмотря на неопределенность азотного загрязнения подземных вод под влиянием ЗМУ, главным является не установление закономерностей формирования загрязнения в условиях ЗМУ, хотя это немаловажно, а четкое понимание, каким образом нужно управлять природно-техногенными системами ЗМУ, чтобы не допустить критического уровня загрязнения подземных вод и ухудшения качества водных ресурсов. На современном этапе развития учений о взаимодействии человека и окружающей среды, о ноосфере и о техногенезе определяющим в хозяйственной деятельности должно быть не реагирование на последствия техногенной деятельности, а регулирование -грамотное управление природнотехногенными системами с целью развития идей коэволюции, стимулирования системы к процессам самоочищения и саморегуляции.

Управление загрязнением подземных вод в природно-технических системах

В зависимости от техногенного объекта, воздействующего на ОС, выделяются природно-антропогенные, природнотехнические, природно-техногенные, геотехнические системы.

Г.Г. Стрижельчик в 1987 г. писал, что под природно-технической принято понимать систему «сооружение - геологическая среда». Эксплуатируемый человеком техногенный объект принято считать природно-технической системой - динамичной и способной изменять свои характеристики в короткие сроки, зависящие от интенсивности техногенеза [46]. По сравнению с природно-технической системой природно-техногенная подразумевает любую систему техногенного генезиса и является более широким понятием. Считается, что она может включать как действующие природно-технические системы, так и системы, сформированные под воздействием ранее функционирующих природно-технических систем. Природноантропогенными называют системы, в которых в качестве объекта воздействия на геологическую среду рассматривается человек (по Ф.В. Котлову). В таком случае принято говорить об антропогенном воздействии.

Г.Г. Стрижельчик (1987), В.А. Королев (1995), Н.П. Плотников (1998), В.И. Осипов (2005) и др. писали о необходимости управлять состоянием геологической среды при техногенном воздействии. При этом особое внимание обращали на то, что стратегия управления должна быть основана на предупреждении и предотвращении неблагоприятных процессов, а не просто на учете возможности их возникновения. Мы считаем, что схемы подобного «предупреждающего» управления состоянием геологической среды необходимо разрабатывать, прежде всего, для действующих природно-технических систем (далее - ПТС). Признается, что «предупреждающее» управление состоянием геологической среды при техногенном воздействии на геологическую среду является практическим воплощением идеи о ноосфере [39]. Ещё в 1989 г. А.И. Перельман писал: «В техногенных системах огромное значение приобретает обратная связь - это управляемые системы». Таким образом, подразумевается, что негативные последствия техногенеза не являются неизбежными. Они лишь следствие неумелого ведения производственной деятельности, которую можно оптимизировать.

Азотное и другие типы загрязнения подземных вод в существующих ПТС распространены точечно и повсеместно. Районы предприятий химической промышленности отличаются повышенной опасностью загрязнения подземных вод в связи с наличием на их территориях объектов размещения жидких и пастообразных отходов (далее - ОРО), имеющих высокие концентрации водорастворимых соединений.

При недостаточной гидроизоляции такие объекты оказывают на подземные воды прямое воздействие. Такое техногенное воздействие , как правило, интенсивно преобразует химический состав подземных вод и может приводить к их метаморфизации. Под метаморфизацией понимается изменение состава подземных вод под действием техногенных факторов - смена химического типа (полная метаморфизация) или группы вод (неполная метаморфизация) [44]. В связи с этим актуально решение вопросов управления

ПТС «ОРО - подземные воды» на территории существующих предприятий химической промышленности.

Отметим, что многие промышленные предприятия до сих пор управляют состоянием геологической среды посредством реагирования на происходящие ухудшения состояния подземных вод и геологической среды в целом (по сведениям из базы данных об обращении с отходами в России профильного института Минприроды РФ ФГБУ УралНИИ «Экология»),

А.Я. Гаев, В.Д. Бабушкин, В.Г. Гацков и др. в монографии «Водоснабжение и инженерные мелиорации...», рассматривая управление ПТС, считают мониторинг инструментом перехода к ноосфере [5].

