Г||;||)омг|(‘о|| з/uri
В. М. Гольдберг
ВЗАИМОСВЯЗЬ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД И ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
Ленинград
Гидрометеоиздат 1987
Bill ДЕНИЕ
Пресные, подземные воды являются ценнейшим полезным ископаемым, подчас единственным источником питьевого водоснабжения, особенно в засушливых зонах. Около 65—70 % городов Советского Союза снабжаются водой за счет подземных вод. Их роль в водоснабжении будет и дальше возрастать. Это обусловлено высоким качеством пресных подземных вод и лучшей защищенностью их от загрязнения по сравнению с поверхностными подами суши. Однако при интенсивном антропогенном воздействии на природную среду подземные воды наряду с поверхностными 1акже подвергаются загрязнению. Анализ и обобщение материалов о качестве подземных вод показали, что загрязнение поднятых вод на территории нашей страны носит в основном точечный, локальный характер, но проявляется практически повсеместно. Особенно заметно изменение качества подземных вод в промышленных районах.
В связи с широким использованием средств защиты растений и созданием крупных животноводческих комплексов значительно возросло влияние сельского хозяйства на подземные воды. Все ио выдвигает охрану подземных вод в число важных народнохо-шпетвенных проблем. Влияние различных видов хозяйственной деятельности на подземные воды сказывается в основном в изменении гидродинамических и гидрохимических условий водоносных горизонтов. На практике с этими изменениями связаны сработка уровней и истощение запасов подземных вод, с одной стороны, п их загрязнение — с другой. Эти два процесса тесно взаимосвязаны, но особенно заметно загрязнение подземных вод.
Отличительной особенностью процесса загрязнения подземных вод является то, что он в значительной степени обусловлен загрязнением других природных сред — атмосферного воздуха, поверхностных вод, почв. Будучи загрязненными вследствие выбросов различных веществ антропогенного происхождения, эти среды e ra ловятся как бы вторичными источниками загрязнения, влияющими на подземные воды. В свою очередь загрязнение подземных вод может сказаться на качестве речных вод в местах разгрузки лагрязненных подземных вод в реки.
Таким образом, имеет место взаимосвязь причин и следствий и загрязнении подземных и поверхностных вод. Но вместе с тем, как показывает анализ фактического материала, воздействие загрязненных природных сред на подземные воды неизмеримо Польше обратного воздействия подземных вод на эти среды. Эта взаимосвязь загрязнения подземных вод и других природных сред имеет важное значение с точки зрения постановки наблюдений за качеством подземных вод и источниками загрязнения,
I*	3
изучения самого процесса загрязнения подземных вод, планирования мероприятий по охране подземных вод. Совершенно очевидно, что вопросы охраны подземных вод должны решаться в рамках общих природоохранных мер. Назрела необходимость постановки комплексных наблюдений за загрязнением пресных подземных вод, приуроченных к зоне активного водообмена, и Других природных сред, непосредственно влияющих на эти воды.
Различные вопросы, связанные с изучением загрязнения подземных вод, миграции загрязняющих веществ в подземных водах, охраны подземной гидросферы освещены в работах Ф. М. Боче-вера, Н. Н. Веригина, В. М. Гольдберга, В. А. Грабовникова, Е. Л. Минкина, В. А. Мироненко, А. Е. Орадовской, Е. В. Пинне-кера, Н. И. Плотникова, А. А. Рошаля, В. Г. Самойленко, Б. Г. Самсонова, В. С. Саркисяна, Ф. И. Тютюновой, В. М. Шестакова, Б. С. Шержукова и др. Важное значение для организации комплексного изучения загрязнения подземных вод и других природных сред имеют работы Ю. А. Израэля, И. П. Герасимова, Ф. Я- Ровинского, Н. К. Гасилиной, С. Г. Малахова, Ю. Е. Саета, в которых освещаются научно-методические вопросы изучения и мониторинга загрязнения природной среды. Имеется немало публикаций зарубежных авторов по вопросам загрязнения и охраны подземных вод. Среди них следует отметить работы Фрида, Пеликана, Врбы, Матесса, Мулла, Янга и др.
В настоящей работе, наряду с результатами исследований, выполненных автором, использованы и другие материалы.
1.	ПРОБЛЕМА ЗАГРЯЗНЕНИЯ ОКРУЖАЮЩЕЙ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
В Советском Союзе вопросы охраны окружающей среды, рационального использования природных ресурсов являются предметом пристального внимания государственных и партийных органов. В Конституции СССР сказано: «В интересах настоящего и будущего поколений в СССР принимаются необходимые меры для охраны и научно обоснованного, рационального использования земли и ее недр, водных ресурсов, растительного и животного мира, для сохранения в чистоте воздуха и воды, обеспечения воспроизводства природных богатств и улучшения окружающей среды».
Теоретические основы учения о взаимодействии человека и природной среды отражены в трудах В. В. Докучаева, В. Н. Сукачева, В. И. Вернадского и А. Е. Ферсмана. Одним из первых В. В. Докучаев обратил внимание на важную роль антропогенной деятельности в образовании природных зон, формировании вертикальной географической почвенной зональности. Им создано учение о географических зонах, заложены основы генетического почвоведения. В своей работе «Учение о зонах природы» он писал, что в познании природы имеется один существенный недочет, который заключается в том, что изучаются главным образом отдельные природные тела и отдельные стихии, но «не та генетическая... и всегда закономерная взаимосвязь, которая существует между... телами и явлениями, .. .между растительными, животными и минеральными царствами, с одной стороны, человеком, его бытом — с другой».
В связи с воздействием человека на природу появились новые понятия — ноосфера (Вернадский), техносфера, техногенез (Ферсман). Под ноосферой Вернадский понимал такую стадию развития планеты, в которую человечество, наряду с природными процессами, становится мощной преобразующей силой. Согласно определению, данному Ферсманом в его монографии «Геохимия» [137], «техногенез — совокупность геохимических и минералогических процессов, вызываемых технической (инженерной, горнотехнической, химической, сельскохозяйственной) деятельностью человека».
Человек по масштабу своей деятельности стал одним из основных факторов, влияющих на геологические и геохимические процессы в природе, на круговорот материи и энергии. Геологическая деятельность человека рассматривается в трудах А. П. Павлова, Ф. П. Саваренского, В. И. Приклонского, И. В. Попова, А. П. Виноградова, И. П. Герасимова, В. А. Ковды, Е. М. Сергеева, Ф. В. Котлова, Н. Н. Моисеева и др.
5
i> пип ।in ПП.1Я деятельность человека стала мощным факто-(н.п 111 Hi и > 11. । итаппя природы, соизмеримым но своим масштабам । < । пени иными геологическими, климатическими, геохимическими процессами. В особенности влияние человека распространяется на биосферу — внешнюю оболочку нашей планеты, расположенную у границ атмосферы, гидросферы и литосферы и заполненную «живым веществом».
Совокупность всех растительных, животных организмов и сред их обитания составляет экологическую систему (экосистему). Важнейшим фактором экологических систем является водная среда, включающая поверхностные и подземные воды. «Картина видимой природы определяется водой»,— писал Вернадский.
Изучение функционирования экосистемы включает: 1) исследование больших биогеохимических циклов (круговорот), протекающих внутри экосистем и нарушений этих циклов; 2) исследование распределения веществ, используемых животными и растениями, изменения количества и химического состава этих веществ; 3) исследование физико-химических и термодинамических условий равновесия экосистемы.
К большим биогеохимическим циклам относят циклы воды, углерода, азота, фосфора, серы и биогенных катионов (макроэлементы— калий, магний, натрий и микроэлементы — железо, бор, цинк, медь, марганец, молибден и др.), входящих в состав растительных и животных организмов.
В процессе естественной эволюции экосистемы находятся в состоянии динамического равновесия. Это равновесие может нарушаться, но затем естественным путем восстанавливаться. Однако под влиянием хозяйственной деятельности человека и главным образом загрязнения окружающей среды экологические процессы могут претерпевать столь значительные изменения, что становятся необратимыми.
Экологический аспект проблемы «человек—природа» обусловлен нарушением геохимического и биологического равновесия в природе вследствие хозяйственной деятельности человека и вызванного этим загрязнением окружающей среды, истощением одних компонентов и накоплением других. Так, например, согласно работе [12], скорость извлечения из недр земли меди, ртути, фосфора и свинца во много раз больше скорости их накопления в недрах.
Загрязнение окружающей природной среды тесно связано с извлечением минерального сырья из недр земли, перевода его на ее поверхность и концентрацией его в твердой, растворенной и газообразной формах в приповерхностном слое — биосфере. Основную роль в загрязнении природной среды и вод играют отходы (промышленные, коммунальные, сельскохозяйственные) и прежде всего сточные воды. Вопросы очистки, обезвреживания, утилизации и удаления отходов являются серьезнейшей проблемой во всем мире, в том числе и в СССР.
6
Условия загрязнения поверхностных вод существенно меняются в связи с зарегулированием рек и созданием крупных водохранилищ, что приводит к замедлению водообмена в реках и более или менее замкнутому круговороту вещества в водохранилищах. В связи с этим возникают новые биологические факторы, такие, как «цветение» воды, появление водорослей и евтрофикация. Важно отметить, что загрязнение поверхностных вод происходит и в тех случаях, когда в них сбрасываются очищенные сточные воды, поскольку очистка стоков является еще недостаточно совершенной.
Ухудшение качества вод вследствие их загрязнения представляет собой большую опасность, чем физическая нехватка воды.
Загрязнение водной среды зависит от загрязнения других природных сред — атмосферы, почв.
Загрязнению вследствие антропогенного воздействия подвергаются не только поверхностные, но и подземные воды, и прежде всего пресные, залегающие близко от поверхности земли. Они являются важным источником питьевого водоснабжения. Поэтому их охрана от загрязнения является важной народнохозяйственной проблемой.
2.	ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
2.1.	ПОНЯТИЕ «ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД»
В результате хозяйственной деятельности человека па поверхность земли попадают и скапливаются там огромные количества различных веществ, большей частью антропогенного происхождения. К ним относятся прежде всего отходы (промышленные, коммунальные, транспортные, сельскохозяйственные), которые обусловливают основную долю нагрузки природной среды загрязняющими веществами, а также используемые в сельском хозяйстве и промышленности удобрения и ядохимикаты, .складируемые на поверхности земли и под землей, нефтепродукты, химические реагенты и др. Загрязняющие вещества, инфильтруясь вместе со сточными водами, атмосферными осадками и частью поверхностного стока, проникают в подземные воды и изменяют пх качество — химический и органолептический состав, физические свойства. Все это является основной причиной загрязнения подземных вод.
Другой важной причиной, приводящей к ухудшению качества подземных вод, является их отбор для целей водоснабжения, осушения, эксплуатации месторождений полезных ископаемых, строительства. В результате такого отбора происходит внедрение в эксплуатируемый водоносный горизонт и подтягивание к участку водозаборного сооружения минерализованных подземных вод, которые могут содержаться как в самом эксплуатируемом горизонте, так и в смежных водоносных горизонтах. В эксплуатируемый водоносный горизонт могут вторгаться также загрязненные или природные соленые поверхностные воды. Например, в прибрежных районах имеет место интрузия морских вод в горизонты пресных подземных вод. При работе инфильтрационных водозаборов в случае загрязнения речных вод будет происходить их внедрение в эксплуатируемый водоносный горизонт.
К загрязнению подземных вод могут приводить различные строительные, горнодобывающие и вскрышные работы, нарушающие условия гидромеханического и гидродинамического равновесия в недрах, защищенность водоносных горизонтов.
В наибольшей степени подвергнуты загрязнению подземные воды, расположенные близко от поверхности земли. Таковыми являются грунтовые воды и подземные воды первых от поверхности напорных горизонтов, составляющих зону активного водообмена. Она характеризуется сравнительно высокими скоростями движения подземных вод по пласту и, следовательно, относительно небольшим по сравнению с более глубокими водоносными горизонтами временем движения подземных вод от области питания до области разгрузки.
8
В гидрохимическом отношении подземные воды, приуроченные к зоне активного водообмена, большей частью пресные (минерализация до 1 г/л). Поэтому именно пресные воды наиболее подвержены воздействию загрязняющих веществ, и понятие «загрязнение подземных вод» относится в первую очередь к ним.
Изменение качества подземных вод под влиянием техногенных воздействий может выразиться в увеличении их минерализации, содержания типичных для них веществ (хлор, сульфаты, кальций, магний, железо, фтор и др.), в появлении в подземных водах несвойственных им веществ искусственного происхождения (например, СПАВ, пестициды, нефтепродукты), в изменении температуры и pH, в появлении запаха, окраски и др.
При характеристике понятия «загрязнение подземных вод» следует исходить из конкретных и количественно определенных показателей. Таковыми являются показатели качества воды в естественных условиях (фоновые показатели) и нормы качества воды, обусловливающие возможность использования подземных вод для тех или иных целей. Нормами качества воды, согласно ГОСТу 17.1.1,01-77 «Использование и охрана вод. Основные термины и определения», называются установленные значения показателей качества по видам водопользования.
На основе изложенного понятие «загрязнение подземных вод» определяется следующим образом: это вызванные хозяйственной деятельностью изменения качества воды (физических, химических, биологических свойств) по сравнению с естественным состоянием и нормами качества воды по видам водопользования, которые делают эту воду частично или полностью непригодной для использования по целевому назначению.
Остановимся подробнее на показателях качества воды в естественном состоянии и показателях качества в зависимости от вида водопользования.
К показателям качества воды в естественном состоянии относятся прежде всего показатели качества подземных вод, не подвергшихся заметному изменению вследствие хозяйственной деятельности. Обязательным условием отнесения показателей качества подземных вод к естественным является идентичность гидрогеологических условий на участке, где химический состав подземных вод предполагается ненарушенным (первоначально неизменным), и на участке, где подземные воды загрязнены.
Однако не всегда качество подземных вод остается неизменным и сохраняется их первоначальный естественный гидрохимический режим. В настоящее время во многих случаях имеет место уже измененный в некоторой степени состав подземных вод, и зачастую первоначальное состояние восстановить невозможно. В этом случае, под фоновым качественным состоянием подземных вод следует понимать сложившийся, достаточно стабильный гидрохимический режим подземных вод в удалении от исследуемой области загрязнения, но в аналогичных с нею гидрогеологических условиях. Установление фоновых показателей качества подземных
9
вод в связи с изучением загрязнения и оценкой его масштабов является актуальной задачей.
Остановимся на показателях качества подземных вод в зависимости от вида их использования.
Пресные подземные воды прежде всего используются для питьевого водоснабжения, они являются его важнейшим источником. Поэтому нормами качества пресных подземных вод следует считать нормы качества для питьевых вод, коюрые определяются ГОСТом 2874-82 «Вода питьевая».
Нормы качества питьевых вод включаю! три группы показателей: бактериологические, органолептические и показатели химического состава воды.
Бактериологические показатели подразделяются на: I) общее количество бактерий в воде и 2) количество бактерий группы кишечной палочки. Первый показатель определяется общим количеством бактерий в 1 мл неразбавленной воды, которое не должно превышать 100. Второй показатель характеризуется двумя величинами: коли-индексом РЕ — количеством кишечных палочек в 1 л воды, коли-индекс не должен превышать 3; коли-титром Рт — количеством воды, в котором содержится 1 кишечная палочка, коли-титр не должен быть меньше 300. Между Р„ и Ру существует зависимость
Рн«Ю00/Рт.	(2.1)
К органолептическим показателям относятся запах, привкус, цветность, мутность воды. Согласно ГОСТу 2874-82, запах воды при 20 °C и нагревании до 60 °C не должен превышать 2 баллов, цветность ио платиново-кобальтовой шкале должна быть не более 20°, мутность по стандартной шкале—не более 1,5 мг/л, привкус при 20 °C — нс более 2 баллов. Вода не должна содержать различаемые невооруженным глазом водные организмы и иметь на поверхности пленку.
Показатели химического состава воды включают предельно допустимые концентрации (ПДК) веществ, встречающихся в природных водах и появляющихся в них в результате промышленного, сельскохозяйственного и коммунального загрязнения, а также в результате очистки воды. ГОСТ 2874-82 «Вода питьевая» лимитирует содержание в питьевой воде сухого остатка, бериллия, молибдена, мышьяка, нитратов, полиакриламида, свинца, селена, стронция, фтора, урана природного и урана-238, радия-226, стронция-90, хлоридов, сульфатов, железа, марганца, меди, цинка, общей жесткости и pH. При содержании в воде нескольких из указанных веществ (за исключением фтора, нитратов, радиоактивных веществ) сумма их концентраций нс должна превышать единицы, т. е.
ci/n 4- cJc2 4- - - - + c,Jcn С 1,	(2.2)
где ci, С2, . -., ел — обнаруженные концентрации веществ, мг/л;
10
с', с'2, ..с'п — предельно допустимые концентрации этих же веществ, мг/л.
Допустимые концентрации других загрязняющих воду веществ, не вошедших в ГОСТ 2874-82, не должны превышать значений, установленных Министерством здравоохранения СССР для источников централизованного водоснабжения.
Требования к ПДК веществ в питьевой воде в разных странах несколько различаются. В табл. 1 приведены для сравнения требования к отдельным показателям качества питьевых вод в ряде стран — членов СЭВ.
Таблица 1
Показатели качества питьевой воды в отдельных странах — членах СЭВ
Показатель	Единица измерения	НРБ	ГДР	СССР	ЧССР
Сухой остаток	МГ/л	1000	1500	1000	1000
ХлОриды	мг/л	250	350	350	100-350
Нитраты	мг/л	30	40	10(по N)	50
Марганец	мг/л	0,1	0,1	0,1	0,1
Сульфаты	мг/л	250	400	500	250
Цинк	мг/л	3	5	5	5
Селен	мг/л	0,01	—	0,001	0,01
Железо	мг/л	0,2	0,3	0,3	0,3
Фтор	мг/л	1—7	1,3	0,7—1,5	1,5
Предельно допустимые значения указанных показателей качества питьевых вод взяты из действующих нормативных документов: НРБ — Болгарский государственный стандарт «Вода питьевая» БДС 2823-75; ГДР — Государственный стандарт ГДР «Питьевая вода» ТГЛ 22433; СССР — ГОСТ 2874-82 «Вода питьевая»; ЧССР — Чехословацкие государственные нормы «Питьевая вода» (СН 880611).
Всемирной организацией здравоохранения (ВОЗ) в 1972 г. приняты международные нормы качества питьевых вод. Эти нормы являются рекомендуемыми, а вопрос о принятии их решается каждой страной в отдельности. Согласно этим нормам, максимальная допустимая концентрация, например, хлоридов составляет 600 мг/л, железа 1 мг/л, сульфатов 400 мг/л, цинка 15 мг/л, марганца 0,5 мг/л.
Возвращаясь к определению понятия «загрязнения подземных вод», подчеркнем, что оно характеризуется показателями качества подземных вод в естественных (фоновых) условиях и предельно допустимыми значениями показателей для питьевых вод.
Обозначим показатели качества воды в естественных условиях (фоновые показатели) через се, а предельно допустимые значения
показателей для питьевых вод через с'. Отмстим, что под величиной с может пониматься сухой остаток, общая жесткость,, концентрации отдельных веществ и т. д. В большинстве случаев фоновые концентрации веществ в пресных подземных водах меньше ПДК этих веществ, т. е. ca<Zc'. Но могут быть и другие случаи- Например, подземные воды, оставаясь по сухому остатку пресными (сухой остаток менее 1000 мг/л), могут содержать отдельные вещества в количествах, превышающих ПДК.
В ухудшении качества подземных вод можно выделить две основные стадии: I — допредельное, начальное загрязнение, или признаки загрязнения (содержание загрязняющего вещества выше фонового, но меньше ПДК); П — сверхпредсльное загрязнение (содержание загрязняющего вещества выше ПДК). Для стадии I характерно возрастание содержания загрязняющего вещества во времени, хотя оно и остается ниже ПДК:
Се < С < с' ИЛИ С€ < С < 1,	(2.3)
где Ce^Ccjc', с = с!с'.
В стадии I целесообразно выделить две степени начального загрязнения:
1а. се<с<0,5 и 16. 0,5 < с <11.	(2.4)
Для стадии II имеем
с > с' или с > ].	(2.5)
В стадии II выделяются три «степени загрязнения: На) 1-<с< =<10; Пб) 10<с<100; Нв) с>-100. Степень Нв— экстремальное загрязнение в общем случае, для токсичных веществ экстремальным загрязнением следует считать с^ЮПДК. Внутри этих степеней могут быть более дробные подразделения.
Схематически указанные стадии загрязнения показаны на рис. 1. Наиболее опасной является стадия загрязнения II, когда содержание загрязняющих веществ превышает предельно допустимые значения показателей качества воды. Именно этот случай считается собственно загрязнением подземных вод. Но не менее важно выявить начальную стадию загрязнения и .установить устойчивую тенденцию ухудшения качества подземных вод, даже если не превышаются предельно допустимые значения. Выявление начального этапа загрязнения особенно необходимо в связи с профилактическими защитными мерами по предупреждению загрязнения подземных вод и предотвращению его развития при уже начавшемся их загрязнении. Локализовать область загрязнения и уменьшить его интенсивность проще в начальной стадии этого процесса, чем тогда, когда загрязнение достигнет высоких пределов. Таким образом, выявление начального загрязнения имеет важное практическое значение для своевременного осуществления водоохранных мероприятий. Поэтому в понятие «за!ряз-нение подземных вод» должны быть включены оба случая.
12
Загрязнение подземных вод, соответствующее стадиям 1 и II, может иметь место за пределами зоны активного воздействия техногенных источников, а также на участках водозаборных сооружений. Степень Па отмечается вблизи сравнительно небольших по интенсивности источников загрязнения. На участках водозаборов эта степень загрязнения встречается редко, лишь в отдельных скважинах, и обычно не превышает 1,5—2,0 раз, так как в противном случае такой водозабор перестают эксплуатировать или используют воду только для технических целей. Загрязнение
подземных вод, соответствующее степеням Пб и Нв, характерно для участков, подверженных длительному и интенсивному влиянию крупных источников и расположенных в удалении от водозаборных сооружений. Выделение степеней 1, II (На, Пб и Пв) имеет смысл, как уже отмечалось, с точки зрения своевременного осуществления защитных мер. Наиболее эффективным может оказаться проведение этих мер на стадиях I и Па.
Загрязнение подземных вод вызывается большим количеством веществ — несколькими десятками и более. Поэтому возникает вопрос, по каким веществам или показателям характеризовать загрязнение подземных вод. Очевидно, такая характеристика должна, с одной стороны, даваться по специфическим, свойственным данному объекту веществам. Если таких веществ несколько, то выбирают 2—3 из них, наиболее характерных и содержащихся в наибольших по сравнению с другими веществами количествах. Под наибольшим количеством понимается не абсолютная
13
концентрация данного вещества в воде, а его содержание относительно ПДК.
С другой стороны, эта же область загрязнения подземных вод должна характеризоваться некоторыми общими показателями для всех областей загрязнения. Под общими понимаются такие показатели качества подземных вод или такие вещества, которые проявляются наиболее часто и повсеместно. Так, практически во всех областях загрязнения подземные воды отличаются повышенными значениями минерализации, общей жесткости, содержания хлоридов, нитратов, органических соединений. Поэтому к общим показателям загрязнения могут быть отнесены сухой остаток, общая жесткость, содержание хлоридов, нитратов, тяжелых металлов, обшего углерода, окнсляемость, бактериологические и органолептические показатели. Общие показатели необходимы как для характеристики каждой конкретной области загрязнения, так и для сравнения этих областей между собой и их обобщенной характеристики. Картина загрязнения подземных вод должна даваться в совокупности по общим и специфическим показателям.
Перечисленные общие показатели не исключают характеристики областей загрязнения и по другим часто встречаемым веществам, например фтору, сульфатам, железу, по указанные выше общие показатели должны включаться в характеристику области загрязнения как наиболее легкоопределяемые химико-аналитическими методами; некоторые из них могут определяться и дистанционным путем.
2.2.	ЗАГРЯЗНЯЮЩИЕ ВЕЩЕСТВА
Вещества, ухудшающие качество воды по сравнению с ее естественным состоянием и нормами водопользования, называются загрязняющими. Они содержатся прежде всего в отходах, образующихся в результате хозяйственной деятельности человека — промышленных, коммунальных, сельскохозяйственных. Эти отходы скапливаются на поверхности земли, и оттуда жидкая их фаза проникает в подземные воды. Загрязняющими могут быть и многие полезные вещества, особенно такие, как нефть и ее производные, пестициды, минеральные удобрения, химические реагенты и другие конечные продукты промышленного производства. Наконец, подземные воды могут загрязняться природными некондиционными водами. Последние внедряются в водоносный горизонт в процессе отбора подземных вод, но могут загрязнять верхние водоносные горизонты и с поверхности земли, будучи извлеченными при откачке в процессе добычи полезных ископаемых (воды шахтного и рудничного водоотлива).
Таким образом, основными загрязняющими подземные воды веществами по генетическому признаку являются: а) промышленные отходы, включая выбросы автотранспорта; б) коммунальные отходы; в) загрязняющие вещества сельского хозяйства;
14
г) нефть и нефтепродукты; д) природные некондиционные воды; е) воды шахтного и рудничного водоотлива. В загрязняющие вещества сельского хозяйства входят как отходы (преимущественно животноводческие), так и полезные агрохимические продукты — пестициды и минеральные удобрения.
По своему физическому состоянию загрязняющие вещества подразделяются на твердые, жидкие и газообразные. Все три категории имеют место в промышленных отходах: почти исключительно газообразные загрязняющие вещества содержатся в выбросах автотранспорта, преимущественно твердые и жидкие — в коммунальных, а также сельскохозяйственных отходах.
Основное значение в загрязнении подземной гидросферы имеют жидкие вещества, которые путем фильтрации проникают в водоносные горизонты. Твердые отходы и вещества воздействуют на подземные воды, растворяясь и частично переходя в жидкую фазу при выпадении атмосферных осадков или под влиянием поверхностного стока. Важное значение в загрязнении природной среды и подземной гидросферы имеют газообразные вещества, которые в отличие от жидких и тем более твердых веществ распространяются на большую площадь и воздействуют на подземные воды в региональном масштабе, хотя и со значительно меньшей степенью интенсивности. Газообразные вещества попадают в подземные воды из оседающей на поверхность земли пыли, с загрязненными дождевыми осадками и из снежного покрова.
По химическому признаку загрязняющие вещества, главным образом жидкие, могут быть разделены на следующие группы: 1) содержащие преимущественно неорганические соединения; 2) содержащие преимущественно органические соединения; 3) содержащие неорганические и органические соединения; 4) содержащие тяжелые металлы; 5) содержащие радиоактивные вещества.
К первой группе относятся сточные воды предприятий содовой, калийной промышленности, предприятий по производству минеральных удобрений, кислот и ряда других химических производств, а также природные некондиционные, шахтные и рудничные воды; ко второй группе — нефть и нефтепродукты, пестициды, сточные воды предприятий анилинокрасочной и фармацевтической промышленности, производства искусственных материалов и др.; в третьей группе — сточные воды нефтеперерабатывающих, коксохимических и металлургических заводов, предприятий целлюлозно-бумажной промышленности, многие коммунальные сточные воды; к четвертой группе — сточные воды горно-обогатительных фабрик, гальванических цехов; к пятой — сточные воды предприятий по переработке радиоактивного сырья и атомной энергетики.
Сточные воды по степени загрязненности и содержанию токсичных веществ (показатель — кратность их разбавления до ПДК по наиболее токсичному компоненту) подразделяются на три группы [51]: высокотоксичные — разбавление свыше 1010 раз;
15
среднетоксичные—от 10s до 1010 раз; слаботоксичные — от 10-до 10й раз. Признак кратности разбавления может быть использован для характеристики сточных вод по интенсивности их окраски и запаха.
По стойкости загрязняющие вещества могут быть неразлагающимися (например, хлориды), очень стойкими — время распада более 10 лет, стойкими — от 1 года до 10 лет, нестойкими — от 1 месяца до 1 года, весьма нестойкими — менее 1 месяца.
Загрязняющие подземные воды вещества разделяются также на консервативные (хлор, кальций) и иеконсервативные (органические соединения, катионные формы металлов). К первым относятся вещества, не вступающие во взаимодействие с породой, ко вторым — взаимодействующие с породой.
Кратко рассмотрим загрязняющие вещества различного генезиса.
2.2.1.	ПРОМЫШЛЕННЫЕ ОТХОДЫ
Среди промышленных отходов главную роль в загрязнении подземных вод играют промышленные сточные воды. Это обусловлено большим их количеством, высоким содержанием в них различных, в том числе токсичных, компонентов.
Рассмотрим на отдельных примерах, что собой представляют сточные воды и как они образуются. Приводимое ниже описание дается по работам [79, 136 и др.].
Сточные воды производства серной кислоты делятся на условно чистые и загрязненные. Объем сточных вод по отношению к производству 1 т серной кислоты колеблется в пределах 45— 70 м3, из них условно чистые составляют 95—97 %, остальное количество (3—5 %) — загрязненные воды. Условно чистые воды образуются в процессе охлаждения технологической аппаратуры, поступают они непрерывно и равномерно. Загрязненные сточные воды образуются главным образом при промывке технологического оборудования (электрофильтры, сборники кислоты, холодильники, сернокислотные башни); они содержат серную кислоту, сернокислые соли, иногда мышьяк. Условно чистые и загрязненные воды отводятся раздельно, но затем для разбавления концентрированных стоков зачастую смешиваются.
Аналогичным образом образуются сточные воды производства азотной кислоты.
Очистка сточных вод, загрязненных серной или азотной кислотой, заключается в их нейтрализации.
Сточные воды производства тринитротолуола. Тринитротолуол получают путем последовательного трехкратного нитрования толуола смесью серной и азотной кислот. Получаемый раствор отстаивают. Промывка тринитротолуола производится сначала горячей, затем холодной водой и окончательно раствором сульфата натрия. При этом на 1 т готового продукта образуется 12—18 м3 сточных вод, из них 2/з охлаждающих и 7з промывных.
16
Промывные воды имеют цвет от темно-желтого до ярко-красного и запах горького миндаля. Основными веществами, загрязняющими промывные воды, являются тринитротолуол и разные кислоты. Так, концентрация в этих водах в среднем составляет: тринитротолуола 250—500 мг/л, серной кислоты 2—2,5 г/л, тринит-робензойной кислоты 750—850 мг/л. Сточные воды от промывки тринитротолуола раствором сульфата натрия отличаются высоким содержанием нитросоедннений (600—800 мг/л). Эти же вещества, только в значительно меньших количествах, содержатся и в охлаждающих водах.
Сточные воды производства нитроцеллюлозы. Нитроцеллюлозу получают из очищенного хлопка путем его обработки смесью серной и азотной кислот и воды. Сточные воды образуются главным образом от многократной промывки нитроцеллюлозы; реакция их может быть от нейтральной до сильнокислой; они содержат кислоты, нитроцеллюлозу и другие органические вещества. При обработке целлюлозы сбрасывается смесь кислот, состоящая примерно на 70 % из серной кислоты и на 20 % из азотной кислоты. Около 2/з этой смесн попадает в сточные воды. Содержащаяся в сточных водах нитроцеллюлоза придает им характерный запах. Количество сточных вод на больших заводах составляет более 10 тыс. м8/сут, из них около 80 % — воды с реакцией от нейтральной до слабокислой (так называемые сладкие воды), около 15 % — сильнокислые воды и 5 % — относительно чистые, охлаждающие воды.
Сточные воды производства нитробензола. Нитробензол получают путем нитрования бензола смесью серной и азотной кислот. Сточные воды поступают от промывки бензола и его охлаждения. Для вод от промывки характерны красно-бурый или желтый цвет, резкий запах, высокая минерализация (30—60 г/л), значительное содержание ннтропродуктов (1,5—3,2 г/л), сульфатов (10— 23 г/л), серной и азотиой кислот (1—2 г/л). Для исчезновения запаха и окраски необходимо разбавление 1:2000—1:4000. Количество сточных вод от всех производственных процессов достигает 50—60 м8 на 1 т нитробензола.
Очистка сточных вод производства нитротолуола, нитроцеллюлозы и особенно нитробензола ввиду их токсичности, сильного запаха и интенсивной окраски весьма сложная.
Сточные воды производства соды подразделяются на две группы: условно чистые (80—85 % общего стока) и загрязненные (15—20%). Основным загрязняющим веществом сточных вод является дистиллярная жидкость. В ее состав в больших количествах входят хлористый натрий, хлористый кальций, гидроокись магния и др. Сточные воды содержат большое количество примесей, взвесей и шлама. Минерализация загрязненных сточных вод очень высокая и составляет 150—200 г/л; их разбавляют условно чистыми сточными водами. Объем сточных вод на содовом заводе колеблется в зависимости от его мошнофтГТ^^хн<7л’эте-н--'произ-водства в пределах 20—40 тыс. м3/сут. -- '	' ч'к г *
2 Зак.«Э № 5ГЗ
17
"«/S’
С.точные воды производства тетраэтилсвинца. Характерной особенностью сточных вод этого производства является наличие в них специфических загрязняющих вещее»в тетраэтилсвинца и минерального свинца, обусловливающее их высокую токсичность, а также очень большая минерализация (250 320 г/л) так называемых кубовых остатков. Вследствие очень высокой токсичности тетраэтилсвинца сточные воды нуждаются в специальной очистке. К ней относятся поглощение содержащегося в воде свинца активированным углем, хлорирование сточных вод, разрушение тетраэтилсвинца химическим и электролитическим путем и др.
Сточные воды предприятий анилинокрасочной промышленности. Получение органических красителей связано с многостадийной переработкой исходного сырья и получением большого числа промежуточных продуктов. Наиболее загрязненной сточной водой этих производств являются фильтраты маточных растворов, обладающие очень высокой минерализацией (свыше 100 г/л). Состав концентрированных сточных вод разнообразный; в больших количествах в них содержатся хлористые, сернистые и сернокислые соли натрия, щелочи, гипосульфит, органические соединения и другие вещества. Расход сточных вод на 1 т продукции колеблется от 5 до 30 м3/сут. Методы очистки сточных вод производства органических красителей еще недостаточно эффективны.
Сточные воды фармацевтических предприятий отличаются большим разнообразием по составу и количеству. В состав сточных вод входят маточные щелочи, различные органические вещества, изготавливаемый продукт и его основные части; довольно часто они содержат токсичные вещества. Например, при получении антибиотиков образуются следующие виды отходов: отработанные питательные растворы с очень высоким содержанием органических веществ (БПКз от 4000 до 8000 мг/л), минеральных и органических солей, углеводов, кислот; промывные воды, загрязненные кислотами, щелочами, ацетонами; промывные воды, содержащие значительное количество органических соединений (БПК.5 от 600 до 2500 мг/л).
Сточные воды производства фтора. Исходным сырьем обычно является плавиковый шпат. При производстве фтора вырабатывается фтористоводородная кислота, ее соли, в том числе двойная натриево-алюминиевая соль (синтетический криолит), и другие продукты. Сточные воды включают воды охлаждения и промывные воды, образующиеся при получении криолита. Все сточные воды имеют снлыюкислую реакцию (pH т 2,2), содержат соляную и плавиковую кислоты (промывные воды) и много шлама.
Даже эти отдельные примеры промышленных сточных вод показывают, насколько они разнообразны по составу и какое большое количество загрязняющих веществ могут содержать. Для большинства промышленных сточных вод характерны высокая минерализация, интенсивные окраска и запах. Например, сточные
18
воды производства соды, минеральных кислот, калийных удобрений, тетраэтилсвинца, ртути, иода и брома отличаются очень высокой минерализацией — от 70 до 250 г/л. Столь высокая минерализация ряда сточных вод обусловливает их большую плотность по сравнению с плотностью пресных и слабосоленых подземных вод. Наряду с этим сточные воды ряда производств, например целлюлозы, искусственного каучука, искусственного волокна, отличаются сравнительно небольшой минерализацией и в то же время высоким содержанием токсичных веществ.
Промышленные сточные воды большинства производств имеют повышенную температуру (40—60°C), а некоторые, как, например, сточные воды производства соды, окиси этилена, жирных кислот,— высокую температуру (до 80 °C).
Многие сточные воды (производства нитросоединений ртути, красителей и др.) интенсивно окрашены и требуют очень большого разбавления для исчезновения окраски.
В сточных водах нередко содержатся в больших количествах взвешенные вещества (например, в сточных водах производства целлюлозы, предприятий текстильной промышленности, горно-обогатительных фабрик и других видов производств).
Количество сточных вод промышленных предприятий меняется в широких пределах — от сотен до тысяч и десятков тысяч кубических метров в сутки. Большие количества сточных вод, исчисляемые десятками тысяч кубических метров в сутки, образуются в процессе производства соды, минеральных удобрений, целлюлозы, переработки нефти.
Необходимо отметить следующее важное обстоятельство, касающееся количества промышленных сточных вод. На предприя-тни образуются сточные воды двух видов: условно чистые и загрязненные. Хотя первые и называются условно чистыми, но в большинстве случаев они являются безусловно загрязненными. Общий сток предприятия включает и те, и другие. Обычно загрязненные воды составляют 20—30 % общего количества сбрасываемых предприятием сточных вод. С точки зрения санитарной безопасности окружающей среды и подземных вод, наиболее важна очистка и утилизация загрязненных стоков.
Среди загрязняющих веществ, содержащихся в промышленных сточных водах, значительную долю составляют органические соединения. Так, согласно работам [79, 136], в сточных водах содержатся: горнодобывающих предприятий и обогатительных фабрик—гуминовые вещества, ПАВ, флотационные материалы; металлургических заводов — цианиды, фенолы, смолообразные компоненты; коксохимических заводов — гуминовые вещества, цианиды, роданиды, пиридиновые основания, фенолы; предприятий по производству целлюлозы — метанол, фурфурол, цимол, растворимые углеводороды, меркаптаны, сульфиды, лигнин тт его производные, терпены, смоляные кислоты; предприятий кожевенной промышленности — продукты распада белка, 'дубильные вещества, мыла; бумажного производства — смоляные кислоты,
2-	19
полисахариды, клейковина, целлюлозные волокна, флотационные средства.
Особое место среди промышленных сточных вод занимают теплообменные воды. Они образуются практически на всех промышленных предприятиях, но в первую очередь па энергетических .установках. Теплообменные воды не загрязнены химическими веществами и отличаются только высокой температурой (до 50— 60°C). Количество их весьма велико. Так, по данным II. И. Ко-ронкевича- [73], в США на охлаждение в промышленности расходуется 70—80 % валового расхода воды, а в теплоэнергетике 90—95 %- В СССР на 2000 г. годовое количество образующихся в теплоэнергетике сточных вод составит 270 км3 против 11 км3 в 1962 г. [82]. Это может увеличить масштабы теплового загрязнения природных вод, привести к повышению их температуры и снижению содержания кислорода в них.
2.2.2.	ВЫБРОСЫ АВТОТРАНСПОРТА
Одним из основных загрязнителей природной среды и особенно атмосферы в крупных населенных пунктах является автотранспорт. В отдельных городах загрязнение атмосферы автотранспортом достигает 60—80 % общего газодымового выброса загрязняющих веществ.
В состав выхлопных газов автомобилей входят углекислый газ, окись углерода (от неполного сгорания топлива), окислы азота, альдегиды, углеводороды (этан, метан, этилен, бензол, пропан, ацетилен, толуол, бутан), сложные ароматические .углеводороды (бенз(а)пирен, пнрен), сернистый газ, свинец, цинк, тетраэтилсвинец. Из этих веществ наиболее характерны для выбросов автотранспорта свинец, бенз(а)пиреи, окись углерода, тетраэтилсвинец. Следует отметить, что бенз (б?) пирен является активным канцерогеном. Он попадает во внешнюю среду сорбированным на частицах сажи и пыли. В течение сотен суток он сохраняется в почве: через 120 сут в пробах почвы оставалось до 50 % его первоначального количества, внесенного в почву [133]. Повышенное его содержание отмечается в крупных городах. Наличие бенз (а) пирена в почве может повлиять на протекание процесса нитрификации [133]: в малых количествах (0,1—0,5 мг в 1 кг почвы) он стимулирует этот процесс, а в больших количествах (10 мг н более в 1 кг почвы) — угнетает его.
Й.Й.З. коммунальные отходы
Под коммунальными отходами понимаются образующиеся в населенных пунктах отходы непромышленного происхождения, а именно: отходы предприятий, служб и хозяйств по обслуживанию населения, отходы жилых помещений. В ряде работ коммунальные отходы называют бытовыми.
К коммунальным отходам относятся фекалии, сточные воды, твердые отходы жилых помещений, предприятий общественного питания и торговли, зрелищных мест, спортивных и других соору-
20
жсний, городской мусор, шламы коммунальных очистных сооружений и др.
Одним из основных видов коммунальных отходов являются фекалии. Их характерные компоненты — азот, аммоний, органические кислоты, хлориды, фосфор, калий, натрий, сера. В фекальных, сточных водах содержатся различные энтеровирусы, грибки, про-тозои. То же отмечается в коммунальных сточных водах, вообще.
Очень велико количество твердых коммунальных отходов.. К ним относятся пищевые остатки, консервные банки, бутылки,, контейнеры и баллоны, оберточная бумага, полиэтиленовые и бумажные пакеты, автомобильные покрышки, пришедшие в негодность предметы бытового обихода, служебных и общественных помещений и т. д. Так, в США свыше 13 % всего количества твердых отходов — это коммунальные отходы [6]. В Москве твердые бытовые отходы составляют около 2,5 млн. т в год [62].
По сравнению с промышленными коммунальные отходы отличаются более сильной изменчивостью состава, более высоким содержанием органических веществ, а также микроорганизмов и в целом значительно меньшей токсичностью и интенсивностью загрязнения.
2.2.4.	ВОДЫ ШАХТНОГО И РУДНИЧНОГО ВОДООТЛИВА
В горнодобывающих районах загрязнение пресных подземных вод может происходить вследствие сброса на поверхность земли попутных подземных вод, откачиваемых при добыче полезных ископаемых, и последующей нх фильтрации в залегающие вблизи поверхности водоносные горизонты. Попутные воды, откачиваемые из шахт и рудников, называют также водами шахтного и рудничного водоотлива.
Во многих случаях эти воды отличаются повышенной минерализацией и сравнительно высоким содержанием отдельных компонентов. Так, шахтные воды угольного бассейна Западного Донбасса, откачиваемые из каменноугольных отложений, имеют минерализацию 35—50 г/л, по составу они сульфатно-хлоридные и хлоридные. В Кизеловском каменноугольном бассейне, шахтные воды из каменноугольных и девонских отложений характеризуются минерализацией 2—9 г/л, состав их преимущественно сульфатный. В Челябинском буроугольном бассейне попутные воды из отложений триасового и юрского возраста имеют минерализацию до 3 г/л, состав вод хлоридно-гндрокарбонатный и хлоридно-сульфатный. ЛУинерализания попутных вод Карагандинского угольного бассейна изменяется от 3 до 17 г/л, состав вод хлоридно-сульфатный.
Повышенной и даже, высокой минерализацией отличаются попутные воды рудных месторождений. В особенности это относится к медно-колчеданным месторождениям. Минерализация рудничных вод на них составляет 50—70 г/л и более. Например, на Гайском месторождении она достигает 100—150 г/л. Очень высоких значений может достигать содержание в рудничных водах
21
металлов: мышьяка — до 5200 мг/л при ПДК 0,05 мг/л, свинца — до 90 мг/л при ПДК 0,1 мг/л, меди — до 500 мг/л при ПДК 0,1 мг/л. Некоторые рудничные воды отличаются кислой реакцией, значение pH в них составляет 2,5—1,8.
Если такие воды прн добыче руды попадаю'! на поверхность, то они могут стать причиной загрязнения поверхностных и пресных подземных вод.
При разработке нефтеносных пластов вместе с нефтью извлекается на поверхность большое количество пластовых вод. Как и все воды нефтяных месторождений, пластовые воды имеют высокую минерализацию (50—70 г/л), содержат большие количества хлоридов, сульфатов, магния. Эти воды попадают на поверхность земли не только при добыче нефти, ио и в процессе разведочных работ на нефть и газ, при проведении откачек, в результате само-излива и аварийных ситуаций.
Высокоминерализованные растворы могут образовываться, загрязнять поверхность земли и горизонты пресных подземных вод при добыче полезных ископаемых методом подземного выщелачивания.
2.2.5.	НЕФТЬ И НЕФТЕПРОДУКТЫ
Нефть подразделяется на сырую и товарную (первично-обработанную). К нефтепродуктам относятся бензины, керосины, топливо для воздушно-реактивных двигателей, дизельные и котельные топлива (мазуты), масла, смазки и т. д. Наиболее часто загрязнение поверхностных и подземных вод вызывается нефтью, бензинами, керосинами. Другими нефтепродуктами, такими, как •смазки, масла, тяжелые топлива, подземные воды загрязняются .значительно реже, что объясняется большой вязкостью этих веществ, вследствие чего уменьшаются их утечкн, текучесть и распространение во внешней среде.
Нефть и ее производные на 90—95 % представляют собой смесь различных углеводородных соединений, которые подразделяются на три класса: парафины, циклопарафины и ароматические углеводороды. Из неуглеродных соединений в нефти содержатся сера, азот, металлы в количестве 5—10 %.
На условия нахождения нефтепродуктов в подземных водах существенно влияют нх свойства, особенно плотность, растворимость, температура кипения. Плотность нефти и большинства нефтепродуктов меньше единицы, т. е. меньше, чем плотность воды; исключение составляют мазуты, отдельные смазочные масла.
Нефть в целом плохо растворяется в воде и принято считать, что нефть н вода образуют систему взаимонерастворимых и ие-смешивающихся жидкостей. Но среди углеводородов имеется группа ароматических соединений (бензол, толуол, ксилол, этилбензол и др.), которые сравнительно хорошо растворяются в воде. Так, растворимость бензола составляет 1500—1700 мг/л, толуола 450—500 мг/л. В работах [89, 162] приводятся обобщенные дан
22
ные о растворимости различных видов топлив: бензины от 14 до* 175 мг/л, керосины от 4 до 13 мг/л, дизельные топлива от 3 до 18 мг/л. В целом следует подчеркнуть, что растворимость в воде даже плохорастворимых углеводородов значительно больше их. предельно допустимого содержания в питьевых водах (0,1 мг/л для нефтепродуктов и 0,001 мг/л для фенолов).
В воду переходят преимущественно ароматические углеводороды (главным образом бензол, толуол, этилбензол, ксилол), образующие с ней истинные, растворы (на молекулярном уровне). Другие углеводороды составляют с водой эмульгированные смеси.
Необходимо отметить, что содержащиеся в подземных водах нефти и нефтепродукты под влиянием биогенного разложения, а также химического окисления могут разрушаться. При этом образуются нафтеновые кислоты, фенолы, эфиры, карбонильные соединения, которые являются полярными и обладают весьма высокой растворимостью. Вследствие этого состав водорастворимой части нефтепродуктов и их производных меняется во времени.
Температура кипения нефтепродуктов характеризует их способность к улетучиванию. Углеводороды с низкой температурой кипения, содержащиеся в большом количестве в бензинах, могут сравнительно легко испаряться с поверхности загрязненных ими грунтовых вод, образуя в зоне аэрации газовое облако, что может быть использовано на практике при изучении областей загрязнения подземных вод.
2.2.6.	ЗАГРЯЗНЯЮЩИЕ ВЕЩЕСТВА СЕЛЬСКОГО ХОЗЯЙСТВА
Основными из них являются пестициды, отходы животноводческих хозяйств, минеральные удобрения.
Пестициды. Этим обобщающим названием объединяют химические средства защиты растений. В зависимости от назначения различают гербициды (для борьбы с сорными растениями), инсектициды (для борьбы с насекомыми), фунгициды (для борьбы с грибками) и др.
По химическому составу пестициды подразделяются на хлор-органические (ДДТ, ГХЦГ, линдан, альдрин, гептахлор, дихлорэтан, хлорпикрин и др.), фосфорорганические (дихлофос, мета-фос, карбофос, фосфамид, хлорофос, фталфос и др.), ртутьорга-ннческие (гранозан, меркуран, родосан и др.), мышьякосодержащие (арсенат натрия, арсенат кальция), карбаматы (цирам, ци-неб, ацилат, севин, ялан, карбин и др.), производные мочевины (монурон, линурон, которая, диурон).
Очень важной является характеристика пестицидов по их стойкости, г. е. по времени распада (деструкции). Согласно ГОСТу 17.1.3.04-82 (стандарт СЭВ 3077-81) «Общие требования к охране поверхностных и подземных вод от загрязнения пестицидами», пестициды по стойкости разделяются на следующие классы: а) стойкость в водной среде: I — менее 5 сут, II — от 5 до 10 сут, III — от 11 до 30 сут, IV — свыше 30 сут; б) стойкость в почве; I — менее 1 месяца, II — от 1 до 5 месяцев, III — от 6 до-
23
24 месяцев, IV—свыше 24 месяцев. Классы III и IV в той и другой среде являются соответственно опасными и особо опасными.
К наиболее стойким относятся ртутьоргапичсские (до 10 лет), ллорорганические (до 4—5 лет), мышьякосодержащие (до 2 лет) пестициды. Наименее стойкими во внешней среде и быстроразла-гающимися являются фосфорорганические пестициды (от нескольких суток до десятков суток).
Высокотоксичными являются мышьякосодержащие, ртутьорга-нические и фосфорорганические пестициды, Хлорорганические пестициды относятся в основном к среднетоксичным, однако вследствие их стойкости, наряду с мышьякосодержащнми и ртуть-органическими пестицидами, они представляют значительную опасность для окружающей природной среды.
Указанный выше ГОСТ подразделяет пестициды по степени их опасности для подземных вод на следующие классы: А — практически неопасные; В — малоопасные, легкоразлагающиеся, неспособные к накоплению; С — малоопасныс, но способные к накоплению, а также относительно легко разлагающиеся; Д — опасные. неразлагающиеся или слаборазлагающиеся.
Наиболее опасными пестицидами, относящимися к разным классам, являются: класс Д — средства, содержащие ртуть и мышьяк, форат, эндосульфан; класс С — дихлорофос, метазол, паратион, динобутон, мевинфос и др.; класс В — пиразофос, тет-радифон, мелатион, динокап, трихлорфон и др.
Пестициды являются биологически активными и в целом токсичными веществами; многие из них метаморфизуются и в промежуточные соединения (метаболиты), зачастую не менее и даже более токсичные, чем исходные вещества.
Пестициды, как правило, плохо растворимы в воде. Согласно работам [19, 144], растворимость некоторых пестицидов при температуре 20—30 °C составляет: ДДТ 0,0002 мг/л, гептахлор 0,06 мг/л. дильдрин 0,186 мг/.п, токсафен 3,0 мг/л, альдрин 0,027 мг/л, хлордан 0,1 мг/л, эндрин 0,1 мг/л, у = ГХЦГ 10,0 мг/л.
Пестициды используются в виде растворов н эмульсий, порошков и аэрозолей. Они вносятся в почву, распыляются с самолетов, ими опрыскивают растения.
Животноводческие отходы. Одним из основных видов загрязняющих веществ в сельском хозяйстве являются отходы крупных животноводческих комплексов и ферм, главным образом жидкий навоз. Воздействие крупных животноводческих комплексов на окружающую природную среду соизмеримо с влиянием промышленных объектов. В ряде стран животноводческие комплексы играют основную роль в загрязнении окружающей среды. Так, в ФРГ объем отходов в животноводстве в 5 раз больше объема всех бытовых отходов. Подсчитано, что стадо в 100 тысяч голов крупного рогатого скота загрязняет окружающую среду так же, как город с миллионным населением [90]. Различают комплексы крупного рогатого скота, свиноводческие, овцеводческие. К ним же условно относят птицеводческие комплексы. По распростра-
24
ценности и размеру выделяются комплексы рогатого скота и свиноводческие.
Основными химическими компонентами отходов этих комплексов являются азот, фосфор, калий — питательные вещества для растений. Особое значение имеют азотистые соединения и прежде всего нитраты, являющиеся главным загрязняющим компонентом отходов животноводства.
Азот находится в навозной жиже в виде различных органических соединений и NH+ Органически связанный азот постепенно минерализуется и переходит в аммонийный азот. Последний в процессе нитрофикации преобразуется в нитритный азот, который затем переходит в нитратный. Нитраты —устойчивые, хорошо мигрирующие соединения. Они являются характерным и основным загрязняющим подземные воды компонентом животноводческих отходов.
Минеральные удобрения. В сельскохозяйственном производстве используются следующие основные виды удобрений: азотные, фосфорные, калийные, микроудобрения, комплексные. Основными веществами этих удобрений являются соединения азота, фосфора и калия. Особое значение имеют азотистые соединения и прежде всего нитраты. Они нс связываются почвой, отличаются высокой мобильностью и могут мигрировать на большие расстояния. Вымывание нитратов из почв, накапливающихся там при внесении удобрений, зависит от типа почв. Наибольший вынос нитратов в грунтовые воды отмечается в районе южных черноземов, наименьший — в зоне оподзоленных, выщелоченных и типичных черноземов. Фосфорные удобрения вымываются из почв в целом незначительно, однако из засоленных почв вынос фосфатов резко возрастает. Калий и магний связываются в почве, и миграция их весьма ограничена.
2.3.	ОСНОВНЫЕ ВИДЫ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Рассмотренные выше вещества проникают в водоносные горизонты в виде растворов и вызывают загрязнение подземных вод,, которое можно подразделить на следующие виды: химическое, бактериальное (или микробное), тепловое. Существует также радиоактивное загрязнение. Аналогичные виды загрязнения выделяет Е. Л. Минкин [98]. Иногда говорят также о механическом загрязнении (или засорении), понимая под ним наличие в подземных водах нерастворимых веществ (механических примесей), но подземным водам этот вид загрязнения несвойствен.
2.3.1.	ХИМИЧЕСКОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ
Этот вид загрязнения вызывается практически всеми рассмотренными выше загрязняющими веществами за исключением теплообменных вод и радиоактивных веществ. Но основную роль в его возникновении играют промышленные отходы.
25-
Химическое загрязнение проявляется в увеличении по сравнению с фоновой минерализации подземных вод, росте концентраций (по отношению к фоновым) содержащихся в подземных водах макро- и микрокомпонентов, появлении в подземных водах несвойственных им минеральных и органических соединений и увеличении их содержания во времени. Ему могут сопутствовать интенсивная окраска воды, запах, повышенная температура.
В загрязненных подземных водах содержатся различные вещества, но наиболее часто встречаются хлориды, сульфаты, кальций, магний, железо, нитраты, фтор, нефтяные углеводороды, фенолы, органические соединения, тяжелые металлы.
Химическое загрязнение является в целом стойким, сохраняется в течение длительного времени, может распространяться на значительное расстояние по водоносному горизонту. В особенности все эти качества относятся к минеральным загрязняющим веществам. По этим причинам, а также вследствие того, что среди большого количества загрязняющих веществ, попадающих в подземные воды вместе со сточными водами, могут находиться токсичные компоненты, химическое загрязнение используемых для питьевых целей пресных подземных вод является наиболее опасным и трудноустранимым.
Разнообразие загрязняющих химических веществ обусловливает различные процессы взаимодействия между ними, с одной стороны, подземными водами и породами — с другой. Эти процессы в конечном итоге влияют на миграцию загрязняющих веществ по водоносному горизонту, на условия их нахождения в подземных, водах. Важную роль в этом играет природная и искусственно созданная в результате техногенного воздействия окислительно-восстановительная обстановка в водоносном пласте.
Среди химического загрязнения подземных вод, вызванного хозяйственной деятельностью человека, наиболее распространенными являются нефтяное, хлоридное, нитратное, загрязнение тяжелыми металлами и загрязнение, проявляющееся в увеличении общей жесткости воды.
Нефтяное загрязнение. Различие свойств нефтяных углеводородов и воды обусловливает особенности их нахождения в подземных водах.
Большинство нефтяных углеводородов обладают меньшей плотностью, чем вода. Нефть и нефтепродукты представляют собой смесь углеводородов, отличающихся различной, но в целом слабой растворимостью в воде. Нефть и вода рассматриваются как взаимонерастворимые и несмсшивающиеся жидкости. Вследствие этих особенностей углеводородов они располагаются преимущественно в верхней части разреза водоносного горизонта. Часть углеводородов размещается в виде линзы на поверхности водоносного горизонта (в случае грунтовых вод). Эта линза состоит из однофазной жидкости — углеводородов; ее мощность
26
в зависимости от количества проникших в водоносный горизонт нефтепродуктов может колебаться от нескольких сантиметров до 1—2 м и более.
Другая часть углеводородов, располагающаяся ниже однофазного слоя (линзы) и за ее пределами, образует с водой двухфазную смесь в виде эмульсии. Наконец, наиболее растворимые углеводороды (в основном ароматические) образуют с водой раствор. Таким образом, по вертикали и в плане углеводороды образуют как бы три зоны — линза не смешивающейся с водой однофазной жидкости (углеводородов); зона двухфазной системы (эмульсия нефти в воде); зона раствора углеводородов в воде. Размеры этих зон неодинаковые: площади, занятые эмульгированными н растворенными в воде углеводородами в несколько и даже десятки раз больше площади, занимаемой зоной однофазных углеводородов в виде линзы.
С движением двухфазной системы (слоя эмульсии нефти в воде) связаны понятия фазовой проницаемости пористой среды. Проницаемость породы для одной фазы (например, нефти) зависит от содержания в породе другой фазы (воды). Если содержание нефти превышает 80—85%, то порода будет практически непроницаема для воды и в ней будет происходить движение только нефти. И наоборот, при содержании нефти меньше 20— 15 % порода будет проницаема только для воды.
Характерным проявлением нефтяного загрязнения подземных вод является специфический запах нефти и нефтепродуктов, наличие на поверхности воды нефтяной пленки.
Хлоридное загрязнение вызывается различными отходами,, главным образом промышленными, природными некондиционными, рудничными и шахтными водами, высокоминерализованными водами глубоких горизонтов, извлекаемыми на поверхность. Наиболее показательным в этом плане является загрязнение, пресных подземных вод сточными водами заводов по производству соды, калийных удобрений и ряда других производств, а также засоление пресных подземных вод в прибрежных районах морскими водами.