Впервые понятие мониторинга ОС было введено Р. Мэном в 1972 г. на Стокгольмской конференции ООН. В 1993 г. В.А. Мироненко было введено понятие «гидрогеологический мониторинг» или мониторинг подземных вод. Объектом гидрогеологического мониторинга являются подземные водные ресурсы, он направлен на управление подземными водами.

Гидрогеологический мониторинг на наиболее опасных для загрязнения подземных вод азотсодержащими веществами ОРО химической промышленности проводится в соответствии с законодательством РФ в рамках мониторинга состояния и загрязнения ОС.

Мониторинг состояния и загрязнения окружающей среды является основным способом накопления сведений об изменениях геологической среды на промышленных предприятиях. Он призван обеспечить грамотное управление состоянием ОС в сложных природно-техногенных условиях. Согласно ст.1 Федерального закона от 19.07.1998 № ИЗ-ФЗ (ред. от 21.11.2011) «О гидрометеорологической службе» это «долгосрочные наблюдения за состоянием ОС, ее загрязнением и происходящими в ней природными явлениями, а также оценка и прогноз состояния ОС, ее загрязнения» [37]. Из этого опре деления следует, что мониторинг включает три последовательных этапа: наблюдения, оценку и прогноз. Прогноз является важным завершающим этапом мониторинга, он обеспечивает эффективное управление природно-техногенными процессами в ПТС путем своевременного планирования превентивных мероприятий.

Организация мониторинга подземных вод обнаруживает множество проблем. Исследованиями системы мониторинга подземных вод и ее оптимизацией занимались В.С. Ковалевский, В.А. Мироненко, В.М. Шестаков, С.М. Семенов, Н.М. Фролов, Г.И. Батрак, В.В. Сергеев, А.В. Ефременко и др. Проблема оптимизации мониторинга подземных вод возникла в связи с неинформативностью получаемых при мониторинге данных.

Наблюдения - это первый этап мониторинга. От информативности получаемых при наблюдении данных напрямую зависят следующие этапы мониторинга -оценка и прогноз. С 1990 г. гидрогеологами обсуждается вопрос об оптимизации локальных наблюдательных сетей, поскольку для прогноза и управления техногенными процессами необходима «достоверная и достаточная» сеть наблюдения в системе мониторинга [16].

Оценка является вторым этапом мониторинга. Состояние подземных вод по содержанию в них загрязняющих веществ в России и за рубежом оценивают с использованием трех подходов: 1) санитарногигиенического; 2) геохимического; 3) биогеохимического. Критерии оценки состояния подземных вод для каждого из них это соответственно величины: 1) нормативных предельно-допустимых концентраций (ПДК); 2) кларков концентраций, фоновых концентраций, суммарного показателя содержания токсикантов; 3) чувствительности растений к химическому воздействию.

Наиболее разработан санитарногигиенический подход с использованием ПДК. Он широко применяется при оценке состояния подземных вод и в то же время не всегда оправдан, т.к. является антропоцентричным, его применение целесообразно, когда подземные воды используются человеком для питьевого и/или хозяйственно-бытового водопользования. В случае, если подземные воды конкретного загрязняемого водоносного горизонта не имеют хозяйственно-питьевого или хозяйственно-бытового значения, применение ПДК при оценке загрязнения таких вод необоснованно.

Кларки концентраций, фоновые величины концентраций и суммарные показатели содержания загрязняющих веществ называют геохимическими критериями. Кларк концентраций является усредненной величиной, для каждого конкретного региона он может сильно варьировать. В связи с этим использование кларка для мониторинга подземных вод в условиях локальной ПТС вряд ли сможет обеспечить эффективное управление.

Биогеохимический подход с применением уровня чувствительности растений в качестве критерия устойчивости подземных вод к химическому воздействию может быть использован весьма условно, например, в случае, если воздействие на растительность оказывается преимущественно исследуемыми загрязняющими веществами через подземные воды. Данный подход в России практически не разрабатывался.