Указанные сточные воды, представляющие собой высококонцентрированные, преимущественно хлоридные растворы, и морские воды имеют большую плотность, чем пресные воды. Попадая в водоносный горизонт, более тяжелые хлорндные растворы оседают, опускаясь к подошве пласта. Вследствие этого область хло-рндного загрязнения тяготеет преимущественно к нижней части водоносного горизонта.
Хлориды хорошо растворяются в воде и образуют с. ней систему взаиморастворимых жидкостей. Это стойкие, неразлагающиеся и несорбирующиеся вещества, обладающие высокой миграционной способностью. Поэтому хлориды могут распространяться по водоносному горизонту на значительные расстояния и образовывать большие по протяженности и по площади области загрязнения.
27
Нитратное загрязнение преимущественно связано с сельскохозяйственной деятельностью, хотя заметную роль в его возникновении играют также промышленные н коммунальные, отходы. Оно наиболее часто встречается в районах интенсивного сельскохозяйственного освоения. Основной причиной его образования здесь являются минеральные удобрения и отходы крупных животноводческих комплексов. Влияние последних приобретает все большее значение, и животноводческие комплексы становятся крупным источником загрязнения подземных вод азотистыми соединениями. В подземных водах они встречаются в основном в трех формах—аммонийной, нитритной и нитратной. Нитратный азот является конечным продуктом в цепочке последовательных преобразований азота при его окислении: аммонийный азот-*-нитритный азот нитратный азот. Процесс нитрификации, в результате которого нитритная форма азота переходит в нитратную, продолжается сравнительно недолго, до I —1,5 месяцев, но он может замедляться или ускоряться в зависимости от температуры и изменения гидрогеохимической обстановки водоносного горизонта. При миграции азотистых соединений происходят и обратные процессы— денитрификация, в результате которой нитратный азот восстанавливается до нитритного и аммонийного. В условиях восстановительной среды в водоносном горизонте процессы нитрификации замедляются или прекращаются. В такой обстановке аммонийный азот может сохраняться в течение длительного времени и не переходить в нитратный. Однако и аммонийный, н нитритный азот являются промежуточными, неустойчивыми формами. В конечном итоге онн переходят в наиболее устойчивую форму — нитратный азот, и именно в этой форме происходит преимущественное накопление азота в подземных водах.
Нитраты хорошо растворяются в воде, отличаются сравнительно небольшой сорбируемостью. Онн могут мигрировать по водоносному горизонту на значительное расстояние.
Отличительной особенностью нахождения азотистых соединений в подземных водах является то, что наряду с основным их преобразованием от аммонийной формы до нитратной возможен и обратный, восстановительный процесс. Это обусловливает изменчивость их нахождения в подземных водах, которая проявляется не только по пути их миграции, но и в зависимости от времени года.
Загрязнение тяжелыми металлами. В отходах различных производств, выбросах автотранспорта, используемых на сельскохозяйственных полях ядохимикатах и других продуктах содержатся разнообразные металлы. Значительное место среди них занимают тяжелые металлы, к которым относятся цветные металлы с плотностью, большей, чем у железа (7,874 г/см3), а именно: свинец, медь, цинк, никель, кадмий, кобальт, сурьма, олово, висмут, ртуть. Особенно много тяжелых металлов содержится в отходах предприятий, перерабатывающих руду цветных металлов и сами металлы. Здесь нх содержание может в сотни н в тысячи раз
28
превышать фоновые значения. Согласно работе [92], в пыли, образующейся при сжигании бытового мусора, содержание кадмия, например, в 2000 раз больше фонового; в пыли лакокрасочных производств содержание ртути и кадмия в тысячи раз превышает фоновое.
По оценкам А, В. Дмитриева [91], в атмосферу ежегодно от всех антропогенных источников поступает 449,2 тыс. т свинца, а от природных — только 24,1 тыс. т; для кадмия эти показатели соответственно равны 7,3 и 0,8 тыс. т, а для меди — 56* и 18,5 тыс. т.
Приводимые Корте [12] сведения свидетельствуют о том, что уже сейчас тяжелые металлы занимают одно из ведущих мест средн загрязняющих природную среду веществ. Из тяжелых металлов наиболее распространены как вещества, загрязняющие природную среду, свинец, цинк, медь, кадмий. Эти же металлы и их соединения достаточно часто встречаются в подземных водах. Их накопление в подземных водах имеет место там, где они интенсивно загрязняют внешнюю природную среду (атмосфера, почвы, поверхностные воды). Вблизи антропогенных и природных источников в подземных водах часто встречаются железо, хром, ртуть. Тяжелые металлы, содержащиеся в подземных водах в катионной форме, обычно хорошо сорбируются. Поэтому ореолы загрязнения имн подземных вод, обусловленные влиянием локальных источников (например, бассейнов промышленных сточных вод, хвостохранилищ)_, в целом носят ограниченные размеры.
Тяжелые металлы относятся к стойким загрязняющим веществам. Они слабо разлагаются в природных условиях,
2.3.2.	БАКТЕРИАЛЬНОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ
В отходах, особенно коммунальных и сельскохозяйственных, содержатся различные микроорганизмы, которые при попадании в водоносный горизонт изменяют биологические свойства и ухудшают санитарное состояние воды. Под бактериальным, или микробным, загрязнением подземных вод понимается увеличение содержания в них по сравнению с естественным состоянием патогенных и санитарно-показательных микроорганизмов. К санитарно-показательным микроорганизмам относятся бактерии группы кишечной палочки, энтерококк. Патогенными, нли болезнетворными, микроорганизмами называются бактерии, вызывающие появление инфекционных заболеваний. К патогенным микроорганизмам относятся энтеробактерии (шигеллы н сальмонеллы), бактериофаг Е. Со, энтеровнрусы (вирус полиомиелита). Особое значение для микробиологической характеристики воды имеют бактерии группы кишечной палочки. Как известно, безопасность воды в эпидемическом отношении определяется общим числом микроорганизмов н числом бактерий группы кишечной палочки.
Бактериальное загрязнение является частью более общего биологического загрязнения, которое, помимо бактерий, может вызываться водорослями, вирусами и другими представителями
29
микрофлоры и микрофауиы. Известны случаи появления в подземных водах и водозаборных сооружениях, эксплуатирующих водоносные горизонты вблизи мелководных водохранилищ, железобактерий и сине-зеленых водорослей.
Основной особенностью бактериального загрязнения является ограниченность его распространения внутри водоносного горизонта. Это обусловлено сравнительно небольшим временем выживаемости бактерий в подземных водах. Согласно отечественным н зарубежным публикациям, это время составляет 30—400 сут. Более подробные сведения о времени выживаемости микроорганизмов в подземных водах получены Е. И. Моложавой с соавторами [17]. Время выживаемости бактерий зависит от разных факторов: их количественного содержания в воде, скорости фильтрации, геохимической обстановки, температуры, наличия в воде других загрязняющих веществ. Так, время выживаемости отдельных патогенных бактерий в зависимости от их плотности в воде при температуре 4—6 °C составляет: для сальмонелл брюшного тифа при плотности 102 (количество микробных тел в 1 л воды) примерно 50 сут, а при плотности 104 до 120 сут; шигелл дизентерии при плотности 102 и 104 соответственно 170 и более 300 сут; сальмонелл паратифа В при плотности 102 и 104 около 220 и 70—400 сут.
Интересно отметить, что добавляемые в воду химические загрязняющие вещества (детергенты, нефтепродукты) на уровне их ПДК практически никакого влияния на время выживаемости бактерий не оказывают. В то же время увеличение содержания детергента до 5 мг/л в присутствии фенолов и нефтепродуктов, продлевало жизнь бактерий н способствовало их размножению.
В работе [17] рекомендуются следующие расчетные значения времени выживаемости микроорганизмов: 200 сут—при их поступлении нз сравнительно небольших по интенсивности загрязнения источников и 400 сут — при наличии интенсивных и постоянно действующих источников загрязнения.
В ряде работ [102, 106] отмечается, что ограниченная дальность распространения бактерий в подземных водах зависит от их поглощения породой, т. е. от сорбции. Будучи поглощенными породой, бактерии могут сохрнять свою болезнетворную способность в течение более длительного времени, чем в свободном состоянии.
В целом вследствие ограниченного времени выживаемости и процессов поглощения область бактериального загрязнения носит в водоносном горизонте временный и локальный характер.
2.3.3.	ТЕПЛОВОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ
Одним из видов загрязнения подземных вод является тепловое, проявляющееся в повышении их температуры по сравнению с обычной (фоновой). С изменением температуры подземных вод связано изменение их химического состава, содержания газа
30
и в особенности кислорода, изменение их биологических свойств и вкусовых качеств.
Тепловое загрязнение обусловлено различными причинами, из которых можно выделить две главные: образование в районах крупных промышленных предприятий, в особенности энергетических (тепловые, атомные электростанции и др.), а также городов тепловых аномалий в окружающей среде; сброс на поверхность земли нагретых промышленных и коммунальных сточных вод. В первом случае формирующаяся в окружающей природной среде положительная температурная аномалия захватывает также недра земли, вследствие чего происходит нагревание подземных вод. Во втором случае фильтрующиеся с поверхности земли нагретые сточные и теплообменные воды проникают в водоносный горизонт и создают там область повышенной температуры, т. е. область теплового загрязнения. В большинстве случаев обе причины действуют совместно и одновременно.
Значительные изменения температурного режима подземных вод (на несколько градусов) обусловлены не только отдельными промышленными предприятиями, но н населенным пунктом в целом. Положительные температурные аномалии на территории городов и прилегающих к нему районов были исследованы Н. М. Фроловым и В. И. Просенковым [115, 116, 141].
В метеорологической литературе используется выражение «остров тепла», которым обозначается положительная температурная аномалия в атмосфере, которая образуется в районе города. Можно говорить, что на территории крупных населенных пунктов формируется «остров тепла» как в атмосфере, так и в недрах.
Наиболее интенсивные изменения температурного режима и тепловые загрязнения подземных вод связаны с крупными промышленными предприятиями, так как нх сточные воды часто обладают повышенной температурой. Так, сточные воды производства окиси этилена, синтетических жирных кислот характеризуются температурой 90—95 °C; сточные воды содовых заводов (дистиллярная жидкость) обладают температурой 50—70 °C. Для некоторых видов отходов и стоков атомных электростанций характерно повышение их температуры с течением времени (само-разогрев).
Среди промышленных сточных вод большой удельный вес имеют нагретые теплообменные воды, сброс которых на поверхность земли, в поверхностные водоемы и реки приводит к тепловому загрязнению подземных и поверхностных вод.
Количество теплообменных вод будет возрастать во времени, особенно в связи с развитием атомной энергетики. Так, согласно работе [119], увеличение расходов воды в США, необходимой для охлаждения энергетических установок атомных электростанций в связи со строительством последних, характеризуется следующими цифрами: 1980 г,—1685 м3/с, 1985 г.— 3741 м3/с, 1990 г. — 8227 м3/с, 2000 г. — 20 437 м3/с. Такая же тенденция
31
роста количества теплообменных вод отмечается и в других высокоразвитых странах. Это приведет к увеличению выброса тепла в окружающую среду7, а следовательно, и к увеличению температуры природных вод на участках расположения энергетических установок.
Тепловое загрязнение наиболее часто встречается в грунтовых водах, но оно может также отмечаться в глубоких водоносных горизонтах. В грунтовых водах оно возникает в результате инфильтрации с поверхности земли сточных вод, а в глубоких водоносных горизонтах — вследствие закачки в них сточных вод, создания подземных хранилищ различного назначения, теплового воздействия на пласт при добыче нефти. Наиболее значительные тепловые аномалии формируются под крупными поверхностными хранилищами сточных вод. Расширение во времени области теплового загрязнения в подземных водах происходит вследствие конвективного переноса нагретых вод, а также молекулярной (кондуктивной) теплопроводности. При этом конвективная составляющая теплопереноса имеет преобладающее значение в горизонтальном направлении в пласте и в вертикальном — непосредственно под хранилищем стоков, а роль кондуктивной составляющей возрастает в вертикальном направлении за пределами хранилища стоков прн распространении тепла через слабопроницаемые водоупорные отложения. Тепло передается вверх в зону аэрации и в подстилающий водоупор, разделяющий грунтовые и напорные воды, а также непосредственно в грунтовые воды ио линии контакта сточные—грунтовые воды.
В глубоких водоносных горизонтах очаг теплового загрязнения расширяется под влиянием закачки промышленных сточных вод через нагнетательные скважины. Потери тепла происходят в слабопроницаемые водоупорные толщи в кровле и подошве пласта, а также в месте контакта закачиваемых сточных и подземных вод. В глубоких горизонтах, подземные воды которых могут иметь естественную достаточно высокую температуру, большую, чем захороняемые сточные воды, может возникнуть также «отрицательное» тепловое загрязнение, т. е. загрязнение, характеризующееся более низкой температурой по сравнению с температурой пластовых вод. В этом случае область отрицательного теплового «загрязнения» будет поглощать тепло из водоносного горизонта и перекрывающих его водоупорных пород.
Но в большинстве случаев тепловое загрязнение характеризуется повышением температуры подземных вод. Каковы же его последствия? Повышение температуры может составлять до 5— 10 °C и более против фоновой температуры подземных вод и в первую очередь грунтовых. Повышение температуры в свою очередь вызывает изменение газового и химического состава подземных вод, растворение одних веществ и выпадение в осадок других вследствие нарушения гидр ©геохимического равновесия в системе вода—порода, развитие микрофлоры и микрофауны. Так, рост температуры воды снижает содержание растворенного в ней
32
Таблица 2
Значение загрязняющих веществ в формировании загрязнения подземных вод
		Загрязняющие вещества		
Тип загрязнения подземных вод	промышленные отходы (7, 2, 3)	нефть и нефтепродукты (7, 2)	шахтный и рудничный водоотлив, стоки нефтепромыслов (7, 2)	коммунальные отходы (3, I. 2)
Химическое: неорганическое органическое (не нефтяное) неорганическое и органическое (не нефтяное) металлы углеводородное (нефтяное) Бактериальное Тепловое	Преобладающее (1, 2) То же Преобладающее (Л 2, 5) Относительно небольшое (2, 3) Преобладающее (2, 3, 1)	Преобладающее	Преобладающее Относительно небольшое Относительно небольшое	Относительно небольшое Преобладающее Относительно небольшое
	Загрязняющие вещества				
Тип загрязнения подземных вод	загрязняющие вещества сельского хозяйства			природные некондиционные воды	
	пестициды	удобрения а, з. 2)	отходы животноводства (7, 3, 2)	поверхностные (/, з, 2)	подземные (Л 2)
Химическое: неорганическое органическое (не нефтяное) неорганическое и органическое (не нефтяное) металлы углеводородное (нефтяное) Бактериальное Тепловое	Преобладающее	Относительно небольшое То же Преобладающее Относительно небольшое	Относительно небольшое Преобладающее	Преобладающее Относительно небольшое Относительно небольшое То же	Преобладающее
Примечание. Виды показателей загрязнения подземных вод: 1 — показатели токсичных химических веществ, 2 — органолептические, 3—бактериологические.
3 Заказ № 238
33
iuhvi ирода. Уменьшение содержания кислорода происходит также в результате увеличения его поглощения разрастающимся населением бактерий и флоры, на размножение которых благоприятно влияет повышение температуры воды.
В водах, подвергшихся тепловому загрязнению, уменьшается содержание и других газов, в частности углекислого газа, азота. В подземных водах, богатых растворенным бикарбонатом, нагревание может привести к выпадению в осадок карбоната кальция. Характерным последствием увеличения температуры воды является значительное возрастание в ней биомассы, в особенности водорослей, что выражается в «цветении» воды. С ростом температуры воды вследствие теплового загрязнения увеличивается растворяющая способность воды, что может интенсифицировать карсто-суффозионные процессы.
Изменение температуры воды влияет на токсичность содержащихся в ней загрязняющих веществ. Так, согласно отечественным и зарубежным данным, при повышении температуры воды от 15 до 25 °C токсичность цинка возрастает почти в 3 раза; с повышением температуры увеличивается токсичность цианидов (содержание их характерно для сточных вод металлургических заводов) и отдельных пестицидов, например гексохлорана.
Тепловое загрязнение подземных вод во многих случаях сочетается с химическим загрязнением, так как сточные воды большей частью, помимо содержания загрязняющих веществ, характеризуются повышенной температурой. Поэтому на участках, где одновременно имеет место и тепловое, и химическое загрязнение, можно ожидать проявления повышенной токсичности содержащихся в подземных водах веществ.
Сводные данные о видах загрязняющих веществ и типах вызываемого ими загрязнения подземных вод, значении (преобладающем или относительно небольшом) загрязняющего вещества в формировании того или иного типа загрязнения, видах показателей загрязнения подземных вод представлены в табл. 2.
2.4.	ИСТОЧНИКИ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
г.4.1. ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА
Загрязняющие вещества поступают в подземные воды из различных хозяйственных объектов, а также из природных сред, загрязненных в результате деятельности человека. Поэтому по признаку происхождения все источники загрязняющих веществ можно подразделить на две группы — антропогенные и природные.
К первой группе относятся: промышленные и сельскохозяйственные предприятия, вырабатывающие большие количества отходов; поверхностные приемники жидких и твердых отходов; автозаправочные и автомоечные станции; склады горючего, ядохимикатов и химических реагентов; автотранспорт. Особенно сильное загрязнение подземных вод происходит на участках складирова
34
ния промышленных, коммунальных и сельскохозяйственных отходов.
Антропогенным источником загрязнения природной среды и подземных вод является также населенный пункт в целом. Под крупным населенным пунктом в верхней части недр и в подземных водах формируются геотемпературные и гидрохимические аномалии. Но и на территории населенного пункта, и даже на территории отдельного промышленного или сельскохозяйственного предприятия загрязняющее воздействие этих объектов носит неравномерный характер. Так, в пределах населенного пункта имеются участки, на которых загрязнение подземных вод может происходить более интенсивно, чем в других местах (например, участки расположения «грязеемких» промышленных предприятий, городских мусорных свалок, автозаправочных станций). Обследования состояния подземных вод вблизи автозаправочных станций, проведенные Г. Д. Трацевским, показали, что содержание нефтепродуктов в подземных водах на этих участках резко повышено. В отдельных случаях па поверхности грунтовых вод даже формируется линза нефтепродуктов мощностью от нескольких до десятков сантиметров.
Антропогенные источники загрязнения могут быть разделены на индустриальные, сельскохозяйственные, коммунальные, транспортные и урбанизированные.
Среди природных источников загрязнения могут быть выделены естественно некондиционные и антропогенно некондиционные. К первым относятся природные подземные и поверхностные водные объекты (водоносные горизонты, моря, соленые озера н реки), содержащие естественные некондиционные (с точки зрения питьевых качеств) воды. Такие воды были рассмотрены в п. 2.2, они играют немаловажную роль в засолении и загрязнении пресных подземных вод. С ними связана актуальная для многих стран проблема интрузии морских вод в прибрежные горизонты пресных подземных вод. Но большей частью, говоря о природных источниках загрязнения, подразумевают под ними природные среды (атмосфера, почва, поверхностные и подземные водные объекты), загрязненные вследствие хозяйственной деятельности и составляющие вторую подгруппу природных источников — антропогенно некондиционных.
Основную роль в загрязнении подземных вод играют антропогенные источники, особенно при формировании областей интенсивного загрязнения. Вместе с тем на изменение качества подземных вод значительно влияют и природные источники загрязнения. Это влияние сказывается преимущественно на больших территориях, т. е. в региональном плане, ио со значительно меньшей интенсивностью загрязнения подземных вод, чем в случае антропогенных источников.
Хозяйственные объекты и населенные пункты являются первичными источниками, а подверженные их воздействию внешние среды — вторичными источниками загрязнения подземных бод,
3*
35
вторичными в том смысле, что если даже будут ликвидированы техногенные объекты, выбрасывающие загрязняющие вещества, или прекращены их выбросы, внешние среды с накопленными в них веществами могут в течение определенного времени оставаться источниками загрязнения подземных вод.
Поступление загрязняющих веществ в подземные воды может происходить прямым или косвенным путем, через промежуточные природные среды. Так, при сбросе промышленных и бытовых отходов в поглощающие скважины имеет место непосредственное попадание загрязняющих веществ в подземные воды. То же происходит прн внедрении в эксплуатируемый водоносный горизонт некондиционных подземных вод, содержащихся в этом или смежном водоносном горизонте, или поверхностных некондиционных вод (из реки, моря).
Но в большинстве случаев загрязняющие вещества поступают в подземные воды косвенным путем, через другие природные среды. Эти вещества сначала выбрасываются во внешнюю среду (в атмосферу, на поверхность Земли, в водоемы и водотоки), а затем оттуда проникают в подземные воды. Например, на участке промышленного предприятия газообразные отходы попадают в атмосферу, твердые отходы складируются на поверхности земли, жидкие отходы могут поступать в промышленные бассейны сточных вод нли же сбрасываться в природные водоемы и водотоки. В результате загрязняются природные среды (атмосфера, почвенный слой, поверхностные воды), а уже из этих сред вещества попадают в подземные воды.
На отдельных участках и прежде всего там, где складируются на поверхности земли жидкие отходы, происходит интенсивная и постоянная инфильтрация сточных вод, загрязняющих грунтовые воды под основанием хранилища отходов. Но и в этом случае сточные воды поступают не непосредственно в водоносный горизонт, а через зону аэрации, загрязняя слагающие ее почвогрунты.
Все источники загрязнения по их конфигурации в пространстве могут быть подразделены на локальные (точечные), линейные и площадные. Локальными считаются объекты, занимающие небольшую площадь (промплощадки, участки хранилищ отходов, кладбища, участки хранения нефтепродуктов и химических реагентов и т. д.). К линейным относятся загрязненные реки, автомагистрали, нефтепроводы, большой протяженности коллекторы промышленной и коммунальной канализации. Площадными яв ляются крупные сельскохозяйственные территории, на которые вносятся удобрения и пестициды, области с загрязнением почвенного слоя и атмосферы, крупные населенные пункты.
По типу вызываемого в подземных водах загрязнения можно выделить источники химического, теплового и бактериального загрязнения. Так, например, индустриальные источники вызывают преимущественно химическое и тепловое загрязнение подземных вод. В районах сельскохозяйственных источников формируются области химического и бактериального загрязнения. Для природ
36
ных источников характерно в основном химическое загрязнение. Коммунальными и урбанизированными источниками могут быть обусловлены все три основных типа загрязнения, тогда как транспортными— практически только один, химический.
Источники загрязнения можно различать по размерам формируемой ими в подземных водах области загрязнения, которая характеризуется площадью F и длиной L. По этому признаку вы.-деляются источники: местные (£^ 100 км2, £^20 км), ограниченно региональные (100 км2<ZF^ 1000 км2, 20 км<£=^200 км), региональные (£>1000 км2, £>200 км). К местным может быть •отнесено большинство индустриальных и коммунальных источников, многие сельскохозяйственные, а также природные (локальные участки загрязнения рек, местные зоны перетока и поступления некондиционных подземных вод); к ограниченно региональным— крупные сельскохозяйственные массивы, обрабатываемые минеральными удобрениями и пестицидами, крупные населенные пункты, протяженные участки автомагистралей, нефтепроводов и линейных систем канализации, природные источники (загрязненные на значительном протяжении реки и на значительной площади почвенный слой, береговая морская линия как источник поступления морских вод и др.); к региональным — природные источники и прежде всего загрязненная атмосфера.
Наконец, источники загрязнения можно выделять по степени •обусловленного ими загрязнения подземных вод. Здесь различаются источники умеренного, значительного, высокого и экстремального загрязнения. В качестве количественных критериев выделенных видов могут быть использованы рассмотренные выше (см. п. 2.1) категории загрязнения подземных вод. Так, источникам умеренного загрязнения соответствует изменение качества загрязненных вод в интервале от се до ПДК; источникам значительного загрязнения — от 1 до 10 ПДК, источникам высокого загрязнения — от 10 до 100 ПДК, источникам экстремального загрязнения— свыше 100 ПДК-
К первой степени (умеренное загрязнение) относятся некоторые природные источники и в первую очередь загрязненная атмосфера; ко второй (значительное) — сельскохозяйственные, коммунальные, урбанизированные, транспортные и многие природные источники загрязнения; к третьей (высокое) — большинство индустриальных источников и некоторые виды коммунальных источников; к четвертой (экстремальное)—источники, связанные с участками складирования отходов (прежде всего промышленных), а также с аварийными ситуациями.
Сводная характеристика антропогенных и природных источников загрязнения по рассмотренным признакам дана в табл. 3. Представленная в таблице характеристика источников загрязнения является в известной мере условной, поскольку отнесение признаков к тем или иным источникам загрязнения может быть несколько другим, а по ряду признаков разные источники загрязнения могут совмещаться. Тем не менее эта сводная характеристика
37
Й Таблица 3
Сводная характеристика источников загрязнения подземных вод
Признаки источника
1.	По конфигураций
в пространстве: точечный линейный площадной
2.	По начальному фактору:
первичный
вторичный
3.	По типу загрязнения подземных вод: химический тепловой бактериальный
4.	По размерам области загрязнения подземных вод:
местный
ограниченно региональный региональный
5.	По степени загрязнения подземных вод:
умеренный значительный высокий экстремальный
Антропогенные				
	« к		1	6
Е а		i	§	8
	5 т	h	1	IS
			t-	
+		+		
+			+	
	+			+
+	+	+	+	+
+	+	+	+	+
+		+		+
	+	+		+
+	+	1		
+	+		+	+
			+	
			+	+
+	+	+	+	+
+	+	+		
+				
естественно некондиционные
Природные
антропогенно некондиционные
подземные водные объекты	поверхностные водные объекты	атмосфера	почва	подземные водные объекты	поверхностные водные объекты
+				+	
+	+	+			• +
+	+	+	+	+	+
+	+	+	+	+	+
				+	+
дает достаточно полное общее представление об основных типах источников загрязнения подземных вод и присущих им признаках.
2.4.2.	ПРИЕМНИКИ ОТХОДОВ КАК ОСНОВНЫЕ ИСТОЧНИКИ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Среди антропогенных источников особое место занимают емкости для складирования отходов или, как ях еще называют, приемники отходов. Их можно подразделить на приемники жидких и твердых отходов. Особую опасность для подземных вод представляют поверхностные земляные емкости, предназначенные для хранения жидких отходов (сточных вод) и смеси жидких и твердых отходов. Эти емкости называют также промышленными бассейнами [8]. К иим относятся пруды-отстойники, осветлители, накопители, пруды-испарители, шламонакопителй, хвосто-хранилища, «белые моря», гидрозолоотвалы и др. Все они расположены в естественных или искусственных углублениях рельефа и обвалованы (обнесены дамбами). Перечисленные приемники входят в систему промышленной канализации предприятий различных отраслей промышленности, в особенности химической, металлургической, энергетической, горнодобывающей, нефтехимической, целлюлозно-бумажной, фармацевтической. Некоторые виды приемников иногда связывают с определенными отраслями промышленности. Так, под хвостохранилищами понимают сооружения, в которые отводятся жидкие и твердые отходы (хвосты) горно-обогатительных фабрик, а под шламохранилищами — сооружения, в которые отводятся жидкие и твердые отходы предприятий металлургической, металлообрабатывающей и машиностроительной промышленности [8]. Гидрозолоотвалы, пруды-охладители обычно связываются с предприятиями энергетической промышленности.
Все эти приемники предназначены для отстоя, осветления, охлаждения, испарения, накопления и доочистки сточных вод перед их сбросом в реки или использованием в оборотном водоснабжении, а также для постоянного складирования.
Весьма распространены в качестве приемников жидких отходов поля фильтрации и поля орошения сточными водами.
Дадим краткую характеристику некоторых из перечисленных приемников, основываясь па опубликованных работах, в частности [8, 88, 104].
Пруды-накопители, испарители, буферные пруды. В эти емкости сточные воды сбрасываются с целью их накопления и частичного сброса в реки или с целью испарения. В первом случае пруды называются накопителями, во втором — испарителями. Если из пруда идет постоянный сброс в реки или водоем транзитным путем, он называется буферным. Площади, занимаемые этими щзудами, очень большие — от нескольких квадратных километров до нескольких десятков квадратных километров. Глубина их 3—20 м.
39
Пруды-накопители и испарители рассчитываются на заполнение в течение нескольких, иногда 15—20 лет. Они размещаются в пониженных местах рельефа и обносятся дамбой. С целью уменьшения утечек из ннх пруды стараются располагать на слабопроницаемых грунтах или же в их основании создается искусственный экран.
«Белые моря» предназначены для складирования жидких и твердых отходов (пульпы) содовых и содово-цементных заводов. Называются они так вследствие образования на поверхности бассейна белой солевой корки от сбрасываемых высококонцентрированных солевых растворов, в основном хлоридных (минерализация 150—200 г/л). Белые моря размещаются на равнинной местности на террасах и в поймах рек; их обваловывают слабопроницаемыми породами. Площади, занимаемые белыми морями, очень большие — до нескольких десятков квадратных километров.
Пульпа поступает в белое море непрерывно, а сброс осветленной жидкости из него в реку производится преимущественно в половодье с целью обеспечения необходимого разбавления стоков. Следовательно, накопление сточных вод в белом море происходит в течение 10—11 месяцев, а сброс их в реку—в течение 1-—2 месяцев. В большинстве случаев полного опорожнения вс* время сброса не происходит, поэтому в многолетнем разрезе уровень в белом море повышается.
Основание белых морей большей частью экранируется. Так,, например, дно белого моря Стерлитамакского содово-цементного, комбината выложено глинистым экраном мощностью около 40 см.
Обычно утечки сточных вод через основание и дамбы весьма значительны, что приводит к загрязнению подземных вод.
Хвостохранилища подразделяются в зависимости от рельефа местности на равнинные (огражденные со всех сторон дамбами)г пойменные (примыкающие к вышележащей террасе нли коренному склону долины и огражденные с других сторон дамбами),, овражно-балочные (создаваемые перегораживанием оврагов и балок плотинами) и др. В хвостохранилища отводится пульпа с соотношением твердой и жидкой фаз соответственно от 1: 15 до 1:30. Твердая часть оседает, а осветленная вода используется для оборотного водоснабжения. При растекании пульпы по хво-стохранилищу образуются хвосты (отложения твердых частиц), отличающиеся неодинаковым размером твердых частиц, выпадающих из пульпы по пути ее движения: в начале пути оседают более крупные фракции, в середине — менее крупные, в конце пути — наиболее мелкие. Соответственно по пути движения пульпы уменьшается коэффициент фильтрации отложенных хвостов. Таким образом, в пределах хвостохранилища образуется ложе, весьма неоднородное по своим фильтрационным свойствам: как в плане, так и в разрезе.
Хвостохранилища занимают площади размером в несколько’ квадратных километров. Состав жидкой части (сточных вод)?
40
пульпы зависит от вида обогащаемой продукции и способа обогащения. Например, при гравитационном способе обогащения руд черных металлов сточные воды загрязнены главным образом механическими примесями и химический их состав мало отличается от состава исходной воды, используемой в технологическом процессе.
На рудообогатительных фабриках цветных металлов обогащение руд производится методом флотации: сточные воды этих фабрик содержат большие количества минеральных и органических соединений — флотореагентов, в качестве которых применяются соляная и сериал кислоты, сульфид натрия, известь, цинковый и медный купорос, крезолы, фенолы, олеиновая кислота и др. Все эти вещества содержатся в сточных водах и вместе с ними могут попасть в подземные воды.
Шламохранилища (шламонакопителй) — это крупные земляные сооружения, занимающие очень большие площади, глубиной заполнения до 50 м и сроком эксплуатации свыше 10—15 лет. Основное их назначение — прием твердых отходов металлургического производства шламов, подаваемых гидравлическим способом. Вместе со шламом поступает большое количество сточных вод, которые осветляются, охлаждаются и перемешиваются.
По условиям сооружения с учетом рельефа шламохранилища делятся на те же типы, что и хвостохранилища. Шламохранилища бывают односекционными с общим приемом сточных вод либо многосекционными — с раздельным их приемом. В связи с тем что на металлургических заводах имеются различные производства, в шламохранилища поступают разнородные по химическому составу стоки. Нередко в них сбрасываются сточные воды разных предприятий, в которых содержатся различные органические и минеральные соединения. Так, в сточных водах коксохимических заводов содержатся фенолы, аммиак, сероводород, роданиды, цианиды, смолы, а также хлориды, сульфаты, пиридины, углеводороды. В сточных водах прокатных цехов основными загрязняющими веществами являются технические масла, нефтепродукты, окалина. В сточных водах машиностроительных предприятий содержатся серная кислота, цианистый натрий, шестивалентный хром, алюминий, кадмий, свинец. Таким образом, поступающие в шламохранилища сточные воды металлургических и смежных с ними производств содержат разнообразные химические вещества, могущие интенсивно загрязнять подземные воды.
К приемникам жидких отходов относятся также поля фильтрации и поля орошения сточными водами. Эти приемники отходов по своему конструктивному решению и назначению отличаются от рассмотренных выше земляных емкостей для накопления и хранения отходов.
Поля орошения. Их назначение — очистка сточных вод путем фильтрации и одновременная утилизация путем орошения для выращивания сельскохозяйственных культур. Размещаются они на
41
любых типах почв. Различают коммунальные (КПО) и земледельческие (ЗПО) поля орошения. На КПО прежде всего осуществляется очистка сточных вод, а производство сельскохозяйственных продуктов имеет подчиненное значение; нормы нагрузки на эти поля составляют 30—90 м3/ (га • сут). Наоборот, назначение ЗПО в первую очередь сельскохозяйственное; нагрузка на ЗПО составляет не более 5—20 м3/(га* сут). Эффективность очистки сточных вод выше на ЗПО, чем на КПО. Для орошения на ЗПО и КПО используются большей частью коммунальные и слабоза-грязвенные промышленные сточные воды. В последнее время все больше для орошения начинают использоваться разбавленные животноводческие отходы.
Поля фильтрации. Их функции заключаются только в очистке сточных вод. Поля фильтрации (ПФ) оборудуются только на песчаных почвах, т. е. на хорошо проницаемых грунтах. Нормы нагрузки на ПФ значительно выше, чем на полях орошения, и составляют 90—300 м3/га в сутки. Очистка сточных вод на ПФ менее эффективна, чем на полях орошения. Поля фильтрации,, а также поля орошения могут оказаться источниками загрязнения подземных вод. Характерным примером этого является влияние Люберецких полей орошения на подземные воды [77].
Значительные количества сточных вод образуются на участках складирования твердых отходов. Поэтому хранилища твердых отходов могут быть источниками загрязнения подземных вод. Особенно существенно воздействие на подземные воды таких хранилищ твердых отходов, как золоотвалы и солеотв алы, которые кратко рассмотрим ниже.
Золоотвалы (шлакоотвалы)—это занимающие большие площади земляные емкости, в которые складируются твердые отходы от тепловых электростанций. Отходы состоят из золошлакового материала (твердый негорючий остаток от сжигания топлива), шлака (частицы размером более 0,25 мм, скапливающиеся по мере сгорания топлива) и золы (мелкая часть золошлакового материала, размеры частиц менее 0,25 мм). В золоотвалах накапливаются значительные количества сточных вод вследствие подачи золошлакового материала гидравлическим способом. По условиям размещения в зависимости от рельефа золоотвалы подразделяются на те же типы, что и хвостохранилища.
По способу удаления золошлакового материала выделяются намывные (подача золы и шлака гидротранспортом — по пульпопроводу, каналу) и насыпные золоотвалы (отсыпка золошлакового материала сухогрузным транспортом). По конструкции намывные отвалы, согласно «Рекомендациям по проектированию золошлако-отвалов», разработанным ВНИИ гидротехники им. Б. Е. Веденеева, делятся на следующие основные типы: I — дренированные (образованные наводным намывом, с прудом инфильтрации и отстойным прудом); II — с дамбами наращивания из золошлакового материала; III — с дамбами наращивания из грунта; IV — с дамбой из грунта на проектную (конечную) высоту.
42
Площади F, занимаемые золоотвалами, зависят от годового выхода W золошлаковых материалов с ТЭЦ: №<100 тыс. т, F = = 10ч-80 га; №=1004-500 тыс. т, В=204-200 га; № = 5004-4-1000 тыс. т, F = 604-300 га; №=10004-1500 тыс. т, В=1004-4-400 га; №>1500 тыс. т, F = 2004-500 га.
Характерным элементом в составе золошлаковых материалов является кальций. В значительных количествах в них содержатся SiO2, А120з, Fe2O3 и др. Эти же вещества могут попадать из золотила коотвалов в подземные воды.
3.	ВЗАИМОСВЯЗЬ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД С ЗАГРЯЗНЕНИЕМ ОКРУЖАЮЩЕЙ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
3.1.	ПОКАЗАТЕЛЬ ПОДВЕРЖЕННОСТИ ПОДЗЕМНЫХ ВОД ЗАГРЯЗНЕНИЮ
Загрязнение подземных вод не является изолированным, локальным процессом, обусловленным только непосредственным воздействием техногенного источника загрязнения (промышленный или сельскохозяйственный объект, хранилище отходов, склад горючего и ядохимикатов и др.). Оно тесно связано с загрязнением окружающей природной среды в целом. Как отмечается ниже (см, п. 3.2), проникающие в подземные воды загрязняющие вещества сначала попадают в различные природные среды (поверхностные воды, почвенный слой, атмосферу), загрязняют их, а затем из этих сред и через них — в подземные воды. Таким образом, имеет место прямая взаимосвязь загрязнения подземных вод и окружающей природной среды. Загрязненные в результате хозяйственной деятельности поверхностные воды, почвенный слой и атмосферу можно рассматривать в качестве вторичных источников загрязнения подземных вод, относя к первичным техногенные источники. Особенно интенсивно загрязнение окружающей природной среды и подземных вод происходит в промышленных районах.
В общем загрязнение подземных вод зависит, с одной стороны, от нагрузки природной среды загрязняющими веществами антропогенного происхождения, а с другой — от природных геолого-гидрогеологических условий, определяющих защищенность подземных вод. Нагрузку природной среды загрязняющими веществами, а следовательно и ее загрязнение, можно характеризовать количеством загрязняющих веществ, выбрасываемых за. определенный период времени в пределах данной территории на поверхность земли, в поверхностные воды и атмосферу. Для такой характеристики удобно использовать модуль техногенной нагрузки, представляющий собой отношение количества выбрасываемых (за год) загрязняющих веществ к площади исследуемой территории. Чем больше модуль техногенной нагрузки, тем выше вероятность загрязнения подземных вод. Так, согласно работе [157], за период 1948—1970 гг. прослеживается четкая взаимосвязь увеличения содержания нитратов в грунтовых водах с ростом использования азотных удобрений. Но в то же время загрязнение зависит от геолого-гидрогеологических условий защищенности подземных вод. Чем лучше защищенность подземных вод, тем меньше возможность их загрязнения. Как будет показано ниже (глава 8), защищенность грунтовых вод, на которые падает основная нагрузка загрязняющими веществами, характеризуется показателем, выражаемым суммой баллов: чем больше этот показатель, т. е. чем больше сумма баллов, тем лучше защищенность.
44
Таким образом, подверженность подземных вод загрязнению (возможность или степень их загрязнения) прямо пропорциональна техногенной нагрузке окружающей среды (территории) загрязняющими веществами и обратно пропорциональна защищенности подземных вод.
Для характеристики взаимосвязи загрязнения подземных вод с загрязнением окружающей природной среды целесообразно ввести показатель подверженности подземных вод загрязнению /7, определяемый следующим образом:
П = М^	(3.1)
где Л1Т — модуль техногенной нагрузки территории загрязняющими веществами, определяемый как отношение количества всех выбросов загрязняющих веществ за год в пределах административного района к его площади; е — показатель защищенности грунтовых вод, выражаемый в баллах. Чем больше Л1т и меньше е, тем больше подвержены подземные воды загрязнению. С увеличением Л1Т и уменьшением е возрастает П. Следовательно, большему значению П соответствует большая подверженность подземных (грунтовых) вод загрязнению.
Конечно, показатель П является условным, так как общая техногенная нагрузка природной среды загрязняющими веществами, характеризуемая модулем Л1Т, не всегда ведет непосредственно к загрязнению подземных вод. Основную роль в загрязнении подземных вод играют не любые виды отходов, а прежде всего жидкие (сточные воды) ввиду их текучести и способности фильтроваться через породы. Кроме того, среди отходов, выбрасываемых в окружающую среду, наибольшую опасность для людей, животных и для водоснабжения за счет подземных вод представляют токсичные отходы. Из природных сред, загрязняемых в результате хозяйственной деятельности, в большей степени влияют на подземные воды (на интенсивность их загрязнения) почвогрунты и поверхностные воды, тогда как загрязненность атмосферы обусловливает меньшую интенсивность, но зато большую площадь загрязнения подземных вод. Поэтому для характеристики возможности загрязнения подземных вод вследствие загрязнения природной среды в модуле Мт следовало бы особенно выделить то количество отходов (прежде всего жидких и токсичных), которые сбрасываются на поверхность земли (в поверхностные хранилища отходов, на поля фильтрации и поля орошения и в другие земляные поверхностные емкости). Тем не менее общий модуль техногенной нагрузки природной среды является показателем, отражающим возможность загрязнения подземных вод. Одновременно показатель П отражает взаимосвязь между загрязнением природной среды (через нагрузку ее загрязняющими веществами) и возможным загрязнением подземных вод.
Реальные значения модуля техногенной нагрузки территории загрязняющими веществами изменяются от 0,1 до 1000 тыс. т/(км2-год) и могут быть подразделены на следующие интервалы:
45
<0,1, 0,1—1, 1—10, 10—100, 100—1000, >1000 тыс. т/(км2Х Хгод). Показатель защищенности грунтовых вод с изменяется в интервале от значений, меньших 5 баллов, до значений, больших 25 баллов. С учетом этого выделены градации значения показателя П и соответствующие им степени подверженности подземных вод загрязнению (табл. 4).
Таблица 4
Показатель 77 и степени подверженности подземных вод загрязнению Номер градации	1	2	3	4	5	6
П .	.	.	.	<0,01 0,01—0,1 0,1—1	1—10	10-100	>100
Степень подверженности	.	.	.	Очень Низкая Умерен-	Средняя Высокая	Очень
низкая	пая	высокая
Для более достоверной оценки подверженности подземных вод загрязнению показатель П следует рассчитывать не по количеству общих выбросов загрязняющих веществ в природную среду, а прежде всего по количеству этих выбросов на поверхность земли. Показатель П может быть использован для районирования территории по степени подверженности подземных вод загрязнению.
3.2.	ОБЩЕЕ ВЛИЯНИЕ ОКРУЖАЮЩЕЙ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
НА ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Изменение качества пресных подземных вод зоны активного водообмена в значительной степени зависит от загрязнения поверхностных вод, что особенно проявляется на месторождениях подземных вод речных долин. Наиболее подвержен здесь загрязнению аллювиальный водоносный горизонт, а также гидравлически связанный с ним нижележащий горизонт напорных вод. Проникновение загрязненных речных вод в водоносные горизонты происходит за счет боковой фильтрации со стороны берега и вертикальной фильтрации с поверхности земли при затоплении поймы и низких террас в паводочный период. Загрязнение подземных вод, обусловленное влиянием реки, прослеживается вдоль долины и носит линейный характер.
В свою очередь загрязненные подземные воды могут, разгружаясь в реки и водоемы, повлиять на качество поверхностных вод, особенно когда расходы воды рек небольшие, а подземные воды интенсивно загрязнены. Проникающие в подземные воды зоны активного водообмена загрязняющие вещества антропогенного происхождения в конечном итоге попадают в реки и водоемы, являющиеся дренами для подземных вод. Через реки, разгружающиеся в море, эти вещества мигрируют в шельфовую зону, где происходит их накопление и переработка. Таким образом, шельфовая зона является своего рода санитарным барьером для загрязненных вод суши. Привнесенные поверхностными водами с конти-
46
цента в шельфовую зону загрязняющие вещества могут вновь попасть в подземные воды вместе с внедряющимися в водоносные горизонты морскими водами. Итак, имеет место круговорот загрязняющих веществ в системе поверхностных и подземных вод.
Характерным примером взаимодействия поверхностных и подземных вод, влияющего на качество последних, является интрузия морских вод в водоносные горизонты, в результате которой происходит засоление пресных подземных вод в прибрежной зоне. Соленые морские воды попадают в водоносный горизонт путем непосредственного внедрения в месте выхода его в море или косвенным путем — через нагоны в реки и последующей инфильтрации в грунтовые воды.
Не менее важным, но мало изученным фактором загрязнения подземных вод является загрязнение приземной части атмосферы, основной причиной которого являются газодымовые выбросы промышленных предприятий и автотранспорта. Загрязняющее воздействие атмосферы сказывается на почве, поверхностных п подземных водах в результате осаждения пылн и аэрозолей, выпадения загрязненных атмосферных осадков. Особое значение приобретает загрязнение дождевых осадков окисла ми серы и азота, с чем связана проблема «кислотных» («кислых») дождей, приобретающая все большие масштабы и даже региональный характер, о чем свидетельствуют посвященные этому вопросу международные совещания и симпозиумы. В ряде стран (например, скандинавских) даже говорят об «окислении окружающей среды».
Важную роль как показатель загрязнения почвогрунтов и грунтовых вод играет снежный покров. Выпадающие из атмосферы пыль, аэрозоли в зимнее время оседают на снежный покров и накапливаются в нем. Поэтому состав снежного покрова характеризует загрязненность атмосферного воздуха и является как бы сорбентом содержащихся в нем веществ газовых выбросов. С другой стороны, образующиеся при таянии загрязненные снеговые воды могут быть причиной ухудшения качества грунтовых вод.
Загрязнение атмосферы приводит к загрязнению поверхности земли и подземных вод на больших площадях, хотя и со сравнительно малой интенсивностью. Содержание загрязняющих веществ в атмосферных осадках значительно меньше, чем в сточных водах, фильтрующихся из накопителей отходов, ио тем не менее систематическое загрязнение атмосферы и обусловленное им выпадение пыли, аэрозолей и особенно загрязненных атмосферных осадков приводят к постепенному накоплению веществ антропогенного происхождения в подземных водах. Интенсивность загрязнения подземных вод за счет атмосферных осадков обычно не превышает степени I. Вместе с тем систематическое выпадение загрязняющих веществ с осадками, перенос этих веществ на большие расстояния может привести к региональному изменению химического состава самого верхнего горизонта подземных вод (грунтовых), появлению и накоплению в них различных веществ, в том числе специфических и не свойственных природным водам.
47
Обусловленное газодымовыми выбросами в атмосферу загрязнение подземных вод может проявляться с разной интенсивностью на значительном расстоянии от источника выбросов (до 100 км и более). Ореол загрязнения в общем случае вытянут по направлению преобладающих ветров, но в подземных водах эта ориентированность будет нарушаться нх движением.
Важную роль в процессе взаимодействия атмосферных осадков с подземными водами играют почвенный слой и зона аэрации. Загрязненность почвенного слоя имеет огромное самостоятельное значение с общих санитарных позиций и не менее важное значение в связи с охраной подземных вод от загрязнения. Известный русский врач-гигиенист Ф. Ф. Эрисман писал: «Мы издавна привыкли смотреть на почву, как на вещь, состояние которой безразлично для нашего здоровья. Между тем человечество много раз платило за это опасное заблуждение, но до сих пор только немногие пришли к такому заключению, что почва имеет такое же значение, как воздух».
Фильтрующиеся с поверхности земли загрязненные воды, прежде чем достичь водоносного горизонта, должны пройти через почвенный слой и зону аэрации. При этом происходит загрязнение почвогрунтов. Часть загрязняющих веществ проникает в грунтовые воды, часть остается в почвенном слое и грунтах. Поэтому зона аэрации и особенно ее верхняя, наиболее активная часть — почвенный слой играют двоякую роль в процессах загрязнения подземных вод: с одной стороны, они выполняют защитные функции по отношению к горизонту грунтовых вод, с другой стороны, будучи загрязненными, они в течение длительного времени могут быть источниками загрязнения подземных вод. Поэтому необходимы специальные исследования условий накопления загрязняющих веществ в зоне аэрации и почвенном слое, их миграции и взаимодействия с почвогрунтами.
Загрязнение почвы обусловлено складированием на поверхности земли твердых н жидких промышленных отходов, производственными и аварийными утечками из систем промышленной канализации и трубопроводов, потерями и аварийными ситуациями прн транспортировке исходного сырья и готового продукта, влиянием автомобильного и железнодорожного транспорта, осаждением веществ газодымовых выбросов. Поступающие в почву и содержащиеся в ней загрязняющие вещества вместе с атмосферными осадками и фильтрующейся частью поверхностного стока просачиваются в грунтовые воды и ухудшают их качество.
Влияние почвы и атмосферных осадков на качество грунтовых вод — сложный и взаимосвязанный процесс. При фильтрации загрязненных атмосферных осадков происходит загрязнение почвы и пород зоны аэрации. И наоборот, при просачивании чистых дождевых осадков через загрязненный почвенный слой и породы зоны аэрации эти осадки будут загрязняться за счет растворения и вымывания содержащихся в породах загрязняющих веществ и в конечном итоге загрязнят грунтовые воды.
48
Таким образом, загрязнение подземных вод тесно связано с за-грязненпем окружающей среды в целом. Практически невозможно предотвратить загрязнение подземных вод при продолжающемся загрязнении атмосферы, поверхностных вод, почв. Охрана подземных вод от загрязнения окружающей природной средой должна осуществляться в рамках этой общей проблемы. Меры по защите подземных вод должны быть увязаны не только с общими водоохранными мероприятиями, но и с мероприятиями по охране от загрязнения природной среды в целом. В противном случае специальные меры по защите подземных вод могут оказаться неэффективными. Это важное принципиальное положение должно быть положено в основу охраны подземных вод и планирования соответствующих водоохранных мер.
Говоря о загрязнении подземных вод, необходимо особо подчеркнуть в этом процессе роль грунтовых вод, которые являются ближайшими к поверхности земли и наименее защищенными. Практически вся масса загрязняющих веществ с поверхности земли, прошедших через зону аэрации, попадает в горизонт грунтовых вод, откуда эти вещества могут поступить в более глубокие горизонты. Горизонт грунтовых вод представляет собой тонкий, даже тончайший, слой в общей толще водонасыщенных пород. И именно в нем аккумулируется, транспортируется и перерабатывается основное количество загрязняющих веществ антропогенного происхождения. Можно полагать, что загрязненные грунтовые воды оказывают обратное воздействие на зону аэрации, почвенный слой н растительный покров. Эти воды обусловливают формирование над их поверхностью техногенного газового облака, содержащего легко испаряемые вещества и такие газы, как метан и аммиак. Роль грунтовых вод (так же как и зоны аэрации) очень важна в общем процессе загрязнения подземных вод, и поэтому они должны быть первоочередным объектом самого тщательного изучения.
3.3.	ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОДЗЕМНЫХ ВОД НА ОКРУЖАЮЩУЮ ПРИРОДНУЮ СРЕДУ
Если загрязнение окружающей природной среды влияет на качество подземных вод, то загрязненные подземные воды в свою очередь также оказывают обратное воздействие на природную среду. Это воздействие проявляется в сносе загрязняющих веществ подземными водами в поверхностные водоемы и водотоки, в образовании над поверхностью загрязненных грунтовых вод техногенного газового облака, формировании аномальной геотемпсратур-ной зоны вокруг области водоносного горизонта с нагретыми сточными водами, привносе в зону аэрации загрязняющих веществ при естественных колебаниях уровня грунтовых вод, формировании на поверхности земли аномальных геохимических и температурных зон и др. Кратко остановимся на некоторых из этих процессов.
4 Заказ № 238
49
3.8.1. ФОРМИРОВАНИЕ ГАЗОВОГО ОБЛАКА
НАД ПОВЕРХНОСТЬЮ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ГРУНТОВЫХ ВОД
С любой поверхности жидкости происходит испарение. Вследствие этого над пей образуется облако ее пара (газовое облако).
Интенсивное испарение происходит с зеркала грунтовых вод, особенно при близком его залегании от поверхности земли. Если грунтовые воды загрязнены, то над их уровнем в зоне аэрации образуется облако пара этой загрязненной жидкости. Пар включает наиболее легкие, летучие вещества, содержащиеся в загрязненной воде, представляющей собой смесь различных ингредиентов. Так, значительное по масштабам облако газообразных углеводородов формируется над поверхностью нефти и нефтепродуктов.
Ниже на основе известных физических представлений рассмотрим основные положения, относящиеся к процессу испарения жидкости н образованию над ее поверхностью газового облака.
Процесс испарения вызывается энергетической дифференциацией молекул жидкости. Разные молекулы одной и той же жидкости обладают разной энергией, которая может быть меньше, больше или равна средней энергии молекул. Эта энергия определяется в основном температурой жидкости. Молекулы, обладающие большей энергией (по сравнению со средней), а следовательно и большими скоростями движения, могут преодолеть притяжение окружающих и прорваться через поверхность жидкости, покинув ее объем и перейдя в газовую фазу (пар). На основе второго закона термодинамики устанавливается зависимость (Клапейрона—• Клаузиуса) между парциальным давлением насыщенного пара, температурой, теплотой испарения и изменением удельного объема при переходе от жидкого состояния к газообразному [66, 118]:
dP — ’ Л	(3.2)
dT т
где dPjdT—изменение парциального давления насыщенного пара при изменении температуры (Р— давление, Т — температура); Л — удельная теплота испарения; V'- Vo — изменение удельного объема.
Под насыщенным паром понимается пар, находящийся в состоянии динамического равновесия со своей жидкостью. Динамическое равновесие — это такое состояние, когда количество молекул, переходящих из жидкости в газ, равно количеству молекул, переходящих из газа в жидкость.
Как же устанавливается равновесие между паром и жидкостью и всегда ли оно устанавливается? Этот процесс протекает по-разному в закрытом и открытом пространстве. Сначала рассмотрим закрытое пространство, например закрытый сосуд с жидкостью. Если этот сосуд велик, а объем жидкости мал, то она вся испарится, т. е. жидкая фаза исчезнет и останется только одна газовая фаза. В этом случае пар будет ненасыщенным При большом объеме жидкости полного ее испарения не произойдет. Концентрация молекул над поверхностью жидкости возрастет настолько, что
50
потоки молекул через поверхность жидкости в обоих направлениях будут одинаковы и пар станет насыщенным. Таким образом, в закрытом пространстве пар может быть как насыщенным, так и ненасыщенным.
Иначе происходит взаимодействие между паром и жидкостью в открытом пространстве, аналогом которого является поверхность грунтовых вод и зона аэрации. В этом случае вышедшие из жидкости молекулы в процессе диффузии могут удалиться от поверхности на значительное расстояние и обратно в нее не вернуться. Обратные переходы здесь возможны лишь вблизи поверхности жидкости. Если в закрытом пространстве движение молекул во все стороны примерно одинаково вероятно, то в открытом пространстве имеет место преимущественная направленность движения от поверхности жидкости в открытое пространство, т. е. в зону аэрации, если иметь в виду испарение с поверхности грунтовых вод. В открытом пространстве пар над жидкостью в целом ненасыщенный, н только вблизи поверхности жидкости он становится насыщенным (или близким к таковому).
Скорость испарения с поверхности будет лимитироваться скоростью диффузии. Вследствие диффузии, направленной вверх от поверхности жидкости, будут удаляться от нее перешедшие в пар молекулы жидкости и тем самым будет освобождаться место для новых порций молекул, переходящих из жидкости в пар.
Следовательно, в формировании газового облака над поверхностью загрязненных грунтовых вод можно выделить два процесса: испарение (выход молекул из жидкости в пар) и диффузия испарившихся молекул вверх от поверхности жидкости (за пределами области загрязнения грунтовых вод диффузия будет происходить и в боковые стороны).
Диффузионное перемещение молекул газа зависит от коэффициента диффузии D, который в свою очередь определяется [65, [118] средней скоростью движения молекул v и средней длиной свободного пробега
D = vl/3	(3.3)
Так как средняя длина свободного пробега молекул обратно пропорциональна давлению газа, то и коэффициент диффузии обратно пропорционален этому давлению, т. е. в разреженных условиях диффузия происходит быстрее, чем при большом давлении. Формула (3.3) может быть записана несколько иначе (если заменить длину свободного пробега ее выражением через эффективный диаметр молекулы вещества о);
D = t>/(3 Уг’лоХ).	(3.4)
где «о — число молекул в единице объема (число Лошмидта).
Длина пути диффузионного перемещения, т. е. размер по вертикали газового облака, зависит от вида загрязняющего вещества и
4*
51
может быть определена по формулам, приведенным в работах [32, 33].
Формирование газового облака над загрязненной поверхностью грунтовых вод есть как бы обратный «отклик» загрязнения подземных вод и его ответное влияние на верхнюю часть подземной гидрогеосферы. Не исключено, что это газовое облако, порожденное загрязненной поверхностью грунтовых вод, в определенных условиях может проявиться и над земной поверхностью и может быть обнаружено с помощью газовой съемки в приповерхностных слоях атмосферного воздуха, т. е. область загрязненных грунтовых вод может формировать техногенные атмогидрогеохимические аномалии, захватывающие как верхнюю часть гидрогеосферы, так и приземную часть атмосферы.
Так как загрязнение грунтовых вод обусловлено техногенными факторами, то н газовое облако — техногенного происхождения. Поэтому можно говорить о техногенной газовой составляющей верхней части гидрогеосферы как об одном из результатов ее техногенного загрязнения. Вопрос этот мало изучен, хотя имеет большое научное и практическое значение и весьма важен для понимания процессов, происходящих в биосфере в результате техногенного воздействия на нее.
В настоящее время области загрязнения подземных вод носят в основном локальный характер. Соответственно и газовые аномалии над ними также преимущественно локализованы. По в связи с большой подвижностью газового облака, а также возможностью пространственного развития загрязнения подземных вод процесс формирования техногенной газовой составляющей верхней части подземной гидросферы в ряде районов с высокой техногенной нагрузкой природной среды может принять региональный характер.
Наличие газового облака над поверхностью загрязненных грунтовых вод определяет возможность применения газовой съемки подпочвенного воздуха в зоне аэрации для выявления и изучения области загрязнения подземных вод.
3.3.2. ОЦЕНКА СНОСА ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ
ПОДЗЕМНЫМИ ВОДАМИ В РЕКИ
Оценка сноса загрязненных подземных вод в реки сводится к расчету времени достижения ими реки и расчету расхода загрязненных вод, поступающих в реки.