Проблема выбора критериев для оценки состояния подземных вод поднимается разными учёными при проведении конкретных исследований. Так, например, она обсуждается в работе И.В. Галицкой «Экологические проблемы обращения и утилизации бытовых и промышленных отходов», где автор берет под сомнение использование в качестве критерия фоновых содержаний и ПДК [7].

Результаты наблюдений и оценки используются на завершающем этапе мониторинга при составлении прогноза. Прогноз ориентирован на обеспечение своевременности превентивных мер для сохранения качества подземных вод. Г.Н. Каменский, Н.К. Гиринский, А.И.

Силин-Бекчурин, Н.П. Дружинин, В.М. Шестаков, Н Е. Жернов, П К. Гавич, В.А. Мироненко, В.Г. Румынии главным инструментом прогнозирования миграции загрязняющих веществ и изменения состояния подземных вод признают геоми-грационную модель.

У правление состоянием подземных вод в техногенных условиях должно обеспечивать так называемый «щадящий техногенез» [42], когда изменение свойств ОС происходит в пределах допустимых для конкретных условий критериальных значений, обеспечивающих существование и развитие биосферы и человека. Здесь следует заметить, что в ПТС, где имеется загрязнение подземных вод азотсодержащими веществами (NO3', NO2’, NH4+), восстановление их качества может быть весьма затруднено.

Дело в том, что все соединения нитратов, нитритов и аммония имеют высокую растворимость (например, растворимость NH4HCO3 - 217 г/кг, (NH4)2SO4 - 754 г/кг), поэтому их накопление в подземных водах не может быть лимитировано каким-либо компонентом химического состава подземных вод.

Осаждение NH4+ в подземных водах возможно лишь на сорбционном (ионнообменном) геохимическом барьере, однако действие такого барьера в зоне влияния загрязненных подземных вод ограничено сорбционной емкостью. Осаждение NO3' и NO2' невозможно ввиду того, что при pH > 2-3 мелкодисперсные глинистые образования имеют отрицательный заряд [28, 35, 40]. В отдельных случаях концентрация азота возможна на испарительном барьере [41].

Таким образом, управление состоянием подземных вод, попадающих под влияние жидких и пастообразных азотсодержащих отходов, имеет ряд трудностей. Так для целей управления состоянием подземных вод система гидрогеологического мониторинга на ОРО ЗМУ должна иметь полный цикл, включающий наблюдения, оценку и прогноз. При этом требуется, чтобы наблюдения были достоверны и достаточны для осуществления оценки и прогноза. Состояние подземных вод следует оценивать с использованием определенных критериев допустимого состояния, выбор которых неочевиден. Прогноз изменения состояния подземных вод в условиях ПТС лучше всего проводить с применением геомиграционной модели, использование и уточнение которой возможно на каждом цикле мониторинга. Существенной сложностью при управлении подземными водами в условиях ПТС ЗМУ является снижение концентраций азотсодержащих веществ, поскольку пока непонятно, каким именно образом их можно снизить.

Заключение

1.    Наиболее интенсивное загрязнение подземных вод происходит на объектах размещения жидких и пастообразных отходов химических производств. При недостаточной гидроизоляции таких объектов в результате инфильтрации жидкой фазы отходов происходит преобразование химического состава подземных вод вплоть до полной его метаморфизации. 2.    Азотное загрязнение подземных вод является глобальной проблемой. В первую очередь его связывают с чрезмерным внесением азотных удобрений в почву. Однако в течение последних 20 лет в России удобрения вносятся в 2,5-6,0 раз ниже нормы, необходимой растениям. В то же время объемы производства минеральных азотных удобрений, а вместе с ними обра- зование жидких и пастообразных отходов, постоянно растут. Таким образом, в России на территориях заводов минеральных удобрений вблизи объектов размещения отходов существует опасность азотного загрязнения подземных вод. При этом изученность промышленного азотного загрязнения подземных вод недостаточна.