Время достижения реки загрязненными водами определяется по формуле
(3.5)
где Xi — расстояние от границы области загрязнения подземных вод до реки нлн водоема, в которые онн разгружаются; п, k — соответственно пористость и коэффициент фильтрации водоносных пород; i— уклон потока подземных вод, определяемый по карте нзогипс водоносного горизонта. Если уклон потока и фильтрацион-
52
пые свойства пород значительно изменяются на расстоянии х1г то это расстояние разбивается на отдельные отрезки. Определяется время прохождения каждого отрезка с учетом значений I и k на этом отрезке. Общее время движения загрязненных вод на расстоянии Xi находится суммированием времен по отдельным отрезкам.
Расход загрязненных подземных вод Q3 в реку может быть оценен по формуле
Q3 = Ltnki,	(3.6)
где L — ширина прибрежного участка, в пределах которого происходит разгрузка загрязненных вод в реку; значение L определяется по гидрохимической карте водоносного горизонта; т — средняя мощность водоносного горизонта в прибрежной зоне.
Количество загрязняющих веществ сносимых в реку разгружающимися подземными водами, приближенно можно определить по формуле
(3.7)
где с3 — концентрация загрязняющих веществ в подземных водах в прибрежной зоне. Значение 117 оценивается за год или другой промежуток времени, например полгода, месяц. Соответственно берется среднее значение с3 за этот промежуток времени. Значение с3 меняется во времени; в случае поступления загрязненных вод от постоянного источника загрязнения с течением времени оно обычно возрастает. Поэтому оценки W должны носить систематический характер.
Анализ, выполненный нами для ряда промышленных объектов, показал, что расход разгружающихся в реки загрязненных подземных вод значительно меньше расхода сточных вод, сбрасываемых непосредственно в реку. Вместе с тем необходимо отметить, что в случае содержания в подземных водах токсичных веществ поступление их даже в небольших количествах в реку может отразиться на ее биологическом режиме. Вынос загрязняющих веществ подземными водами может оказаться особенно существенным для малых рек.
8.3.3. ОБРАЗОВАНИЕ ТЕМПЕРАТУРНЫХ АНОМАЛИИ
При поступлении промышленных и коммунальных сточных вод в водоносный горизонт в нем, наряду с химическим загрязнением подземных вод, происходит зачастую их тепловое загрязнение. Оно проявляется прежде всего в изменении (повышении) температуры подземных вод. Образующаяся в водоносном горизонте аномальная температурная зона может в свою очередь обусловить температурную аномалию в зоне аэрации по всей области загрязнения. Кроме того, тепловое воздействие от области загрязнения в грунтовых водах может передаваться в нижележащие водоносные горизонты. Таким образом, в условиях достаточно интенсивного теплового воздействия на горизонт грунтовых вод в результате
53
инфильтрации в него сточных вод обратной реакцией теплового загрязнения грунтовых вод может быть формирование геотемпера-турной аномалии, захватывающей как горизонт грунтовых вод, так и нижележащие водоупор, водоносный горизонт н вышележащую зону аэрации. Не исключено, что температурное воздействие от этой аномалии может проявиться н на поверхности земли. Говоря о влиянии теплового загрязнения подземных вод на природную среду, следует иметь также в виду возможность поступления нагретых подземных вод в реки и водоемы, что может в какой-то степени повлиять на их биологический и гидрохимический режим на участках разгрузки подземных вод.
4.	ОЦЕНКА МАСШТАБОВ И ПРОГНОЗЫ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
4.1.	ВЫЯВЛЕНИЕ ОБЛАСТЕЙ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Одной из важнейших задач в деле охраны подземных вод является выявление и изучение очагов загрязнения подземных вод. Это необходимо для выяснения действительной картины загрязнения подземных вод и оценки его масштабов, выделения наиболее угрожаемых для водоснабжения очагов загрязнения, своевременного осуществления специальных защитных мероприятий.
Изучение областей загрязнения подземных вод должно начинаться с анализа техногенной ситуации на поверхности для выявления фактических и потенциально возможных источников загрязнения. Прн этом должно быть установлено местоположение и характер источника загрязнения (под источниками загрязнений понимается как территория всего предприятия, так и в особенности его отдельных объектов, являющихся основными источниками загрязнения подземных вод — бассейны сточных вод, свалки твердых отходов, поля фильтрации, поля орошения сточными водами и др.); площадь и линейные размеры источника загрязнения; вид. загрязняющих веществ, их количество и характер поступления в водоносный горизонт (систематические или периодические утечки, аварийные ситуации); время начала функционирования источника загрязнения; существующее состояние сети промышленной канализации; время и примерное количество аварийных утечек сточных вод; режим сброса сточных вод в технические бассейны на поля фильтрации и орошения.
Для более наглядного представления техногенной ситуации и планирования дальнейших работ целесообразно составление крупномасштабной карты с указанием на ней масштабным знаком фактических и потенциальных источников загрязнения. На эту же карту следует нанести все водозаборные сооружения на подземные воды с указанием их расходов.
Выявление областей загрязнения подземных вод должно начинаться с изучения грунтовых вод. Прн этом необходимо иметь в виду следующие обстоятельства. Область загрязнения грунтовых вод обычно совпадает с площадью источника загрязнения и приурочена к месту утечки стоков; фильтрующиеся с поверхности стоки, прежде чем достичь уровня грунтовых вод, проходят через зону аэрации. В ней накапливаются загрязняющие вещества, которые в свою очередь являются вторичным источником загрязнения грунтовых вод. Очевидно, что загрязненность почвенного слоя и зоны аэрации является индикатором загрязнения грунтовых вод. Поэтому изучение загрязнения горизонта грунтовых вод должно сопровождаться изучением по площади загрязнения почвенного слоя и пород зоны аэрации путем анализа водных вытяжек из пород.
55
Размеры загрязненной площади почвогрунтов могут быть ориентировочным показателем размеров загрязнения водоносного горизонта, хотя вследствие движения подземных вод область загрязнения водоносного горизонта будет вытянута по потоку и не обязательно полностью совпадет с областью загрязненных почвогрунтов.
Над поверхностью загрязненных грунтовых вод может формироваться «облако» газообразных веществ, испаряющихся с поверхности этих вод (см. п. 3.3). Поэтому важное значение приобретает проведение газовой съемки для изучения состава подпочвенного воздуха в зоне аэрации. Такая съемка по аномалии состава воздуха в зоне аэрации может выявить область загрязнения подземных вод, которая в дальнейшем может быть уточнена по данным бурения и опробования скважин.
Интересная дополнительная информация о возможных путях поступления загрязняющих веществ в подземные воды может быть получена в результате проведения съемки снежного покрова и изучения состава снега. В весенний период при таянии снега будет происходить инфильтрация талой воды, н если в снеге содержатся загрязняющие вещества (а они наверняка содержатся из-за газодымовых выбросов в атмосферу и последующего их выпадения), то вместе с талыми водами они попадут в подземные воды.
Загрязнение подземных вод, по всей вероятности, будет сказываться па микробиологических показателях подземных вод, геоботанических показателях флоры на поверхности земли. Это также необходимо учитывать при изучении загрязнения подземных вод.
Загрязненные сточные и чистые подземные воды образуют систему неоднородных жидкостей, различающихся по своим химическим свойствам, минерализации, температуре. Различие химического состава и минерализации обусловливает различие электропроводимостей загрязненных и чистых подземных вод, что является предпосылкой использования геофизических (электроразведочных) методов для оконтуривания области загрязнения.
Таким образом, при выявлении и изучении очагов загрязнения подземных вод, наряду с бурением скважин, проведением опытных гидрогеологических работ и непосредственным опробованием подземных вод, целесообразно использование комплекса методов: ландшафтно-техногенной съемки (выявление источников загрязнения), почвенной съемки (изучение загрязненности почвогрунтов), газовой съемки, съемки снежного покрова, геофизических методов, геоботанических, гидробиологических и микробиологических исследований. Бурению скважин и проведению непосредственных гидрогеологических исследований должны предшествовать выявление источников загрязнения, почвенная и газовая съемки, геофизические и другие исследования, указанные выше. Применение методов должно способствовать повышению информативности разведочных работ и снижению объема бурения.
Выяснение техногенной ситуации и составление карты фактического материала должно быть выполнено приближенно па стадии
56
составления проекта разведочных работ и окончательно — в процессе этих работ.
Следующим этапом работ является обследование всех водозаборных сооружений на подземные воды и отбор проб на анализы в радиусе 5—10 км от территории объекта и основных его источников загрязнения. Размеры площади обследования могут быть приближенно установлены на основе расчетов дальности распространения сточных вод по водоносному горизонту под влиянием источников загрязнения, естественного потока подземных вод и близлежащих водозаборных сооружений.
Результаты обследования водозаборных сооружений в увязке с расположением источников загрязнения и направлением потока подземных вод позволяют наметить участки дальнейших полевых, работ.
До бурения скважин целесообразно провести площадные геофизические исследования, изучить загрязненность почвенного слоя в окрестностях хранилищ отходов, провести в случае нефтяного-загрязнения подземных вод газовую съемку подпочвенного воздуха с двумя-тремя точками отбора проб газа по глубине, а также другие указанные выше виды исследований. На данном этапе бурятся отдельные скважины для корректировки этих исследований и их интерпретации, а также для получения предварительных сведений о гидрогеологических условиях исследуемой территории (если таковые неизвестны) и в первую очередь о направлении движения подземных вод. Полученные результаты, помимо даваемой ими информации, позволят более обоснованно наметить размещение основного объема разведочных скважин.
На характер загрязнения подземных вод, размеры и форму области загрязнения влияют свойства загрязняющих веществ, фильтрационная неоднородность пород по площади и слоистость разреза, направление и расход естественного потока подземных вод, граничные условия пласта. Эти обстоятельства необходимо учитывать при размещении разведочных скважин.
Так, при попадании в водоносный горизонт нефтяных углеводородов, которые легче воды, загрязняется преимущественно верхняя часть горизонта. В этом случае необходимо оценить размеры линзы нефтепродуктов, «плавающей» на поверхности грунтовых вод, и площадь той части водоносного горизонта, которая располагается под линзой и содержит эмульгированные н растворенные углеводороды. Таким образом, при нефтяном загрязнении подземных вод наиболее тщательному исследованию подлежит верхняя часть водоносного горизонта.
Если подземные воды загрязняются высококонцентрированными растворами с плотностью, значительно превышающей плотность воды, то растворы будут оседать к основанию водоносного горизонта и перемещаться по нему. Как показали экспериментальные исследования, выполненные В. А. Грабовниковым с соавторами [39], ореол рассеяния загрязняющего раствора в этом случае имеет ось, не совпадающую с вектором скорости естественного потока
57
подземных вод и направленную под углом к нему в сторону подошвы пласта. Угол наклона оси тем больше, чем больше минерализация раствора, а следовательно и его плотность. Так, если минерализация загрязняющего раствора изменяется от 2 до 7 г/л, то угол наклона оси ореола к горизонтальной плоскости соответственно заключен в интервале 8—-25°; при минерализации 64 г/л угол наклона оси равен 80°, т. е. движение раствора происходит практически по вертикали.
Несомненно, прн фильтрации с поверхности земли высококонцентрированных растворов будет загрязняться и верхняя часть водоносного горизонта, через которую проходят растворы. Но основная часть загрязняющих веществ будет скапливаться в нижней части водоносного горизонта, и это обстоятельство должно учитываться при проведении разведочных работ и обосновании глубин •скважин.
Наличие естественного потока подземных вод определяет несимметричное распространение загрязняющих веществ по водоносному горизонту. Область загрязнения развивается вниз по потоку и ограничена вверх по нему. Кроме того, движение загрязненных вод будет происходить в сторону близлежащих участков крупного отбора подземных вод (водозаборные сооружения для водоснабжения, осушения, шахтного водоотлива и др.). Поэтому разведочные скважины следует располагать по направлению естественного потока подземных вод и в сторону участков интенсивного их отбора.
Влияние естественного потока сказывается не только на характере распространения загрязняющих веществ в горизонтальной •плоскости, но и на распределении ореола загрязнения по вертикали с учетом фактора различия плотности загрязняющих веществ и подземных вод, о чем говорилось выше.
Fla перемещении загрязняющих веществ в подземных водах будет существенно сказываться плановая фильтрационная неоднородность водовмещающих пород и слоистость разреза. Так, наличие в пласте локальных участков слабопроннцаемых пород скажется в образовании «языков» обтекания фронта загрязнения по перифериям этих участков. И наоборот, если эти участки обладают повышенной водопроводимостыо, то языки фронта загрязнения будут формироваться внутри этих участков. Неравномерно перемещение загрязняющих веществ в условиях слоистого разреза — наиболее быстро оно происходит по высокопропицаемым прослоям.
Таким образом, исследование очагов загрязнения требует полного изучения гидрогеологических условий исследуемой территории.
Разведочные скважины должны располагаться по профилям, идущим от источника (или группы источников) загрязнения по потоку подземных вод и по направлению к участкам интенсивного отбора подземных вод с учетом рассмотренных выше факторов. Оконтуривание области загрязнения заключается в выявлении участка («ядра») интенсивного загрязнения, переходной зоны н обла
58
сти незагрязненных подземных вод. Под участком интенсивного загрязнения понимается та часть области загрязнения, в пределах, которой содержание загрязняющих веществ значительно больше, чем в подземных водах, и близко к их содержанию в исходных сточных водах. Под областью загрязнения подразумевается часть водоносного горизонта, ограниченная линией предельно допустимой концентрации загрязняющего вещества. Следовательно, область загрязнения включает площадь интенсивного загрязнения и часть площади переходной зоны. Скважины на профилях должны последовательно пересекать участок интенсивного загрязнения, переходную зону и входить в область незагрязненных вод.
Обязательным условием изучения области загрязнения и контроля ее состояния является то, что часть скважин должна располагаться в пределах области загрязнения, а часть — в области незагрязненных вод. Это необходимо для наблюдений за динамикой развития области загрязнения.
При размещении и оборудовании разведочных скважин следует предусмотреть возможность их максимального использования в дальнейшем в качестве наблюдательных скважин.
4.2.	ОЦЕНКА МАСШТАБОВ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Масштабы загрязнения подземных вод оцениваются по результатам изучения качества подземных вод в районе источников загрязнения и на участках водозаборов.
4.2.1.	УЧАСТКИ ИСТОЧНИКОВ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
Оценка масштабов выявленного загрязнения подземных вод. в районе источника загрязнения включает определение размеров области загрязнения (площадь и длина), интенсивности загрязнения подземных вод, скорости продвижения границы загрязненных вод в пласте. Для определения этих показателей прежде всего необходимо установить, что понимается под границей области загрязнения.
В качестве границы области загрязнения может быть принят контур с общей минерализацией подземных вод 1 г/л или контур предельно допустимой концентрации (ПДК) характерного для данных условий загрязняющего компонента (имеется в виду ПДК для питьевых вод). Если загрязнение подземных вод характеризуется несколькими загрязняющими компонентами, то граница области загрязнения дается как по контуру минерализации 1 г/л, так и по общему контуру ПДК этих компонентов.
Контур общей минерализации 1 г/л в качестве границы области загрязнения принимается по той причине, что пресные подземные воды характеризуются минерализацией менее 1 г/л, а загрязняющие сточные воды, как правило, отличаются повышенной минерализацией, более 1 г/л; кроме того, общая минерализация 1 г/л является предельно допустимой для вод питьевого качества (ГОСТ 2874-82 «Вода питьевая»).
59
Под общим контуром ПДК в случае нескольких (двух-трех) характерных загрязняющих веществ, контуры ПДК каждого из которых выходят один из другого, понимается огибающая отдельных контуров ПДК этих веществ (рис. 2). Если контур ПДК одного компонента целиком помещается внутри контура ПДК другого компонента, то границей области загрязнения считается этот второй, больший контур.
В ряде случаев загрязненные воды могут иметь небольшую общую минерализацию и по этому признаку будут незначительно отличаться от пресных или слабосолоноватых подземных вод;
Рис. 2. Граница области загрязнения для одного (а) и двух (б) загрязняющих веществ.
/ — граница области загрязнения для первого вещества; 2 — граница области загрязнения для второго вещества; 3 — общая граница (пунктир) области загрязнения для двух веществ; 4 — источник загрязнения; ve — естественная скорость фильтрации подземных вод.
тогда область загрязнения подземных вод выделяется по характерному загрязняющему компоненту.
Наконец, в отдельных случаях подземные загрязненные воды могут быть более минерализованы, чем проникающие в них с поверхности земли сточные воды, и тогда загрязнение подземных вод будет проявляться не только в появлении несвойственных подземным водам загрязняющих компонентов, но и в «опреснении» подземных вод. Границы области загрязнения подземных вод будут определяться контуром области распространения этих загрязняющих веществ и контуром области «опреснения».
Выделение области загрязнения подземных вод по границам ПДК отдельных загрязняющих компонентов выполняется на хорошо изученных участках, а также в тех случаях, когда содержание в подземных водах этих компонентов заметно превышает их пдк.
Наряду с этим могут быть такие условия, когда в подземных водах имеются несвойственные им искусственные загрязняющие вещества (например, нефтепродукты, СПАВ) от известного источника загрязнения, но содержание этих веществ в подземных водах (по состоянию на период исследования) меньше ПДК. Тем не ме
60
нее область подземных вод, в пределах которой обнаружены эти вещества, целесообразно выделить в качестве области с признаками загрязнения подземных вод.
Выделение областей загрязнения подземных вод по контуру предельной общей минерализации или по контурам ПДК отдельных загрязняющих компонентов возможно на хорошо изученных участках с достаточным числом наблюдательных скважин. На малоизученных участках с небольшим числом наблюдательных скважин, для которых построение таких контуров может оказаться недостоверным, граница области загрязнения проводится по скважинам с минерализацией подземных вод, большей 1 г/л (если загрязняются подземные воды с природной минерализацией, меньшей 1 г/л), или по скважинам с содержанием загрязняющих компонентов, превышающим ПДК.
Область с признаками загрязнения подземных вод выделяется по обнаружению в скважинах несвойственных подземным водам искусственных загрязняющих компонентов, даже если их содержание меньше ПДК.
Площадь сплошной области загрязнения, сформированной под влиянием одного или нескольких источников загрязнения, оценивается по площади, ограниченной контуром общей минерализации 1 г/л и контурами ПДК отдельных компонентов. В случае дискретной области загрязнения, сформированной несколькими источниками загрязнения, когда между отдельными областями загрязнения (обусловленными отдельными источниками) имеются незагрязненные участки подземных вод, но эти участки меньше или ^близки по размерам к загрязненным зонам, площадью загрязнения подземных вод следует считать всю область, охватывающую как участки загрязненных вод, так и расположенные между ними участки незагрязненных подземных вод.
На основе обобщения фактических данных о загрязнении подземных вод могут быть выделены градации площади загрязнения (табл. 5).
Таблица 5
Градации площади загрязнения подземных вод
Номер градации I II III IV V VI VII VIII IX X
Площадь, км2 . . <1 1—3 3—5 5—10 10—20 20—30 30—50 50—100 100—200 >200
В качестве линейных размеров области загрязнения целесообразно указать ее длину (наибольшую протяженность). Обычно область загрязнения бывает вытянута по потоку подземных вод или по направлению к месту их отбора (водозабор, водопонижение, шахтный водоотлив и др.)- В случае области загрязнения, сформированной несколькими источниками, ее длина указывается не по потоку подземных вод, а в направлении местоположения источников загрязнения. Если область загрязнения имеет форму, •близкую к кругу, то в качестве ее линейного размера указывается
61
радиус. Градации длины области загрязнения указаны в табл. б„ По известной площади области загрязнения и ее длине ориентировочно можно оценить и ее ширину.
Таблица 6
Градации длины области загрязнения подземных вод
Номер градации 1	2	3	4	5	6	7	8
Длина, км . .	<1	1—3 3—5 5—10 10—20 20—30 30-50 >50
Интенсивность загрязнения подземных вод характеризуется относительной средней и относительной максимальной минерализацией внутри области загрязнения, ограниченной контуром предельной минерализации 1 г/л, а также относительной средней и относительной максимальной концентрацией отдельных компонентов внутри контуров их ПДК- Под относительной средней минерализацией подземных вод понимается отношение средней минерализации к предельной (для питьевых вод) минерализации, под относительной средней концентрацией компонента — отношение средней концентрации к его ПДК. Средняя минерализация или средняя концентрация отдельных компонентов определяется как величинаг средневзвешенная по площади.
Пусть внутри контура минерализации 1 г/л выделяются несколько зон с минерализациями Ми Мг, Мз, ..Мп, характеризующимися соответственно площадями Fu Рг, Fs, ...» Fn: Тогда средняя минерализация внутри области загрязнения, определяющая интенсивность загрязнения подземных вод, будет
2ИСр = (MiFi “Ь M2F2 -К M2F$	MnF n}l(F । 4- Fz -J- F3 -J- .. .-J- Fn).
(4.1)
Аналогично находится средняя концентрация сср отдельного загрязняющего компонента внутри контура его ПДК:
Сср = (^i^j	csFs -~Ь csFs	cnFn)l(Fi -f- Г2 -|- Fa +    + Лn). (4.2)
Относительная средняя минерализация воды и относительная средняя концентрация отдельного компонента в воде равны:
Мср = 7Иср/Л4пр и сср = сср/ПДК.	(4.3)
Величины /ЙСр и ёср безразмерные; величина Л4Ср численно равна ЛГср, так как = l г/л.
В случае нескольких типичных загрязняющих компонентов их суммарная относительная средняя концентрация определяется по формуле (например, в случае трех компонентов)
^ср = £1сР/ПДК1 -ф с2ср/ПДК2 4- Счср/П ЧК8,	(4.4)
где cicp, Сйср, сзер определяются по формуле (4.2) в пределах своих контуров ПДК.
Если область загрязнения изучена недостаточно и в ней т-е выделяются изолинии общих минерализаций и концентраций отдель
62
ных компонентов, то интенсивность загрязнения подземных вод определяется как среднеарифметическое значение относительных минерализаций или относительных концентраций отдельных компонентов по имеющимся скважинам, колодцам и другим водопунк-там внутри области загрязнения.
Градации интенсивности загрязнения подземных вод представлены в табл. 7. Градации 1а и 16 характеризуют те случаи загрязнения, когда еще не превышено ПДК, т. е. условно загрязненные воды. Остальные градации отвечают случаям, когда концентрация загрязняющих веществ превышает ПДК. Градация Пв относится к категории экстремального загрязнения.
Таблица 7
Градации интенсивности загрязнения подземных вод
Па	Пб
Номер градации 1а 16 А Б В Г Д Пв
Интенсивность <0,5 0,5—1 1—5 5—10 10—30 30—50 50—100 >100
Пример. Область загрязнения подземных вод внутри контура общей минерализации М, равной 1 г/л, характеризуется площадью 17 км2, длиной 8 км к относительной средней минерализацией, равной 27; область загрязнения по хлору (С1) характеризуется площадью 16 км2, длиной 6,5 км и относительной средней концентрацией, равной 8; область загрязнения по нитратам (NO3)— площадью 11 км2, длиной 5,5 км и относительной средней концентрацией 6,5. Указанная область загрязнения подземных вод на основе приведенных выше градаций может быть записана следующим образом:
М —V —4—В, Cl — V — 4 — Б, NOS — V — 4 — Б.
Скорость продвижения загрязненных вод в пласте оценивается по фактическому смещению контура общей минерализации 1 г/л или контуров ПДК отдельных компонентов за фиксируемый период времени. Если фактических данных недостаточно, то скорость продвижения загрязненных вод оценивается расчетным путем. Для отдельных схем расчетные формулы приводятся в главе 5, а также в работах [17, 1-16].
4.2.2.	УЧАСТКИ ВОДОЗАБОРОВ
На участках водозаборных сооружений масштабы загрязнения подземных вод оцениваются по доле отбираемых вод ухудшенного качества в общем дебите водозабора и интенсивности загрязнения .этих вод.
Доля вод ухудшенного качества (или относительный их расход) определяется по отношению расхода этих зон_фз к общему расходу (дебиту Q) водозаборного сооружения: Q3^Qb/Q- Выделяются следующие градации значений Qs: <0,25; 0,26—0,5; 0,5—0,75; >0,75.
Расход вод ухудшенного качества включает прежде всего дебиты тех скважин, в которых содержание загрязняющего компонента или показатель качества воды превышает соответственно
63
ПДК или норму. Кроме того, к расходу Qq следует отнести также дебиты тех скважин, в которых постоянно отмечается ухудшение качества воды по сравнению с ее естественным состоянием, хотя оно еще и не превысило ПДК. Таким образом,
Qs = Q3 J- Сз >	(4.5)
где Qr8—расход вод, качество которых ухудшается, но это ухудшение еще не превысило норму (условно загрязненные воды), и Q|:— расход вод, качество которых ухудшилось сверх нормы (загрязненные воды).
По соотношению QJs и Q1* внутри расхода Q3 водозаборные сооружения можно разделить на три группы: 1) в расходе QB преобладают воды Q1; 2) расход Qs составляют воды Q1 и Q*1; 3) в расходе Qs преобладают воды Q1*. Понятие «преобладают» имеет следующий смысл. Если в общем расходе Qs свыше 75 % приходится на расход Q£3 то весь расход QB относится к первой группе, т. е. в данном случае имеем водозаборное сооружение с условно загрязненными водами. Если свыше 75 % расхода Q3 составляет Q1* то весь расход Qa относится к третьей группе (водозаборное сооружение с загрязненными водами). Если, наконец, расход Q* (или Q1*) составляет более 25%, но менее 75 % общего расхода Qs, то в этом случае водозаборное сооружение относится ко второй группе.
Интенсивность загрязнения отбираемых подземных вод на водозаборном сооружении определяется по двум показателям: концентрации загрязняющего компонента в водах ухудшенного качества с расходом Q3 и концентрации этого компонента в общем расходе водозаборного сооружения Q. Второй показатель применяется тогда, когда с санитарных позиций возможно разбавление расхода вод ухудшенного качества остальным расходом незагрязненных вод.
Первый показатель представляет собой средневзвешенную (по расходу скважин, дающих условно загрязненную и загрязненную воду) минерализацию (М) или концентрацию (с3) характерных загрязняющих компонентов:
Ms = (М3 (i)Qs (1) 4- 7Иа (2)Q3 (S)	. -f- М3 (n)Qs (n)/(Q3 и) +
4- Qs (2) + • • • 4* Qa (п)У,	(4.6)
с3 = (с3 (i)Q3 d) 4- (2)Q3 (2) 4“ • • -сз (nyQs М (t> 4- Qs (2) 4~ • • • 4- Qsm)» (4.7) где Q3(i), Qa (2), .. .,Q0(n) —дебиты скважин, дающих загрязненную воду (в скобках — номера скважин); AfS(i), Л43(2), - МВ(П) и сви), с0(2), ..., с8(п) — соответственно минерализация воды и концентрация загрязняющего компонента в воде этих скважин.
64
Второй показатель — средневзвешенная по общему расходу воды водозаборного сооружения минерализация М или концентрация загрязняющего компонента с — определяется по формулам:
W = [AfaQs + M,,(Q-Q3)]/Q;
с = [csQ, + с„ (Q — Q3)]/Q,
(4-8)
(4.9)
где М3 и cs — величины, определяемые соответственно по формулам (4.6) и (4.7); Afo и со — соответственно средняя минерализация и средняя концентрация загрязняющего компонента в отбираемых незагрязненных (чистых) водах: Q — Q3 — расход незагрязненных (чистых) вод.
Показатели интенсивности загрязнения подземных вод на водозаборных сооружениях удобно выражать в относительных величинах, т. е.
М3 = Мэ/МЛ; ё8 = с8/ПДК; М = Л4/Л4Д, с = с/ПДК,	(4.10)
где ТИд —допустимая минерализация.
Интервалы изменения указанных величин приведены в табл. 8.
Таблица 8
Градации относительных значений минерализации (М, Ms) и содержания загрязняющего компонента (с, с3)
М3 (с3) . . .	<0,5	0,5—1	1—2	2-5	5—10	>10
М (с) .	<0.5	0.5—Э. 75 0,75—4	1—2	2—3	>3
Таким образом, масштабы загрязнения подземных вод на участках водозаборных сооружений оцениваются количественно с по-мощью Qa, Q3/Q3 И (i'-'/Qy, М, (пли С3), М (или С).
4.2.3.	ВЫДЕЛЕНИЕ УРОВНЯ ЭКСТРЕМАЛЬНОГО ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Под экстремальным загрязнением подземных вод понимается содержание в них загрязняющих веществ, превышающее ПДК более чем в 100 раз на участках источников загрязнения и более чем в 10 раз на водозаборах в отдельных скважинах.
Понятие «экстремальное загрязнение» относится к пресным подземным водам хозяйственно-питьевого назначения. Оно может быть обусловлено систематической фильтрацией сточных вод из хранилищ отходов, эпизодическими и аварийными ситуациями, обусловливающими проникновение в пласт значительных количеств загрязняющих веществ, внедрением ' в эксплуатируемый водоносный горизонт высокоминерализованных природных вод. К эпизодическим и аварийным ситуациям относятся залповые выбросы сточных вод, прорывы дамб накопителей отходов, нарушение герметичности цистерн с горючим и нефтепроводов, сливы горючего и др.
5 Заказ № 238
65
Область экстремального загрязнения водоносного горизонта на участке источника загрязнения выделяется по контуру, внутри которого содержание загрязняющего вещества в подземных водах с равно или больше 100 ПДК. На водозаборном сооружении экстремальное загрязнение отмечается на тех эксплуатационных скважинах, в воде которых с 10 ПДК.
Информацию об экстремальном загрязнении подземных вод для постоянных источников загрязнения получают на основе регулярного отбора проб подземных вод из специализированной стационарной сети наблюдательных скважин, оборудуемой в районе источника загрязнения. Информацию об экстремальном загрязнении в случае эпизодических утечек загрязняющих веществ получают по материалам опробования имеющихся в этом районе наблюдательных и водозаборных скважин, колодцев и родников, а также наблюдательных скважин, специально пробуренных в связи с возникшей аварийной ситуацией.
Экстремальное загрязнение, если оно имеется и обнаружено, обязательно выделяется при оценке масштабов загрязнения подземных вод на участках источников загрязнения (постоянные и эпизодические) и водозаборных сооружений.
Информация об экстремальном загрязнении подземных вод должна передаваться предприятием, его допустившим, в вышестоящую организацию данного ведомства и территориальную геологическую организацию. В случае экстремального загрязнения подземных вод на водозаборном сооружении информация о нем должна передаваться в территориальную санитарно-эпидемиологическую службу и в указанные выше организации.
4.2.4.	ОБОБЩЕНИЕ СВЕДЕНИЙ О МАСШТАБАХ ЗАГРЯЗНЕНИЯ
ПОДЗЕМНЫХ ВОД В ПРЕДЕЛАХ РАЙОНА
Сведения о масштабах загрязнения подземных вод на участках отдельных источников загрязнения и водозаборных сооружений обобщаются по территории административного района, а затем области. Эти обобщенные сведения характеризуют масштабы загрязнения подземных вод в пределах района.
По источникам загрязнения приводятся следующие обобщенные данные: количество участков загрязнения подземных вод, суммарная площадь и средняя интенсивность их загрязнения и загрязняющие вещества. Последний показатель определяется по относительной средней минерализации загрязненных подземных вод или по относительной средней концентрации загрязняющего компонента:
М — (А41 4~ /И2	М^/п, с = (ci -f- cs -ф-. . .	(4.11)
где п— количество участков загрязнения подземных вод; Мп, сп — относительная средняя минерализация подземных вод нли относительная средняя концентрация загрязняющего компонента в подземных водах на участке п; значения Мп и сп находятся по
66
формулам (4.1)—(4.3). Обобщаются случаи экстремального загрязнения: количество случаев, общая площадь и интенсивность загрязнения, загрязняющие вещества.
По участкам водозаборных сооружений обобщенные сведения включают: количество водозаборных сооружений, на которых отмечается ухудшение качества отбираемых подземных вод; общий расход отобранных загрязненных подземных вод Q3, в том числе общие расходы Qxe и доля отбираемых вод ухудшенного качества по отношению к общему расходу отобранных подземных вод на всех выделенных водозаборных сооружениях, т. е. значение Q3, соотношения Q1 !QS и Qb/Qb; относительная средняя минерализация отбираемых вод ухудшенного качества и относительная средняя концентрация са в них загрязняющего компонента; относительная средняя минерализация 7IZ общего расхода отобранных подземных вод и относительная средняя концентрация с загрязняющего компонента в общем расходе отобранных подземных вод на выделенных водозаборных сооружениях.
Значения ЛГ3, с3, 1Z и с определяются как среднеарифметические из соответствующих значений по отдельным водозаборным сооружениям. Из перечисленных показателей масштабов загрязнения подземных вод на участках водозаборных сооружений можно ограничиться количеством водозаборов, значениями Q3, Q^/Qs и с с выделением сведений об экстремальном загрязнении.
Аналогично могут быть оценены масштабы загрязнения подземных вод путем обобщения сведений по источникам загрязнения и водозаборным сооружениям в пределах области.
4.3.	ПРОГНОЗЫ ИЗМЕНЕНИЯ КАЧЕСТВА ПОДЗЕМНЫХ ВОД
ПОД ВЛИЯНИЕМ ТЕХНОГЕННЫХ ФАКТОРОВ
Загрязнение подземных вод, вызванное различными источниками, неодинаково по интенсивности и масштабам.
Особенно сильное загрязнение подземных вод наблюдается вблизи приемников промышленных, коммунальных и сельскохозяйственных отходов. Формирующиеся здесь области загрязнения подземных вод носят локальный характер, но отличаются высокой интенсивностью загрязнения (II стадия, о 104-100 ПДК).
Весьма существенно влияние загрязнения атмосферы на качество подземных вод. Количество загрязняющих веществ, выбрасываемых в атмосферу, соизмеримо с их количеством, сбрасываемым на поверхность земли, в реки и водоемы.
Отличительная особенность влияния атмосферы на качество подземных вод — это региональный характер воздействия. Распространение веществ в атмосфере от источника их выброса прослеживается на расстояниях до нескольких сотен километров и более. Загрязнение подземных вод, обусловленное влиянием атмосферы, обычно отличается невысоким уровнем и может быть отнесено к I стадии (с <1 ПДК).
5*
67
Таким образом, следует выделять региональное- и локальное загрязнение подземных вод, существенно различающиеся между собой. Локальное загрязнение характеризуется сравнительно небольшой площадью и высоким содержанием загрязняющих веществ. Его можно подразделить на локальные загрязнения с уровнем от 1 до 10 ПДК и от 10 до 100 ПДК и более. Образование первых областей может быть вызвано влиянием населенных пунктов, сельскохозяйственных площадей, а образование вторых — воздействием основных источников загрязнения (участки складирования отходов), а также отдельных промышленных, коммунальных и сельскохозяйственных объектов, с территории которых происходит значительная утечка загрязняющих веществ.
Региональное загрязнение отличается большой площадью его проявления и неоднородностью уровня загрязнения: на фоне сравнительно низкого содержания загрязняющих веществ (менее ПДК) выделяются указанные выше локальные области с высоким содержанием загрязняющих веществ (более ПДК). Следовательно, региональное загрязнение включает как территории с относительно небольшим содержанием загрязняющих веществ, так и локальные области с высоким содержанием этих веществ. Если к загрязнению подземных вод относить только случаи с О ПДК, то картина загрязнения подземных вод будет иметь преимущественно локальный характер. Если же к загрязнению подземных вод относить также случаи, когда содержание загрязняющих веществ больше фонового, но меньше ПДК, то область загрязнения подземных вод значительно возрастет и картина загрязнения будет уже не локальной, а региональной, включающей области с с< ПДК и области (локальные участки) со ПДК.
Пространственным категориям загрязнения подземных вод (региональное и локальное) соответствуют региональные и локальные прогнозы изменения качества подземных вод. Кроме того, внутри региональных и локальных прогнозов целесообразно выделить систематические дежурные прогнозы, связанные с мониторингом качества подземных вод.
Региональный прогноз базируется на показателях техногенной нагрузки территории загрязняющими веществами, условиях естественной защищенности подземных вод, показателях отбора подземных вод и данных качества подземных вод по скважинам опорной региональной наблюдательной сети.
Воздействие тсхногенеза сказывается не только в изменении химического состава подземных вод. Оно обусловливает также тепловое загрязнение, проявляющееся в формировании областей с повышенной по сравнению с фоновой температурой подземных вод (например, «остров тепла» в районе крупных городов).
Основная нагрузка загрязняющими веществами, поступающими с поверхности земли, падает на горизонт грунтовых вод, который является своего рода аккумулятором загрязняющих веществ, защитным слоем и одновременно источником загрязнения для более глубоких водоносных горизонтов. По сравнению с мощностью оса
68
дочной толщи, к которой приурочены водоносные горизонты пресных и слабосолоноватых подземных вод, горизонт грунтовых вод представляет собой тонкий слой, но именно в нем концентрируется основное количество загрязняющих веществ антропогенного происхождения, проникающих в подземную гидросферу. Поэтому при изучении загрязнения подземных вод главное внимание должно быть уделено грунтовым водам. Ввиду того что скорость горизонтального водообмена подземных вод во много раз меньше скорости вертикальной миграции загрязняющих веществ с поверхности земли, происходит их накопление в верхних водоносных горизонтах и особенно в горизонте грунтовых вод.
По существу, в районах интенсивного хозяйственного освоения и особенно в промышленных районах происходит формирование антропогенного гидрохимического режима подземных вод. Имеет место селективное проникновение загрязняющих веществ в подземную гидросферу, преимущественно минеральных.
Другим важным техногенным фактором, влияющим на изменение качества подземных вод, является водоотбор, с которым связано подтягивание к водозаборному сооружению некондиционных подземных и поверхностных вод. Водоотбор характеризуется модулем отбора подземных вод.
Для региональных прогнозов необходимы сведения о фоновых значениях химического состава подземных вод и длинные ряды наблюдений за качеством подземных вод по унифицированным показателям. На основании модуля техногенной нагрузки, модуля отбора подземных вод и естественной защищенности подземных вод оценивается опасность загрязнения исследуемой территории. Эта оценка носит сравнительный характер во времени, т. е. значения модулей техногенной нагрузки и отбора подземных вод на прогнозируемый период сопоставляются со значениями этих модулей в предыдущие годы.		 •
На основе данных о качестве подземных вод по скважинам опорной региональной наблюдательной сети оценивается современный уровень загрязнения, тенденция его изменения и путем экстраполяции прогнозируется уровень загрязнения на заданный период времени.
Локальные прогнозы загрязнения подземных вод подразделяются на прогнозы вблизи источников загрязнения и прогнозы на участках водозаборов. Первые из них (вблизи источников загрязнения) включают оценки: времени достижения уровня грунтовых вод фильтрующимися с поверхности сточными водами, расходов фильтрующихся сточных вод и количества выносимых ими загрязняющих веществ, концентрации веществ в подземных водах, времени достижения загрязненными подземными водами ближайших водозаборов подземных вод, водоемов и водотоков, в которые разгружаются подземные воды, и количества выносимых в эти водоемы загрязняюших веществ.
На этой основе определяются масштабы загрязнения подземных вод на прогнозируемый период, а именно: размеры площади
69
загрязнения, ограниченной контуром ПДК, и средневзвешенная по площади концентрация загрязняющих веществ внутри этого контура.
Прогноз на участке водозабора включает прежде всего оценку возможности подтягивания некондиционных или загрязненных вод к водозаборному сооружению в зависимости от того, попадают или не попадают эти воды в область питания водозабора; оценку времени поступления к водозабору первых порций некондиционных вод и, наконец, оценку изменения минерализации отбираемой воды или концентрации в ней загрязняющих веществ (после поступления их первых порций) на требуемый период времени.
Важнейшей составной частью прогноза изменения качества подземных вод на локальных участках является прогноз миграции загрязняющих веществ в подземных водах. Она зависит от естественного движения подземных вод, инфильтрации с поверхности земли, граничных условий водоносного горизонта, его плановой слоистой неоднородности и трещиноватости, различия плотностей загрязненных и пластовых вод, взаимодействия загрязняющих веществ с подземными водами и породами, геотермической обстановки и других факторов.
Воспроизведение и учет этих факторов практически невозможен в лабораторных экспериментах и теоретических построениях. Поэтому при изучении миграции загрязняющих веществ в подземных водах важное значение приобретают натурные исследования на опытно-производственных полигонах, создаваемых на базе реальных объектов.
Дежурные региональные прогнозы базируются на экстраполяции фактических данных наблюдений за химическим составом подземных вод по скважинам опорной наблюдательной сети. Дежурные локальные прогнозы на участке источника загрязнения включают оценку развития площади загрязнения и осредненных по этой площади показателей качества подземных водна заданный момент времени. На участках водозаборов дежурные локальные прогнозы должны включать оценку изменения качества отбираемой воды и доли поступающих загрязненных вод (по расходам скважин, дающих загрязненную воду). Эти оценки по участкам источников загрязнения н водозаборов осуществляются путем экстраполяции соответствующих фактических данных. Дежурные прогнозы на локальных участках должны периодически подкрепляться детальными прогнозами с использованием аналогового и численного моделирования.
5.	МИГРАЦИЯ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ В ПОДЗЕМНЫХ ВОДАХ
Загрязненные и пластовые воды представляют собой систему неоднородных жидкостей, различающихся по минерализации, химическому составу, плотности, вязкости, температуре. Вследствие этого движение загрязненных вод в пласте осложняется различными процессами взаимодействия с пластовыми водами и породами. К этим процессам относятся диффузия загрязняющих веществ в область чистых подземных вод и слабопроницаемые отложения, гравитационные эффекты на границе контакта вод с различной плотностью, сорбция вещества породами, катионный обмен между поровым раствором и скелетом породы, влияние окислительно-восстановительной обстановки на миграционные формы загрязняющих веществ в подземных водах, деструкция вещества в подземных водах, влияние температуры на вязкость растворов и состояние связанной воды и др. Эти процессы влияют на условия миграции загрязняющих веществ в подземных водах, фильтрационные свойства пород, формы нахождения загрязняющих веществ в подземных водах. Эти же процессы, особенно сорбция и деструкция вещества, диффузия его в слабопроницаемые отложения, способствуют уменьшению концентрации загрязняющих веществ в подземных водах, обусловливая тем самым как бы самоочищение загрязненных подземных вод.
Рассмотрим влияние некоторых из этих процессов на миграцию загрязняющих веществ в подземных водах и самоочищение подземных вод.
5.1.	МОДЕЛИ МИГРАЦИИ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ВОД В ПЛАСТЕ
По признаку характерного гидродинамического процесса можно выделить следующие модели движения загрязненных вод в пласте: поршневое вытеснение, дисперсия границы раздела, гравитационная деформация границы раздела, диффузионный переток в слабопроницаемые отложения. В литературе приводятся и другие названия этих моделей (101, 148]. Так, модель диффузии в слабо-проницаемые отложения называется моделью упорядоченной гетерогенности.
5.1.1.	ПОРШНЕВОЕ ВЫТЕСНЕНИЕ
Модель движения системы двух жидкостей, основанная на предпосылке поршневого вытеснения одной жидкости другой, имеет широкое распространение вследствие относительной простоты и удобства практического применения получаемых расчетных зависимостей.
71
Что же понимается под поршневым вытеснением? Прежде всего то, что в буквальном смысле отражается самим названием: вытесняющая жидкость действует как поршень, отжимая вытесняемую жидкость. Однако в литературе отсутствует четкое определение этого понятия и трактовка его весьма различна. Так, в монографии И. А. Чарного [143] о поршневом вытеснении говорится как о таком, когда вытеснение одной жидкости другой происходит полностью. В. М. Шестаков [148] связывает его с движением всех частиц воды с одинаковой скоростью, а В. А. Мироненко—-с наличием резкой границы раздела между вытесняющей и вытесняемой жидкостями и отсутствием вследствие этого перемешивания жидкостей [101]. Аналогичное определение поршневого фронта дается в работе [17]; он характеризуется как «резкий .... перемещающийся со средней скоростью фильтрационного потока и разделяющий воды с концентрациями вещества (на входе загрязнений в пласт) и се (фоновая концентрация)». В некоторых публикациях в качестве признака поршневого вытеснения, помимо наличия резкой границы между жидкостями, отмечается то обстоятельство, что в течение всего процесса движения граница раздела жидкостей остается вертикальной или же перемещается, оставаясь параллельной самой себе.
Учитывая эти высказывания, можно следующим образом определить поршневое вытеснение. Это движение двух жидкостей в пласте с резкой границей раздела между ними, по разные стороны от которой минерализации жидкостей (или концентрации вещества в них) остаются неизменными, и полным вытеснением одной жидкости другой. В общем случае поршневого вытеснения движение всех частиц жидкости не обязательно должно происходить с одинаковой скоростью, а граница раздела перемещаться параллельно самой себе. Например, в полуограниченном пласте или пласте-полосе перемещение фронта пресных и соленых вод в предпосылке поршневого вытеснения по разным линиям тока будет происходить с разной скоростью, а плоскости фронтов в разные моменты времени не будут параллельны между собой. Поршневое вытеснение наиболее полис соответствует движению поршня в случае перемещения системы разноцветных жидкостей в условиях одномерного плоскопараллельного потока (под разноцветными понимаются жидкости с одинаковыми свойствами, различающиеся условно только по цвету). В этих условиях граница раздела жидкостей будет вертикальной, все частицы границы раздела будут двигаться с одинаковой скоростью и в процессе движения граница раздела будет перемещаться, оставаясь параллельной своему первоначальному (вертикальному) положению. Модель поршневого вытеснения представлена иа рис. 3.
Один из основных признаков поршневого вытеснения — резкая граница раздела жидкостей — базируется на допущениях микрооднородного строения порового пространства (одинаковый размер пор) н отсутствия диффузии из области загрязненных в область чистых подземных вод. При этих допущениях не происходит дне-
72
Персии (размазывания) границы раздела и она остается резкой. Отметим, что вообще условия резкой границы раздела жидкостей и неизменности их исходных минерализаций предполагают отсутствие взаимодействия этих жидкостей между собой и с породой.
Основным механизмом переноса вещества при поршневом вытеснении является конвективный перенос, т. е. перенос вместе с потоком воды. Скорость движения содержащегося в воде вещества та же, что и скорость движения воды цд:
од = о/п,	(5.1)
где v — скорость фильтрации; п — пористость водоносных пород. Скорость фильтрации зависит от граничных условий водонос-
Рис. 3. Модель поршневого вытеснения.
кого горизонта, фильтрационных свойств водовмещающих пород, а также типа водозаборного (или нагнетательного) сооружения и его производительности. Для условий однородного по фильтрационным свойствам водоносного горизонта и одномерного плоскопараллельного течения с постоянным градиентом (например, приток к прямолинейной галерее) скорость фильтрации равна
v = ki,	(5.2)
где /г — коэффициент фильтрации водоносных пород; i — уклон потока подземных вод.
Длина пути хо, проходимого в условиях поршневого вытеснения границей раздела жидкости за время t, определяется по выражению
л0 = од/.	(5.3)
При поршневом вытеснении положение фронта воды (или фильтрационного фронта) в каждый момент времени совпадает с фронтом содержащегося в воде вещества (или фронтом загрязнения). Так как предполагаются неизменными исходные минерализации (или концентрации вещества) вод по разные стороны от границы их раздела, то задача о распределении минерализации воды (или концентрации вещества) при поршневом вытеснении не ставится. Минерализация воды меняется скачкообразно при переходе через границу раздела от исходной минерализации загрязненных вод до
73
исходной минерализации чистых вод. Зная положение границы раздела и исходные значения минерализации загрязненных и чистых подземных вод, можно сразу сказать, какая минерализация воды будет в пласте по одну сторону от границы раздела и какая — по другую.
5.1.2.	ДИСПЕРСИЯ ГРАНИЦЫ РАЗДЕЛА
Представление о резкой границе раздела двух жидкостей в модели поршневого вытеснения является идеализированным. В действительности происходит дисперсия (рассеяние, «размазывание») этой границы. Обычно выделяют микро- и макродисперсию. Последняя связана с фильтрационной мак-ронеоднородностью пород. Ниже рассматривается только микродисперсия, для краткости будем называть ее дисперсией. Основные причины дисперсии — мик
Рис. 4. Положение границы раздела загрязненных и чистых вод в системе капилляров одинакового (а) я разных (б) радиусов.
ронеоднородность порового пространства и молекулярная диффузия из области загрязненных вод в область чистых вод. Движение границы раздела жидкостей в пласте с учетом дисперсии вещества исследовалось в многочисленных работах советских и зарубежных авторов. Подробный анализ этих исследований дается в работах [39, 140].
Рассмотрим качественную картину влияния указанных факторов на дисперсию вещества в подземных водах.
Макрооднородная по фильтрационным свойствам пористая среда в то же время является микронеоднородной вследствие различия размеров отдельных пор и их форм.
Если бы пористая среда состояла из круглых капилляров одинакового радиуса (идеальный грунт), го при отсутствии диффузии резкая граница раздела разноцветных жидкостей вследствие одинаковой скорости движения в каждом капилляре установилась бы во всех капиллярах на одной и той же отметке (рис. 4g). В случае капилляров разного радиуса конфигурация границы раздела будет иной. Вследствие неодинаковых скоростей движения в отдельных капиллярах эта граница будет устанавливаться на разных отметках (рис. 4 6). Если обозначить через £ср положение границы раздела, соответствующее средней скорости движения в этой си
74
стеме разновеликих капилляров, то в одних капиллярах граница раздела будет отставать от LCp, в других — совпадать с Lcp, в третьих — опережать Lcp. В результате этого в системе таких капилляров образуется зона, частично заполненная загрязненной и частично чистой водой, т. е. своего рода переходная зона от области, где все капилляры заполнены загрязненной водой, до области, где все капилляры заполнены чистой водой.
При наличии диффузии во всех породах (капиллярах) будет происходить перенос вещества из области загрязненных вод в область чистых вод за счет градиента концентрации вещества. Это перемещение вещества осуществляется и при отсутствии конвективного переноса. В подземных водах диффузия характеризуется
Рис. 5. Модель движения двух жидкостей с дисперсией границы их раздела.
теми же закономерностями, что и в жидкости в свободном объеме, т. е. диффузионный поток Q через поперечное сечение W в направлении х определяется законом Фика [НО]:
Q = — DMW дс/дх,	(5.4)
где |Е>ы~п№хо—коэффицент молекулярной диффузии в пористой среде, м2/сут: п— пористость среды; Z — параметр, зависящий от извилистости пути фильтрации в пористой среде и равный 0,5— 0,7 для несцементированных песков и 0,25—0,5 для сцементированных песков; DMo— коэффициент молекулярной диффузии в свободном объеме жидкости. Под воздействием диффузии первоначально резкая граница раздела жидкостей начнет размазываться и вместо скачкообразного перехода от загрязненных к чистым водам образуется переходная зона, в пределах которой происходит постепенное изменение концентрации вещества от максимального значения в загрязненных водах до минимального в чистых водах. Такая диффузная переходная зона образуется в каждой поре. Поскольку диффузия происходит от первоначально резкой границы раздела жидкостей, совпадающей с положением фронта поршневого вытеснения, то по одну сторону от границы раздела, справа от нее, в области со (рис. 5), концентрация вещества начнет возрастать по сравнению с исходной концентрацией Со, а слева от нее, в области ci, концентрация вещества начнет убывать по сравнению с исходной концентрацией Ct. Таким образом, фронт поршневого
75
вытеснения окажется расположенным внутри диффузной переходной зоны.
Совокупное воздействие механической дисперсии (или гидро-дисперсии), обусловленной микронеоднородностью порового пространства, и молекулярной диффузии формирует единую переходную зону, размеры которой увеличиваются во времени и внутри которой располагается фронт поршневого вытеснения.
Дисперсия вещества происходит как по потоку подземных вод (продольная дисперсия), так и поперек него (поперечная дисперсия). Продольная дисперсия обычно значительно больше поперечной.
Важнейшим параметром, характеризующим дисперсию вещества в подземных водах, является коэффициент дисперсии D, или коэффициент микродисперсии (м2/сут), выражаемый следующей формулой:
Г = £)ДЧ-ПМ = ^ + £)М,	(5.5)
где £>д=6о— коэффициент механической дисперсии, происходящей вследствие неодинакового размера пор, м2/сут; 6—параметр геометрической структуры порового пространства, соизмеримый с диаметром частиц, м; v — скорость фильтрации, м/сут. Слагаемое Da характеризует конвективный перенос вещества, а слагаемое £>м — молекулярно-диффузионный перенос вещества. Если молекулярная диффузия происходит как в отсутствие движения подземных вод, так и при его наличии, то механическая дисперсия вещества происходит только в условиях движения подземных вод, т. е. при конвекции. Вследствие сочетания в коэффициенте D диффузионного и конвективного факторов дисперсии границы раздела его в литературе называют также коэффициентом конвективной (или фильтрационной) диффузии. В большинстве случаев Е)д > Величина DM имеет порядок 10~5—10~6 м2/сут, а величина £>д— примерно 10’4—10~3 м2/сут. Значение б меняется от миллиметров в песчаных породах до десятков сантиметров н метров в трещиноватых породах.
Роль конвекции и диффузии в переносе вещества может быть оценена по безразмерному критерию Пекле:
Pe = oL/DM,	(5.6)
где L — характерный линейный размер пористой среды. В качестве величины L предлагают принимать: размер пласта [18]; длину отрезка пласта, в котором происходит основное изменение концентрации вещества от ci до со, т. е. длину переходной зоны [39]; расстояние, на которое сместилась изолиния с~0,5 на данный момент времени [101].
Конвективный перепое вещества преобладает при больших значениях критерия Пекле (Ре > 10), а диффузионный перенос — при малых (Ре < 0,1).
Распределение концентрации вещества в пласте для одномерного течения жидкости в условиях дисперсии границы раздела
76
жидкостей описывается известным уравнением
с _ с (х, t)—со __ q 5 rerfc _|_ е (vxfD) erfc (V)l, Cf — Q
(5-7)
где
с, = (x — u//n)/(2 VВЦп)\	g' = (x 4- vtln)/^, ^DtlnY
здесь erfc — табулированная дополнительная функция интеграла вероятности; erfc=l—erf=l—Ф, где erf (или Ф)—табулированная функция интеграла вероятности; ехр — экспоненциальная функция: х — координата точки, в которой рассчитывается относительная концентрация с на момент времени I. Если фоновая концентрация со равна нулю, то с = с(х, t)lc\.
Функция erf (х) =Ф(х) меняется от 0 до 1 при изменении х от О до со. Она быстро стремится к единице; так, уже при х = 2 Ф(2) 0,9953. Приближенно функция Ф(х), согласно работе [151], может быть заменена функцией th (х); наибольшая погрешность такой замены имеет место при 0,7 ^х^ 1,7. Функция erfc (х) = — 1—Ф(х) меняется от 1 до 0 при изменении х от 0 до оо; она быстро стремится к нулю с ростом аргумента л; так, erfc (2)=^ = 0,0047.
При vxfD > 5,0, что имеет место в большинстве случаев, уравнение (5.7) упрощается:
с = 0,5 {1 zt erf [(х — vt/n)/2 -y/Dt/n]}.
(5.8)
Если x — vtfn < 0, то в формуле (3.8) внутри фигурной скобки берется знак «плюс», если же х—то знак «минус».
Величина vt/n характеризует положение фронта поршневого вытеснения на момент времени t. Обозначим его через хо. Тогда разность (х — хо) >0 определяет положение точки слева от границы фронта, в первоначальной области со.
Таким образом, для расчета по формуле (5.8) концентрации вещества в пласте при движении в нем загрязненных подземных вод необходимо задаваться каким-нибудь значением t. Для этого значения t определяем положение фронта поршневого вытеснения xo^vtln. Выбираем несколько (достаточно двух-трсх) значений х < х0 и х>хо. Выполняем расчеты концентрации по формуле (5.8), беря для первого случая (х < хо) знак «плюс», а для второго (х > Хо)—знак «минус». Исходными расчетными параметрами являются v, D, п, со и Ct. Они определяются по результатам полевых гидрогеологических исследований, опытно-миграционных работ, наблюдений за режимом подземных вод и изменением гидрохимической обстановки на участках выявленных загрязнений подземных вод.
На основе формулы (5.8) может быть определена длина переходной зоны Ld. Она находится по расстоянию между изолиниями
77
концентрации, близкой к Ci и близкой к Cq. Обозначим относительные концентрации, близкие к Ci и со, соответственно через сг и с", а отметки их изолиний — через х' и х" (см. рис. 5). Тогда
LD = х" — х'.	(5.9)
В качестве указанных концентраций обычно принимается: ё7 = = 0,999 и с" = 0,001, ил и с'=0,99 и с" = 0,1, или с' = 0,9 и с"=0,1. Могут быть другие интервалы относительных концентраций ё' и с". Очевидно, чем больше разность крайних значений относительных концентраций с' и с", тем больше длина переходной зоны. Из приведенных выше трех интервалов концентраций наибольшая переходная зона будет соответствовать первому, наименьшая — последнему.
Граница фронта поршневого вытеснения проходит посредине переходной зоны и совпадает с изолинией относительной концентрации с=0,5. В атом легко убедиться, подставляя в формулу (5.8) вместо х значение xo = vtln. Поэтому х' <хо, а х" > хо. Слева от отметки хо, т. с. в области х <Z хо, имеем с > 0,5, а справа от отметки хо, в области х > хо, с < 0,5.
Задавшись крайними значениями относительных концентраций переходной зоны С' и С" и подставив их в формулу (5.8) вместо С, найдем соответствующие им значения х' и х".~ Выполняем это следующим образом. По известному значению С' вычисляем из формулы (5.8) значение функции erf, по известному значению этой функции находим с помощью таблиц из математических справочников соответствующее значение аргумента; по установленному значению аргумента и с учетом того, что (х' — vt[ti) < 0, находим уравнение для х'. Затем путем подстановки в формулу (5.8) вместо с заданного значения с" аналогично получаем уравнение для х". Вычитая уравнение х' из уравнения х", получаем, согласно выражению (5.9), длину переходной зоны £D.
Изложенное относится к технической стороне определения длины переходной зоны на основе формулы (5.8). Само же выражение для переходной зоны хорошо известно и приводится во многих опубликованных работах. Для условий рассматриваемого одномерного плоскопараллельного течения оно имеет следующий вид:
Ld = ил/ Dtln,	(5.10)
где а—числовой коэффициент, зависящий от значений ё7 н ё77: а=8,8 при с7 =0,999 и с" = 0,001, а = 6.6 при с'=0,99 и с" = 0.01 и а = 3,6 при с = 0,9 и с77 = 0,1. Поскольку фронт поршневого вытеснения проходит посредине переходной зоны, то
х ж х0 + 0,5Ld,	(5.11)
где х — длина пути миграции загрязненных вод.
В табл. 9 представлены результаты расчета длины переходной зоны Ld и ее сопоставление с длиной пути поршневого вытеснения Хо- Расчеты выполнены прн п = 0,1.
78
Таблица 9
Размеры переходной зоны дисперсии
D №/сут	1> м/сут	t сут		
		1000	5000	20 000
0,001	0,1	11/1000	29/5000	58/20000
	0,2	14/2000	44/10000	62/40000
0,01	0,1	35/1000	93/500	185/20000
	0,2	45/2000	140/10000	200/40000
Примечание. В числителе приведены значения Ld (м), в знаменателе — значения Хо (м).
Таким образом, длина переходной зоны не превышает 1—2 % длины пути поршневого вытеснения хо, и в практических расчетах миграции для достаточно однородных по фильтрационным свойствам пород ее можно не учитывать. Как отмечается в работе 1100], этот вывод относится к переносу вещества на большие расстояния (сотни метров и километры). В то же время эффектом дисперсии нельзя пренебрегать в трещиноватых породах.
5.1.3.	ДИФФУЗИОННЫЙ ПЕРЕТОК В СЛАБО ПРОНИЦАЕМЫЕ ОТЛОЖЕНИЯ
В модели дисперсии учитывалась диффузия вещества, но только на границе раздела жидкостей внутри водоносного горизонта. Наряду с этим происходит диффузия вещества из водоносного горизонта в слабопроницаемые отложения кровли и подошвы пласта, т. е. поглощение вещества из подземных вод по механизму диффузии слабопроницаемыми глинистыми отложениями. Диффузионный перенос вещества в эти отложения предполагается по той причине, что глинистые породы отличаются очень низкими, фильтрационными свойствами, конвективное движение вследствие этого очень мало и, наоборот, резко возрастает роль диффузии. Поглощение вещества из подземных вод слабопроницаемыми отложениями кровли и подошвы пласта осуществляется как за счет диффузии, так и за счет сорбции. Оба эти процесса действуют одновременно, их совместный учет дается в работах [17, 22 и др.]. Для упрощения ниже будем рассматривать только диффузионный переток в слабопроницаемые отложения.
Диффузия из водоносных пород в слабопроницаемые отложения может проходить при наличии градиента концентраций, направленного в слабопроницаемые отложения, т. е. когда концент-трация вещества в подземных водах водоносных пород выше, чем в поровых водах слабопроницаемых отложений. Это соотношение концентраций почти всегда имеет место при загрязнении подземных вод, особенно веществами искусственного происхождения. Но направленность диффузионного потока может быть и обратной: из
79
слабопроницаемых отложений кровли и подошвы в водоносный горизонт, если концентрация вещества в поровых водах отложений выше, чем в подземных водах водоносных пород. Это может происходить, например, при вытеснении соленых вод пресными. В этом случае, если поровые воды слабопроницаемых отложений близки по составу и минерализации соленым водам горизонта, то в замещающих их пресных водах будет происходить диффузия вещества из кровли и подошвы пласта. При отжатии загрязненных вод пресными водами вещество, диффундировавшее вначале нз загрязненных вод в слабопроницаемые отложения, может диффундировать обратно из этих отложений в пресные воды.
Диффузионный переток загрязняющего вещества в слабопроницаемые отложения уменьшает его концентрацию в подземных водах; обратный переток из слабопроницаемых отложений увеличивает концентрацию вещества в подземных водах и загрязняет их.
Так как площадь соприкосновения загрязняющих вод с кровлей и подошвой пласта значительно больше, чем площадь соприкосновения загрязненных вод с чистыми подземными водами на границе их раздела, диффузионный переток в кровлю и подошву пласта по своим масштабам больше, чем на границе раздела жидкостей внутри водоносного горизонта. Поэтому эффект уменьшения концентрации загрязняющего вещества в подземных водах вследствие ого диффузионного перетока в слабопроницаемые отложения кровли и подошвы пласта может быть в определенных условиях весьма существенным. Уменьшение концентрации вещества будет неравномерным по вертикальному разрезу водоносного горизонта: наибольшим оно будет вблизи кровли и подошвы, наименьшим— в средней части водоносного горизонта.
Для условий однородного по фильтрационным свойствам водоносного горизонта, перекрытого сверху и снизу глинистыми отложениями большой мощности, одномерного плоскопараллельного течения подземных вод, одинаковых физических свойств загрязненных и чистых вод, отсутствия дисперсии границы раздела и процессов сорбции изменение концентрации загрязняющего вещества в подземных водах вследствие его диффузии в перекрывающие слабопроницаемые отложения описывается уравнением [101].
с = 1 —Ф
(5-12)
где с= (с— co)/(ci — со); с (или с)—осредненная по мощности концентрация. Схема, поясняющая эту модель миграции, представлена на рис. 6 а.
В уравнении (512) Ф — интеграл вероятности; с — искомая концентрация в точке х в момент t; Со — концентрация вещества в чистых подземных водах и поровых водах слабопроницаемых отложений (если Со = О, то c=c/ci); ci— концентрация вещества в загрязненных подземных водах; т—мощность водоносного гори-
80
зонта; п— пористость водоносных пород; по и D — пористость и коэффициент диффузии слабопроницаемых пород кровли и подошвы пласта (предполагается, что эти параметры одинаковы для пород кровли и подошвы).
Уравнение (5.12) аналогично полученному Ловерье для задачи передачи тепла в кровлю и подошву пласта при нагнетании в него горячей воды (для целей разработки нефтяного месторождения). Применительно к миграции загрязняющих веществ в подземных водах исследование задачи дается в работах Ф. М. Бочевера, Н. Н. Веригина, А. А. Рошаля, В. М. Гольдберга, В. А. Мироненко,
'	В,П0,С0 7/7/77Z7.^//7/////7///'///77'// / //'//////////// ///////	
	
‘ • Л’.\.	и
" * .€^7*	Со
	}///////////) *
Рис. 6. Модель движения с диф-ф$ знойным перетоком загрязняющего вещества из водоносного пласта в слабопроницаемые отложения (а) и в водоносный пласт из слабо-проницаемых отложений (б).
D, п0, с< 7/////X/// /У///7Х/////Х//////7///////// ////7///////	
\	л.  —*	1) . . > •	.	.	•. —-Со	’ Ц	
	&о:.

В. Г. Румынина, В. М. Шестакова, Б. С. Шержукова, А. Е. Ора-довской н др.
В силу допущения об однородности пласта по разрезу н одинаковых физических свойствах загрязненных и чистых подземных вод граница раздела между ними вертикальная и остается таковой в течение всего времени движения. Вследствие другого допущения, об отсутствии дисперсии границы раздела, область загрязненных подземных вод I четко отделяется от области чистых вод ZZ, а концентрация вещества в области ZZ остается постоянной и равной Со в каждой точке этой области. Иная картина распределения концентрации вещестЬа в области загрязненных вод Z. В результате диффузии загрязняющего вещества в слабопроницаемые отложения кровли н подошвы его концентрация меняется от точки к точке и во времени: вблизи границы раздела она минимальная и возрастает от границы раздела по направлению к входному сечению, через которое загрязненные воды поступают в пласт. Таким образом, формула (5.12) характеризует изменение концентрации вещества в области загрязненных вод Z. Граница раздела областей Z и ZZ совпадает с фронтом поршневого вытеснения, положение
6 Заказ № 238
81
которого на момент t равно Xo=vtln. В точках х<х$ (область I) концентрация вещества переменная, в точках х > х0 (область II) она постоянная, равная Со.
Для расчета распределения концентрации вещества в пласте задается какое-нибудь значение t. Для этого времени находится отметка х» границы раздела чистых и загрязненных вод в пласте (хо = о//п). Выбирается несколько значений x<Zxq. По формуле (5.12) рассчитывается для выбранных значений х на заданный момент t концентрация загрязняющего вещества с (или с).
Подробный анализ диффузионного перетока загрязняющего вещества в слабопроннцаемые отложения выполнен в работе [24]. Основные выводы из него следующие: 1) эффект диффузии наиболее сильно сказывается в маломощных пластах (т 7-Ч 10 м) и при миграции на большие расстояния (х>Зч-5 км); 2) диффузионный переток усиливается с увеличением пористости и коэффициента диффузии слабопроницаемых пород; 3) роль диффузионного перетока становится менее заметной с увеличением скорости фильтрация и мощности водоносного горизонта; 4) в достаточно мощных пластах (т > 15 4-20 м) и прн небольших значениях коэффициента диффузии слабопроницаемых пород (D < 10-5 м2/сут) эффект диффузионного перетока невелик и его можно не учитывать; в этих условиях перемещение фронта загрязнения рассчитывается по схеме поршневого вытеснения.
Диффузия вещества в слабопроницаемые отложения является одним из процессов, способствующих самоочищению загрязненных подземных вод (см. п. 5.2).
При вытеснении загрязненных или соленых вод пресными подземными водами может происходить, как отмечалось, обратный процесс — диффузия вещества нз слабопроницаемых отложений кровли и подошвы пласта в пресные подземные воды, приводящая к загрязнению (засолению) чистых подземных вод (рис. 66). В этом случае концентрация загрязняющего вещества в подземных водах будет максимальной вблизи границы раздела чистых и загрязненных вод и начнет убывать по мере удаления от нее в глубь области чистых подземных вод. Граница раздела отделяет область загрязненных вод I с постоянной концентрацией вещества с5 от области // первоначально чистых подземных вод с концентрацией вещества со, а затем с меняющейся концентрацией с вследствие диффузии вещества из слабопроннцаемых отложений. Это распределение концентрации вещества в подземных водах описывается выражением
или
с = с„ + (с, —с„)фГ- х ^1,	(5.14)
L2m аЛЗг J
82
где xo—vtfn — положение фронта поршневого вытеснения; со — концентрация вещества в чистых подземных водах; ci — концентрация вещества в загрязненных подземных водах и поровых водах слабопроницаемых отложений. Порядок расчета по формуле (5.13) такой же, как и в случае диффузии из подземных вод в слабопроницаем ые отл ожени я.
5.1.4.	ГРАВИТАЦИОННАЯ ДЕФОРМАЦИЯ ГРАНИЦЫ РАЗДЕЛА
Гидрогеологическая задача о движении в пласте разновесомых жидкостей подробно исследовалась И. А. Чарным, В. П. Пилатов-скнм, С. Н. Бузиновым, Н. Н. Веригиным, В. С.Саркисяном: она рассматривалась также Ф. М. Бочевером, В. М. Шестаковым, А. М. Пирвердяном и др.
Вторгающиеся в водоносный горизонт загрязненные нли природные некондиционные (например, морские) воды во многих
Рис. 7. Модель движения двух жидкостей с гравитационной деформацией границы их раздела.
случаях отличаются по плотности от пресных подземных вод, что приводит к деформации границы нх раздела. Тяжелая жидкость стремится занять более низкое положение н вследствие этого отжимает вверх легкую жидкость.
Если находящиеся в пласте загрязненные воды с плотностью 71 и пресные воды с плотностью yo(yi>Yo) первоначально имели вертикальную границу раздела, то в дальнейшем она начнет деформироваться и займет наклонное положение (рис. 7). При этом более тяжелая жидкость (загрязненные воды) будет по подошве пласта клином вторгаться в область пресных вод; более легкие пресные воды таким же клином, направленным в противоположную сторону, будут вторгаться по кровле пласта в область загрязненных вод. С течением времени длина клина загрязненных (соленых) вод увеличивается. Расстояние Ly от конца клина загрязненных вод (по подошве пласта) до конца обратного клина пресных вод (по кровле пласта) называется длиной зоны деформации (рис. 7). Для условий плоскопараллельного одномерного движения подземных вод в горизонтальном пласте на момент t
Ly = 1,6 ^[km (у! — уо) Л/(«Уо)-	(5.15)
Посередине зоны деформации на отметке хо проходит граница фронта поршневого вытеснения. Поэтому приближенно путь,
6*
83
проходимый загрязненными водами за время t с учетом деформации границы из-за различия плотности жидкостей и образования вследствие этого клина загрязненных вод, составит
x = Xo + O.5£y.	(5.16)
В выражении (5.16) величина 0,5£,г характеризует длину клина загрязненных вод, продвигающегося по подошве пласта. При достаточно заметных различиях между yi и уо длина зоны деформации значительно больше длины переходной зоны, обусловленной микродисперсией, и может составлять многие десятки и сотни метров. Напрнмер, при yi = 1,016 г/см3 (что соответствует минерализации подземных вод 15—20 г/л), уо = 1 г/см3, т = 20 м, k = = 10 м/сут, п = 0,1 и £=104 сут, £т«900 м. Следовательно, длина клина загрязненных вод равна примерно 450 м.
Эффект гравитационной деформации границы раздела разновесомых жидкостей особенно проявляется в пластах большой мощности и при малой скорости движения подземных вод. При увеличении расхода отбираемой нз пласта воды или закачиваемой в пласт жидкости, т. е. при достаточно больших скоростях движения подземных вод в пласте вклинивание загрязненных вод, обусловленное гравитационными силами, будет, как отмечает Чарный [143], весьма незначительным по сравнению с непосредственным (поршневым) вытеснением.
Приближенный критерий, когда в условиях плоскопараллельного потока можно пренебречь гравитационной деформацией границы раздела и когда эта граница мало отличается от вертикальной, согласно работе [143], имеет вид
ql\2km (Y1/y0 - 1)] > 2,5,	(5.17)
где q— расход подземных вод на единицу ширины участка, через который он протекает (или на единицу длины прямолинейной галереи, через которую отбираются подземные воды), м2/сут.
Неравенство (5.17) записано для системы загрязненных и пресных подземных вод, когда вязкость (go) и плотность (уо) пресных подземных вод принимаются равными единице и yi>Yo-
Из выражения (5.17) находим такое значение соотношения Yi/Vo, при котором можно не учитывать влияние различия плотности на движение Гранины раздела загрязненных и пресных подземных вод:
Yi/T«< 1+9/(5fem).	(5.18)
Так, при т = 20 м, &=10 м/сут н ===5 м2/сут yi/yo^ 1,005, т. е. если соотношение плотности жидкостей меньше 1,005, то влиянием гравитационного эффекта для данных условий можно пренебречь.
Из рассмотрения моделей миграции загрязняющих веществ в подземных водах следует, что основной составляющей перемещения загрязненных вод в пласте является поршневое вытеснение. Во многих случаях, особенно для достаточно однородных по фильтрационным свойствам рыхлых отложений, расчет миграции за
84
грязненных вод можно производить по схеме поршневого вытеснения.
Рассмотренные модели характеризуют наиболее простые схемы миграции и, конечно, не отражают всего многообразия и сложности природных процессов. Так, в них не учитываются различные виды химического взаимодействия загрязняющих веществ с подземными водами и породами, процессы распада и деструкции вещества, разнообразные формы фильтрационной неоднородности пород, которые могут существенно изменить характер движения загрязненных вод в пласте.
Они дают представление о некоторых наиболее часто проявляющихся гидродинамических эффектах, которые сопровождают миграцию загрязняющих веществ в подземных водах, и их значимости. Несмотря на упрощенный характер, онн могут быть использованы при решении многих практических задач, связанных с загрязнением подземных вод и прогнозом их качества.
Вместе с тем эти модели показывают, что совокупное действие различных факторов, весьма осложняет гидродинамическую модель миграции, и тогда для прогнозов приходиться использовать методы моделирования н вычислительную технику.
5.2.	САМООЧИЩЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД1
Под самоочищением природных вод принято понимать совокупность всех природных процессов в загрязненных водах, направленных на восстановление первоначальных состава и свойств воды.
К процессам самоочищения природных вод, помимо химических н биохимических, могут быть отнесены смешение, разбавление н диффузия, т. е. гидродинамические процессы, не приводящие к ликвидации загрязняющего вещества, но направленные на снижение его концентрации. Однако по отношению к загрязняющим веществам, обладающим кумулятивными свойствами, рассмотрение гидродинамических процессов в качестве самоочнщающих подземные воды не совсем правомерно.
Ниже рассмотрим химические, биохимические и физико-химические процессы, приводящие к самоочищению загрязненных подземных вод: химическое и биохимическое окисление в водной массе и водовмещающих породах; процессы сорбции и ионного обмена, которые в отдельных случаях на первых стадиях приводят только к локализации очагов загрязнения и лишь в дальнейшем проходят через химическую или биохимическую стадию самоочищения.
Для сравнения отметим, что для поверхностных вод принята следующая классификация процессов самоочищения:
—	химическое окисление: растворенным в воде кислородом, без участия растворенного кислорода;
—	биохимическое окисление: в водной массе, на донных отложениях, на взвешенных веществах;
Раздел написан II. В. Семеновым.
85
—	фотохимическое окисление;
—	процессы сорбции и соосаждения;
—	прочие процессы.
На скорость каждого из процессов самоочищения подземных бод воздействует множество определяющих факторов, таких, например, как температура, pH, Eh, содержание кислорода. Процессы самоочищения и перечисленные факторы взаимосвязаны. Математические модели, охватывающие во взаимосвязях процессы и факторы, их определяющие, сложны и для реализации требуют знания кинетических коэффициентов. Значения же этих коэффициентов, полученные в условиях лабораторного или натурного эксперимента, могут различаться на целый порядок.
Рассмотрим главные процессы самоочищения, протекающие в подземных водах, с позиций их кинетических закономерностей и возможности выбора простой и достаточно адекватно аппроксимирующей зависимости.
5.2.1. ХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ
При химическом окислении загрязняющих веществ в подземных водах возможны два варианта: химическое окисление растворенным в воде кислородом н без участия растворенного кислорода. С точки зрения кинетики реакций эти варианты различий нс имеют, и поэтому ниже онн рассмотрены совместно.
Совершенно ясно, что для того чтобы два, три и более атома илн молекулы химически прореагировали, они должны сначала встретиться. Чем больше концентрация реагирующих веществ, тем больше скорость реакции, но, с другой стороны, вероятность одновременного столкновения многих молекул мала. В зависимости от числа реагирующих частиц различают мономолекулярные, бимолекулярные реакции и т. д. На практике имеют дело главным образом с реакциями первого и второго порядка. Приведем кинетические зависимости этих реакций.
Рассмотрим реакции первого порядка. Как известно, 14. Р = dc!dt, где VK. р — скорость химической реакции; с — концентрация загрязняющего вещества; t — время. В то же врехМЯ, согласно основному постулату химической кинетики 14 р=Лс, где Л — константа скорости химической реакции. Следовательно,
dc]dt~Kc.	(5.19)
После интегрирования этого выражения при £—0, с = с0 получаем
Ct = coexp(—К7)	(5.20)
нли
К= 1/Лп (c0/Cf).	(5.21)
Константа К — это скорость изучаемой реакции при условии, что концентрации реагирующих веществ постоянны н равны единице.
S6
Константа скорости реакции первого порядка зависит от концентрации только одного реагирующего вещества.
Исходя из условия аддитивности, т. е. независимости друг от друга, и на основе описанного выше уравнения кинетики моно-молекулярных реакний были получены в условиях лабораторных экспериментов значения К, или коэффициенты скорости самоочищения, для целого ряда загрязняющих веществ (табл. 10). Эти коэффициенты являются обобщающими и учитывают помимо чисто химического окисления также биохимическое н фотохимическое окисление, ионный обмен, т. е. это суммарные коэффициенты скорости самоочищения для лабораторной модели. Приведенные в таблице значения суммарных коэффициентов скорости самоочищения оказались весьма полезными при постановке и планировании натурных экспериментов и проведении специальных программ в пунктах Общегосударственной службы наблюдений и контроля за уровнем загрязнения объектов природной среды (ОГСНК). Они и сейчас широко используются для ориентировочной оценки скорости самоочищения этих веществ при планировании натурного эксперимента.
Для реакций второго порядка
с( = -^-ехр[-К/(О„-с0)]	(5.22)
ИЛИ
К = -Г77Г---г-1п 	(5-23)
t (Dq — Со) ciDq
В формулах (5.22) и (5.23) с0, jDo — концентрации реагирующих веществ в момент £ = 0; Dt — то же в момент I; К - коэффициент скорости самоочищения.
Пз формулы (5.22) следует, что при очень высокой концентрации второго реагирующего вещества D реакция соответствует кинетическим закономерностям мономолекулярных реакций. Для подземных вод характерна ситуация, когда в зоне загрязнения концентрация веществ достаточно велика и скорость реакции окисления лимитируется только наличием растворенного кислорода и его заменителей, таких, как кислород сульфатов, нитратов, что также сдвигает процесс в сторону мономолекулярнон реакции.
При изучении самоочищения подземных вод можно принимать, что кинетика окисления соответствует закономерностям реакций первого порядка.
Рассмотренные выше виды кинетики относятся к гомогенным процессам. Для подземных вод очень важны и гетерогенные процессы, когда реагирующие вещества находятся в разных фазах: твердой и жидкой.
Суммарная скорость гетерогенной реакции определяется (лимитируется) стадиен с наименьшей скоростью. Если скорость химической реакции меньше скорости переноса загрязняющих веществ (диффузии), то кинетика всего процесса определяется
87
"Таблица 10
Коэффициенты скорости превращения К органических веществ в природной воде при 20 °C (по М. Н. Тарасову и др.)
Вещество	К llcyt	Вещество	К 1/сут
Биологически мягкие	0,30	«Промежуточная»	0,30—0,50
вещества		группа веществ	
Формальдегид	1,40	Синтанол ВТ-15В	0,29
Алкилсульфат (АС) без	0.99	Синтанол ДТ-7	0,27
наполнителя		Синтанол ВН-7	0,22
Паста АС-1	0,96	Синтанол ДС-10	0,22
Паста АС-2	0,76		
		л-крезол	0,21
Глюкоза	0,72	jw-этплфенол	0,19
с-сорбоза	0,71	о-крезол	0.18
Мальтоза	0,63	Синтанол ВТ-15А	0,18
Метиловый спирт	0,57	Паста ДНС-1	0,17
Гептиловый спирт	0,56	Пирокахетин	0,14
Фурфурол	0,55	Хлорный сульф анол	0,13
Этиловый спирт	0,50	Алкнлсульфонат кероси-	0,12
Уксусный альдегид	0,49	новый	
Амиловый спирт	0,47	Сульфанол НП-3	0,12
Бутиловый спирт	0,45	Гваякол	0,12
Паста ДНС-2	0,42	Резорцин	0,11
Оксанол Л-7	0,42	Пирогаллол	0,10
Пропиловый спирт	0,41	«-нафтол	0,10
Фенол	0,38	|3-нафтол	0,09
Синтанол МЦ-Ю	0,37	Альфапол-9, образец 1	0,09
Фторпропиловый спирт	0,37	.и-ксикенол	0,08
Оксанол КШ-9	0,36	Диметил ал кил бензол а м-	0,07
Изо бутиловый спирт	0,35	МОНИН	
Синтанол ВТ-7	0,30	л-крезол	0,06
		Альфапол-9, образец 2	0,06
		Биологически жесткие	0.05
		вещества	
		л-ксиленол	0,05
		Альфапол-8	0,05
		Тимол	0,05
		Г ндрохннон	0,04
		Сульф анол НП-1	0,02
		Дисольвап-4411	0,02
		Препарат СП-7	0,007
		Препарат ОП-10	0,005
88
кинетикой химической реакции, в противном случае процесс протекает в диффузионной области.
Скорость диффузии УДф, в соответ св ии с концентрацией диффузионного слоя Нернста, описывается следующим образом [66]:
УдФ = Р(с — С|)>	(5.24)’
где с—концентрация вещества в объеме раствора; Ci— концентрация вещества на поверхности тела; р — константа скорости диффузии, зависящая от коэффициента диффузии и толщины диффузионного слоя.
Скорость химической реакции Vx ₽ зависит от а
К,р = Кс(.	(5.25)
При установившемся равновесии между диффузией и химической реакции Удф—Vx.p или
/(Cj = р (с — Cj).	(5.26)
В этом случае
^ = Удф = Ух.р = /<с1.	(5.27)
Следовательно, кинетика и суммарная скорость гетерогенного процесса V определяются уравнением первого порядка.
В случае сорбции загрязняющего вещества и микроорганизмов породами в загрязненной зоне происходит такой же гетерогенный процесс.
6.2.2. БИОХИМИЧЕСКОЕ ОКИСЛЕНИЕ
Большинство реакций, катализуемых ферментами, являются бимолекулярными. Однако, как упоминалось в п. 5.2.1, одно из реагирующих веществ в процессе реакции остается в большом избытке (вода при гидролизе) или количество одного из реагирующих веществ постоянно восполняется (например, за счет десорбции) н т. д. В подобной ситуации можно записать схему реакции с образованием одного промежуточного комплекса между субстратом 5 и ферментом Е:
Е + 5 (kjkj ES (kjk^ ЕР.	(5.28)
После преобразований, которые даны в работе [107], получаем
—dSfdt = Ка£общ5/(/<т5)	(5.29)
или в интегральной форме
КтК = In (tz/l а — х I) 4- xjt = £з-ЕобЩ;	(5.30)
здесь Кт — константа Михаэлиса (Кт = (k2 4- /г3) ; 5 — концентрация субстрата (загрязняющего вещества); Е — концентрация фермента (биомасса микроорганизмов); Р— давление;
89
•Еобщ — суммарная концентрация свободного фермента и фермента, вошедшего в комплекс; а — концентрация субстрата в начальный момент времени (t = 0); а — х— концентрация субстрата в момент	х— количество субстрата, прореагировавшего
за промежуток времени AZ; ki — ^ — коэффициенты пропорциональности.
Уравнение (5.30) в литературе хорошо известно как уравнение Михаэлиса—Ментена и используется для описания кинетики ферментативных процессов. Анализируя уравнение (5.30), можно отметить, что в начальный момент времени, когда 5 очень велико,
Рис. 8. Биохимическое окисление этилового (а) и пропилового (б) спиртов в условиях лабораторного моделирования.
} — экспериментальные точки, 2 — расчетные точки; I — изменение биомассы микроорганизмов, //’ — изменение концентрации спиртов.
отношение а/(а — х) стремится к единице. В этом случае левая часть уравнения (5.30) будет соответствовать реакции нулевого порядка только формально, так как в натурных условиях Е не будет постоянной. При уменьшении 5 член xjt в уравнении будет стремиться к нулю, и левая часть уравнения начнет соответствовать уравнению первого порядка.
Таким образом, биохимическое окисление загрязняющих веществ может быть описано простейшим уравнением реакций первого порядка.
Рассмотрим более сложную схему кинетики биохимического окисления загрязняющих веществ, базирующуюся на одной из модификаций модели «жертва—хищник» Вольтерра [126].
Как известно, модель Вольтерра описывается уравнениями:
dxfdt = kox — kixy;	(5.31)
dyjdt = kzxy — k3y,
где x—численность жертвы; у — численность хищника; /го, k\, k%, k3 — коэффициенты пропорциональности. Если в эту модель ввести вместо численности жертвы концентрацию загрязняющего вещества, а вместо численности хищника биомассу микроорганизмов, для которых это загрязняющее вещество является субстратом, то система (5.31) примет вид:
dxjdt = —ах//; dyjdt ~ $ху — vy/x,	(5.32)
90
где х— загрязняющее вещество; у-—биомасса микроорганизмов;: а—-коэффициент скорости биохимического окисления загрязняющего вещества; [3—коэффициент скорости размножения микроорганизмов; v — коэффициент скорости отмирания микроорганизмов.
Уравнение (5.32) представляет собой простейшую математическую модель биогеоценоза [126]. Согласно этой модели, в начальный период адаптации биогеоценоза биохимическое окисление подчиняется закономерностям реакций второго порядка, а в дальнейшем— реакций первого порядка (рис. 8).
Использование уравнения Михаэлиса—Ментена и модели Вольтерра имеет свои преимущества, которые заключаются в возможности одновременного учета кинетики субстрата и фермента (загрязняющего вещества н микрорганизмов) или в возможности использования их как составных частей более сложных моделей.
S.2.3. ПРОЦЕССЫ ПОГЛОЩЕНИЯ
Миграция загрязняющих веществ в подземных водах сопровождается их взаимодействием с фильтрующими и водовмещающими породами. Одними из основных видов такого взаимодействия является поглощение вещества породой, которое подразделяется на адсорбцию и ионный обмен. В свою очередь в адсорбции выделяются физическая адсорбция (сорбция без химического' взаимодействия сорбируемого вещества с сорбентом) и химическая адсорбция (хемосорбция) с химическим взаимодействием: сорбируемого вещества и сорбента.
Физическая адсорбция является обратимым процессом, поэтому в какой-то момент времени должно установиться равновесие между сорбированной и десорбированной частями загрязняющего вещества. Равновесие динамично. Важнейшей характеристикой равновесия является изотерма сорбции, описывающая равновесное состояние системы «вода—порода», в которой происходят сорбционные процессы. Изотерма физической и химической адсорбции соответствует одному из следующих уравнений [66]:
уравнение Лэнгмюра	
q = ас/(1 4- Ьс)\	(5.33)
уравнение Фрейндлиха	
<7=КФрс,/";	(5.34)
уравнение Генри	
q = KYc,	(5.35)
где q— равновесное количество загрязняющего вещества, адсорбированное породой; с — равновесная его концентрация в растворе; а, b — эмпирические коэффициенты адсорбции уравнения Лэнг-мюра; ^фр> — коэффициенты адсорбции (равновесия) Фрейндлиха и Генри соответственно.
91
Коэффициент адсорбции зависит от природы загрязняющего вещества и сорбента, концентрации, температуры и т. д. Так, грубоднсперсные, коллоидные, эмульгированные частицы, микроорганизмы задерживаются просто механически, вызывая коль-матацию.
Опытные данные подтверждают, что адсорбция из растворов в большинстве случаев подчиняется изотерме Лэнгмюра, а для малых концентраций — изотерме Генри; изотерма Фрейндлиха используется для описания адсорбции газов.
В табл. 11 представлены данные о сорбционной способности наиболее распространенных сорбентов.
Таблица И
Адсорбционные свойства природных сорбентов [135]
Сорбент	Виды поглощения		
	физическая адсорбция	хемосорбция	ионный обмен
.Монтмориллонит	+ + “Г		4-4-4-
Нонтронит	4—г +	4- +	4-4-4-
Каолинит	+ +	+	
Вермикулит	—г- —г—	4-	—г— —г— —г—
Иллит	+ +	-г-	-г- -г- -г-
Мусковит	+	-г-	-г- -г-
Биотит	4-	-г-	4- +
Глауконит	-г- —г—	-г-	4-4-4-
Анальцим	—Г~ —•—	-г-	+ +
Шабазит	-J-		
Натролит		—г—	+ + +
Кварц	+	4-	
Гетит	+ +	+ +	—г— —г—
Гидрогели	—1— —Г*	4“ 4"	+ + +
Гематит	4- 4-	+ +	
Гицрогематит	+ +	+ +	+ +
Примечание. Знак + + + означает, что адсорбционные свойства очень
хорошие, + + хорошие, T- слабые; знак — означает, что поглощение отсутствует.
Учитывая исключительное разнообразие и сложность физико-химических процессов, определяющих сорбцию загрязняющих веществ при фильтрации и неизбежную при этом приближенность прогнозов, целесообразно исходить из более простых уравнений кинетики при описании этих процессов, особенно в условиях натурных экспериментов.
В том случае, когда скорость сорбционного процесса лимитируется скоростью фильтрации, т. е. равновесное состояние наступает очень быстро (рис. 9)1, уравнение кинетики можно записать [17, 22] в виде
dNfdt = а(с — рАГ),	(5.36
1 Судя по данным, приведенным на рисунке, равновесное состояние наступает через 15—20 мин.
92
где N— концентрация загрязняющего вещества в сорбенте; а— коэффициент скорости сорбции; р = Со/Л^о — коэффициент распределения вещества в равновесных условиях; с0, Nq— соответствующие предельные равновесные концентрации загрязняющего вещества в растворе и сорбенте соответственно.
Достоверность прогнозов во многом зависит от правильности определения а и [3, что надежнее всего производить в натурных условиях.
Рис. 9. Кинетика сорбции се-вииа (по М. И. Бедусенко, В. Г. Шандыбину и К. А. Поправке) .
/ — суглинки: 2 — супеси
Решение уравнения (5.36) можно представить в виде
= (сс/₽) [1 - exp (-ар01-	(5.37)
Уравнение (5.36) применяется и для описания процессов десорбции и других явлений убыли вещества [17].
При необратимой сорбции или неограниченной сорбционной емкости водонасыщенного пласта, когда £ С1, уравнение (5.36) принимает вид
dNfdt — ас.	(5.38)
Из рассмотрения кинетики химических реакций при самоочищении подземных вод, кинетики биохимических процессов, процессов сорбции следует, что наиболее, вероятным будет соответствие кинетики названных процессов закономерностям уравнения первого порядка. Этот вывод важен, поскольку, описывая все сложнейшее сочетание процессов самоочищения одним и тем же математическим выражением, мы можем в натурных или модельных условиях оценивать их суммарно, выделять главные из них, определять долю участия в самоочищении каждого из них.
5.2.4. ЗАВИСИМОСТЬ СКОРОСТИ ПРОЦЕССОВ САМООЧИЩЕНИЯ ОТ ВНЕШНИХ УСЛОВИЙ
Скорость химических реакций уменьшается при понижении температуры. Зависимость константы скорости химической реакции, от температуры описывается уравнением Аррениуса
К = С exp [-E/(RT)l	(5.39)
93
где jR — универсальная газовая постоянная; С — константа для данной реакции; Е — энергия активации.
Для приближенной оценки влияния температуры на скорость химической реакции можно пользоваться правилом Ван-Гоффа, из которого следует, что при понижении температуры на 10°C скорость реакции уменьшается в 2—4 раза.
Уравнение Аррениуса оказалось применимым и для таких физико-химических процессов, как диффузия. Например, для коэф фициента внутренней диффузии сорбирующегося газа D, согласно1 работе [17], имеем
D^Axexp[~E/(RT)],	(5.40)
где А — постоянная.
Учитывая, что скорость адсорбции и ионного обмена во многих случаях определяется скоростью диффузии, а последняя зависит от температуры, можно полагать, что эти процессы также зависят от температуры.
Для практических целей уравнение Аррениуса удобнее использовать в виде
1п К = А/Т + В*	(5.41)
т. е. логарифм константы скорости реакции находится в линейной зависимости от обратного значения абсолютной температуры.
Если в условиях лабораторного эксперимента или натурных условиях определены константы скорости химической реакции при разной температуре, то постоянные А и В в уравнении (5.41) легко найти, решая два уравнения с двумя неизвестными, например;
1пК?1 =А/Л J-В;	(5.42)
1пКт3=А/Т2А-В.	(5.43)
Вычитая из первого второе уравнение, получаем
In (Кта/Кт, ) = А (1/Г2 - l/Г.).	(5.44)
Из последнего уравнения находим Л, а по известному А из уравнений (5.42) или (5.43) находим В и таким образом получаем зависимость In K = f (1/Т) для данной химической реакции.
Для биохимических реакций характерна зависимость их скорости как от температуры, так и от содержания кислорода. Для каждого вида микроорганизмов характерен свой температурный диапазон жизнедеятельности; при несоответствии температурных, условий в подземных водах этому диапазону жизнедеятельность микроорганизмов замедляется в деентки и сотни раз.
По отношению к содержанию кислорода в воде все микроорганизмы делятся на четыре группы: облигатные аэробы, облигатные анаэробы, факультативные аэробы, факультативные анаэробы.
94
Степень аэробности микроорганизмов, согласно работе [117], может быть количественно охарактеризована окислительно-восстановительным потенциалом: Eh= 104-20 для облигатных аэробов, 3—5 для облигатных анаэробов и 0—30 для факультативных микроорганизмов.
Для каждого микроорганизма имеется своя оптимальная зона pH, в пределах которой он может развиваться. Сапрофиты (гетеротрофы) приспособились существовать в широком диапазоне значений pH, измеряемом несколькими единицами. В более кислых условиях обмен веществ осуществляется таким образом, что в среду выделяются щелочные вещества, понижающие кислотность, т. е. многие микроорганизмы могут (в известных пределах) регулировать pH среды. В этом случае увеличивается продолжительность лаг-фазы (адаптации), но не изменяется характер развития популяции (см. рис. 8). Поэтому можно считать, что скорость биохимических реакций в подземных водах зависит от pH в меньшей степени, чем от других рассмотренных факторов.
8.2.5. ИНТЕНСИВНОСТЬ ПРОЦЕССОВ САМООЧИЩЕНИЯ В ПОДЗЕМНЫХ ВОДАХ
Из изложенного в двух предыдущих пунктах следует, что для практических целей при количественной оценке процессов •самоочищения правомерно использовать уравнение первого порядка, •описывающее кинетику мономолекулярных процессов, которое б случае суммарной оценки всех процессов самоочищения будет иметь вид
Q = coexp(JKI 4-Ks + Кв + + • . - + Kn)f (5.45) или в решенном относительно суммарной константы К виде
К = (Kt + К£ + К3 4- К4 +. . . + Kn) == (VO In (с0/с);	(5.46)
здесь К1, •.Кп — константы скорости отдельных процессов (адсорбция, ионный обмен, деструкция и т. д.), 1/сут; t—время самоочищения, сут; cq, Ct— начальная и конечная концентрации загрязняющего вещества;	(Ki + К2 +Кз + -•- + /<п)—константа
скорости самоочищения.
В уравнениях (5.45) и (5.46) нспользуется гипотеза об аддитивности перечисленных процессов. Это допущение обусловливается отсутствием сведений о взаимном влиянии процессов, с одной стороны, и, с другой стороны, достаточной для практических целей точностью аппроксимации процесса самоочищения в подземных и поверхностных водах указанными уравнениями [126].
Очевидно, что в разные сезоны года скорость процессов самоочищения в подземных водах различна. Влияние внешних условий в данном случае можно оценивать, используя уравнения (5.41) —(5.44).
Ниже приведены результаты наблюдений по изучению процессов самоочищения, проводимых в рамках мониторинга подземных вод.
95
Пример 1. Шламонакопитель промышленных не поддающихся очистке отходов оборудован на хорошо фильтрующих песках, подстилаемых слабопроницаемыми моренными отложениями. В результате длительной эксплуатации нарушилась гидроизоляция дна и бортов. Основными загрязняющими веществами, сбрасываемыми с отходами в шламонакопитель, являются хлористый аммоний, бутиловый спирт и пиридин. Вследствие хорошей растворимости в воде названные вещества инфильтруются в грунтовые воды, в результате чего сформировалась зона загрязнения грунтовых вод, представленная на рнс. 10. Из иаб-
Рис. 10. Зона загрязнения грунтовых вод в районе шламонакопителя.
1 — номер скважины; 2 — изолиния концентрации хлоридов, усл. ед.; 3 — изолиния концентрации общего азота; 4—гидрохимический профиль. У точек — номера станций.
людателыных скважин на рассматриваемом участке ежеквартально в течение 4 лет производится отбор проб воды иа химический анализ. На рис. 10 показаны зоны загрязнения по каждому из загрязняющих веществ. Изолинии проведены по средним арифметическим значениям концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах. По формуле (5.46) получены характеристики (средние арифметические) скорости процессов самоочищения (табл. 12, рис. 11).
В табл. 12 оценка скорости процессов сорбции и деструкции произведена по разности значений коэффициентов, полученных для загрязняющих веществ (ХПК, пирин, бутанол, Ь!Сбщ) и хлоридов.
Представительная сеть наблюдательных скважин, статистически обеспеченный фактический (гидрохимический) материал иа рассматриваемом участке позволяют провести оценку интенсивности процессов самоочищения балансовым
«6
Таблица 12
Средние арифметические значения коэффициентов скорости самоочищения, 1/сут
Процесс	Загрязняющее вещество				
	ci-	пиридин	бутанол	ХПК	No6nx
Разбавление, дисперсия, диффузия	0,00080	0,00080	0,00080	0,00080	0,00080
Сорбция, деструкция (химическая и биохимическая)	—	0,00028	0,00042	0,00032	0,00045
Сумма	0,00080	0.00108	0,00122	0,00112	0,00125
методом (в данном случае допущения те же, что при первом варианте расчета). Для этой цели можно использовать уравнение
dmjdt—A— Кт,	(5.47)
где т—«запас» загрязняющего вещества в зоне загрязнения; А — скорость поступления загрязняющего вещества (оценивается или по данным предпрня-
Рис. II. Кинетика самоочищения грунтовых вод в районе шламонакопи-теля.
1 — ХПК, 2 — хлориды, 3_^~ общий азот, 4 — БПКВ; &= =6,8 м/сут, /=0.00212, н=0,30. ид=Л£//г=0,048 м/сут, t— =6667 сут.
тий, или расчетным методом); К — суммарный коэффициент скорости самоочищения.
При условии стабилизации зоны загрязнения dmldt—Q), отсюда А=Кт и K—Ajm. «Запас» веществ т в зоне загрязнения определяется планиметрированием площади зоны загрязнения с последующим умножением полученного значения на средневзвешенную (по площади) концентрацию вещества н пористость.
7 Заказ № 238
97
Расчет по уравнению (5.47) дал следующие результаты: для хлоридов К=0,00074 1/сут, для М>бщ—0,00092 1/сут для суммарного процесса и 0,00022 1/сут для сорбции и деструкции.
Пример 2. Промышленные отходы, содержание до 30 % сульфокислот, вывозятся в котлован, оборудованный в песках, которые залегают на песчаниках девонского возраста, подстилаемых водоупорными отложениями. Котлован оборудован без какой-либо гидроизоляции. Загрязняющие вещества (сульфокислоты с серной кислотой), растворяясь атмосферными осадками, инфильтруются
Рис. 12. Кинетика самоочищения в аматско-арукюласком водоносном комплексе.
1 — сульфаты, _ 2 — СПАВ, 3 — ХПК; 4 — хлориды; k=<22 м/сут, f=0,003, =0.3, Vp^kifn—0,075 м/сут,
в грунтовые воды, а затем за счет большой плотности в аматско-арукюлаский водоносный комплекс верхнего девона, где распространяются по кровле водоупорных отложений. Вниз по потоку артезианских вод пробурены скважины гидрохимического профиля, из которых ежеквартально производился отбор проб воды (в течение 4 лет) па химический анализ. Веществами-трассерами в данном случае являются хлориды, сульфаты, СПАВ, ХПВ (рис. 12).
С учетом допущений, изложенных в первом примере, рассчитаны суммарные коэффициенты скорости самоочищения по этим веществам (по средним арифметическим значениям концентрации), представленные в табл. 13.
Пример S. Свалка хозяйственно-бытового мусора крупного города оборудована на территории, имеющей сходные с изложенными в первом примере геолого-гидрогеологические условия. Для свалок подобного рода наиболее характерными загрязняющими веществами являются азотные (минеральные и орга-
98
Таблица 13
Средние арифметические значения коэффициентов скорости самоочищения, 1 /сут
Процесс	Загрязняющее вещество		
	хлориды	СПАВ	хпк
Разбавление, дисперсия, диффузия	0,00185	0,00185	0,00185
Сорбция, деструкция (химическая н биохимическая)	—	0,00031	0,00020
Сумма	0,00185	0,00216	0,00205
иические) соединения и хлориды. Схема натурного эксперимента и допущения при расчете в этом примере аналогичны приведенным в предыдущих примерах. Результаты расчета представлены па рис. 13.
Рис. 13. Кинетика самоочищения грунтовых вод в районе городской свалки хозяйственно-бытового мусора.
1 — минерализация, 2 — азот аммонийный, 3 — ХПК, 4 — хлориды, 5 — общий азот, 6 — аппроксимирующие кривые; i= =0,00125; й=[8 м/сут, п— =0,3, од=А»/7г=0,05 м/сут, /=5667 сут.
Таким образом, в рассмотренных примерах для ряда загрязняющих веществ интенсивность процессов сорбции и деструкции находится в пределах 0,00020—0,00045 1/сут, Сравнивая эти
7*
99
значения с данными табл. 11, можно сделать вывод, что в подземных водах интенсивность упомянутых процессов на три порядка ниже, чем в поверхностных,
В приведенных примерах для расчета суммарного коэффициента скорости самоочищения использованы средние арифметические значения концентраций загрязняющих веществ, в результате чего получены средние арифметические (за период наблюдений) значения искомых коэффициентов. В ряде случаев для водохозяйственных расчетов необходимы значения коэффициента скорости самоочищения 95 %-ной обеспеченности; для этих условий в расчетах необходимо использовать концентрацию загрязняющих веществ соответствующей обеспеченности.
6.	ФОРМИРОВАНИЕ ОБЛАСТИ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Основными источниками загрязнения подземных вод являются рассмотренные в главе 2 приемники отходов и прежде всего земляные емкости, в которые сбрасываются промышленные, коммунальные и сельскохозяйственные жидкие отходы. Ниже рассмотрены условия загрязнения подземных вод на участках таких приемников отходов.
6.1.	ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ
Образование области загрязнения подземных вод в районах поверхностных хранилищ сточных вод (приемников отходов) обусловлено фильтрацией из них и происходит в несколько этапов. .В начальный период имеет место свободная фильтрация из хранилища, в результате которой на поверхности грунтовых вод начинает расти «бугор» загрязненных вод. Свободная фильтрация продолжается до тех пор, пока поток из хранилища не сомкнется с горизонтом грунтовых вод [97]. С этого момента начинается так называемый подпорный режим фильтрации. В некоторых работах, например [146], фильтрация считается свободной до тех пор, пока растущий на поверхности грунтовых вод бугор не сомкнется с основанием хранилища.
Длительность периода свободной фильтрации обычно не превышает 1—2 лет. Одновременно с ростом бугра сточных вод происходит их растекание по горизонту грунтовых вод. Ойо обусловлено главным образом влиянием естественного движения подземных вод и воздействием ближайших водозаборов, водопонизительных установок, шахтного водоотлива и др. Влияние же самого .хранилища стоков сказывается в непосредственной от него близости.
Процесс загрязнения подземных вод проходит три стадии [135]. Первая стадия соответствует инфильтрации сточных вод через зону аэрации. Она характеризуется метаморфизацией сточных вод вследствие процессов растворения, выщелачивания и сорбции, сопровождающих их движение через породы зоны аэрации. На второй стадии происходит смешение метаморфизованных сточных вод с грунтовыми. Третья стадия соответствует движению загрязненных вод и переносу загрязняющих веществ по водоносному горизонту. Практически она начинается одновременно со второй. Во время третьей стадии происходит формирование области загрязнения в водоносном горизонте.
Формирование области загрязнения в водоносном горизонте представляет собой сложный гидродинамический и физико-химический процесс, зависящий от многих факторов. Важнейшим из
101
них, по мнению Б. Г. Самсонова с соавторами [39], является фильтрационная дисперсия, которая обусловливает стационарное или квазистационарное распределение загрязняющего вещества в области фильтрации. Этот вывод подтверждается результатами приближенного аналитического решения, приведенного в работе [17]. Существенное значение в формировании области загрязнения подземных вод имеет различие плотностей фильтрующихся с поверхности земли сточных (ус) и подземных (ус) вод. Различие плотностей образует как бы дополнительный вертикальный градиент фильтрации ZB= (у©— То)/ус=Ду, от которого зависит распределение области загрязнения по мощности пласта. Так, при
Рис. 14. Область растекания загрязненных вод по мощности водоносного горизонта.
Ду=С0 область загрязнения будет занимать преимущественна верхнюю часть пласта, а при Ay>0 загрязняющий раствор будет погружаться в глубь пласта. Согласно В. М. Шестакову [148], время опускания загрязняющего раствора на глубину h в случае ЛуХ) равно
t = nh/{k^y},	(6.1)
где и — пористость водоносных пород; k — их коэффициент фильтрации.
Важным фактором, влияющим на формирование области загрязнения в водоносном горизонте, является естественный поток подземных вод. Он ограничивает глубину проникновения в водоносный горизонт фильтрующихся с поверхности сточных вод. Вследствие воздействия горизонтального естественного потока подземных вод проникшие в пласт сточные воды будут распространяться преимущественно в его верхней и средней части, в пределах области растекания, если, конечно, плотность сточных вод ненамного превышает плотность подземных вод. Мощность этой зоны растекания увеличивается вниз по потоку. Так, в случае сравнительно небольшого по размерам источника загрязнения, расположенного в кровле водоносного пласта большой мощности, область растекания загрязненных подземных вод (рис. 14} характеризуется следующими размерами:
102
непосредственно под источником загрязнения
2„ = VQ/(™e);	(6.2)
вниз по потоку на значительном удалении от источника загрязнения
zra = V2Q/(noe),	(6.3)
где Q — расход фильтрующихся из источника сточных вод; vG — =	— скорость фильтрации естественного потока подземных
вод; ie — уклон естественного потока; k — коэффициент фильтрации водоносных пород.
Чем больше се и меньше Q, тем меньше гл.убина (мощность) области растекания. Таким образом, наличие естественного потока подземных вод будет способствовать развитию области загрязнения преимущественно в верхней части водоносного горизонта, особенно при небольших расходах фильтрующихся сточных вод, большой мощности водоносного горизонта и незначительном различии плотности сточных н подземных вод.
Очень большое значение в формировании области загрязнения подземных вод имеет фильтрационная неоднородность водовмещающих обложений, особенно по вертикали. В условиях, когда фильтрационные свойства изменяются по разрезу водоносного горизонта монотонно или имеет место чередование хорошо и слабопроницаемых слоев, распространение загрязненных вод по пласту будет носить неравномерный и сложный характер. Перемещение загрязненных вод будет происходить преимущественно и наиболее быстро по хорошо проницаемым прослоям. В то же время процессы перетекания и диффузии из одних прослоев в другие через разделяющие слабопроницаемые пропластки будут способствовать распространению загрязняющих веществ, выравниванию их концентраций в подземных водах по всей мощности водоносного горизонта.
Если не учитывать перетекания из одного слоя в другой, то, например, в случае двух слоев расстояния xj и %2, проходимые загрязненными водами при их горизонтальном движении в каждом из слоев, будут прямо пропорциональны корню квадратному из коэффициентов фильтрации слоев и обратно пропорциональны корню квадратному из пористости этих слоев, т. е.
xlfx2='\/k}n2l{k2ni).	(6.4)
Поскольку пористость обычно различается незначительно, то дальность распространения определяется в основном соотношением коэффициентов фильтрации слоев. Так, при различии коэффициентов фильтрации в 10 раз дальность распространения загрязненных вод в слоях будет различаться примерно в 3 раза.
На неравномерное распространение загрязненных вод по пласту влияет также фильтрационная неоднородность в плане.
103
Деформация поля скоростей плоскопараллельного потока подземных вод, обусловленная наличием локального неоднородного включения (например, в виде круга радиусом 7?) с коэффициентом фильтрации k2, меньшим коэффициента фильтрации ki пласта, начинает сказываться при k\[k2Z>5-4-6 и происходит на площади радиусом (1,54-2)7?. Наиболее сильные деформации поля скоростей (до 50—70 %) имеют место в непосредственной близости от неоднородного включения. Деформация первоначального потока подземных вод и изменение скорости движения частиц жидкости, обусловленные локальными неоднородностями, нарушают фронт загрязненных вод и способствуют образованию «языков». При этом если проницаемость включения k2 меньше проницаемости ki остальной части пласта, то образование языков загрязненных вод будет происходить за пределами включения. Если же k2Z> >k\, то язык загрязненных вод формируется внутри самого включения. За пределами неоднородного включения па расстоянии от него х>27? деформация потока прекращается, скорости выравниваются и перемещение фронта загрязненных вод принимает более равномерный характер.
Анализ условий загрязнения подземных вод на участках поверхностных хранилищ сточных вод показал следующее: содержание загрязняющих компонентов в подземных водах может значительно (в десятки и сотни раз) превышать ПДК; образовавшийся очаг загрязнения подземных вод сохраняется в теченнедлительного времени даже после ликвидации хранилища (в этом случае загрязнение почвы и зоны аэрации является как бы вторичным источником загрязнения); высокая минерализация и плотность многих стоков приводят к загрязнению подземных вод на значительной глубине, включая и горизонты напорных вод; фильтрационная неоднородность и трещиноватость пород обусловливают неравномерное перемещение загрязняющих компонентов в подземных водах и длительное их храпение в водоносном горизонте; скорость распространения загрязнения в подземных водах обычно колеблется от нескольких десятков до сотен метров в год; в сильнотрещииоватых и закарстованных породах скорость движения загрязненных вод может достигать нескольких километров в год.
Расход фильтрующихся из хранилища сточных вод зависит от строения зоны аэрации и прежде всего фильтрационных свойств пород, технических условий приемника отходов и режима сброса в него сточных вод. Среди технических условий приемника отходов особое значение имеет наличие или отсутствие слабопроницаемого экрана в его основании. По режиму заполнения приемников отходов и условиям фильтрации из них различают приемники с постоянным уровнем столба сточных вод и приемники с постоянным расходом сбрасываемых в них сточных вод. В первом случае фильтрация будет происходить при постоянном уровне сточных вод, во втором — при постоянном расходе сбрасываемых, сточных вод.
104
Потери сточных вод на фильтрацию из приемников отходов изменяются в широких пределах. В случае полей фильтрации и полей орошения это практически весь расход (если не учитывать испарения) поступающих в них сточных вод. На фильтрацию из промышленных бассейнов сточных вод (шламонакопителй, отстойники, пруды-испарители и др.) идет от нескольких до десятков процентов сбрасываемого в них расхода. Так, согласно работе [125], фильтрация из одного крупного шламохранилища на шестой год его эксплуатации достигла 20 % сбрасываемых отходов, причем соотношение расходов утечек через дно и дамбы обвалования составило 1:2, т. е. расход через дамбу был равен 60—65 % общего расхода фильтрации. На шламонакопителях с искусственным экраном из суглинков и глин (коэффициент фильтрации материала экрана около 0,005 м/сут) утечка составляла около 20 тыс. м3/сут, в том числе через дамбы — примерно 95 % этого расхода.
Интересные сведения об изменении качества подземных вод .под полями фильтрации содержатся в работе [77]. Грунтовые воды из скважин, расположенных непосредственно вблизи карт полей фильтрации, отличаются повышенным содержанием аммонийного азота (в 30 раз больше фонового), хлоридов (в 6 раз), сульфатов и сухого остатка.
Помимо определения расхода фильтрующихся сточных вод во многих случаях нужно знать время, за которое загрязненные воды достигнут уровня грунтовых вод. Особенно это важно при оценке защищенности подземных вод от загрязняющих веществ с небольшим сроком распада или от проникновения в водоносный горизонт биологических загрязняющих вешеств с ограниченным временем выживаемости.
Таким образом, прогноз загрязнения подземных вод на участке поверхностного приемника отходов включает: а) оценку времени достижения сточными водами (с поверхности земли) уровня грунтовых вод; б) оценку расхода сточных вод, фильтрующихся :из приемника отходов; в) оценку дальности распространения загрязненных вод по водоносному горизонту.
Для упрощения гидрогеологических прогнозов хранилища стоков в расчетных схемах представляются в зависимости от реальной формы хранилища в виде круга (если хранилище имеет замкнутый контур, продольные и поперечные размеры которого соизмеримы) или канала (если длина хранилища во много раз больше его ширины).
Обычно смыкание уровня грунтовых вод с потоком из хранилища отходов происходит сравнительно быстро, менее чем за 1— 2 года, что значительно меньше срока эксплуатации хранилища, исчисляемого 15—20 годами и более. Поэтому оценку утечки из хранилища можно производить для условий фильтрации с подпором. Поскольку хранилища сточных вод функционируют в течение длительного времени, режим фильтрации из них может быть принят стационарным.
105
6.2.	ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
НА УЧАСТКЕ ХРАНИЛИЩА ЖИДКИХ ОТХОДОВ
Методика расчетов фильтрации сточных вод из поверхностных хранилищ приводится в работах [18, 97, 146].
6.2.1.	ОЦЕНКА БРЕМЕНИ ФИЛЬТРАЦИИ
Приближенная оценка времени достижения уровня грунтовых вод фильтрующимися с поверхности сточными водами для условий однородного разреза зоны аэрации и постоянства уровня в хранилище может быть выполнена по известной формуле Цун-кера, которая ниже записана в упрощенном виде:
t = (ixHjk) [т/Н0 - In (1 +	(6.5}
где Но — высота столба сточных вод в хранилище; k и т — соответственно коэффициент фильтрации и мощность зоны аэрации; р,— недостаток насыщения пород зоны аэрации (р = п— ле), п— пористость, нс — начальная влажность пород зоны аэрации. Поскольку не обычно неизвестно, вместо ц при расчете можно использовать значение п.
Расчеты по формуле (6.5) показали, что время проникновения стоков до грунтовых вод существенно зависит от фильтрационных свойств пород зоны аэрации, но в целом это время, очень небольшое. Так, при /г 5^0,5 м/сут время движения стоков ие превышает нескольких суток даже при относительно большой мощности зоны аэрации (т>10 м); при &<0,5 м/сут время фильтрации возрастает до нескольких десятков суток, при k<Z <С0,01 м/сут и т>20 м достигает первых сотен суток.
При двухслойном строении зоны аэрации со слабопроницаемым верхним слоем (экраном) время инфильтрации стоков с поверхности земли до уровня грунтовых вод складывается из времени движения в верхнем (fi) и нижнем (?2) слоях. Время ti определяется по формуле (6.5) подстановкой в нее параметров ki, mi для верхнего слоя. Время определяется, согласно работе [97], по следующей формуле:
Г, _ «W fa _ ЛЪЛ + —^_)},
«а I Но l по \ «1 /J \ по-г mi /j
где «2, mz, kz — соответственно пористость, мощность и коэффициент фильтрации нижнего, относительно хорошо проницаемого слоя. Анализ показал, что при &1/&2<;0,1 время движения в двухслойном разрезе в основном определяется временем движения через верхний, слабопроиицаемый слон. Поэтому для приближенной оценки времени движения стоков через двухслойный разрез можно ограничиться определением по формуле (6.5) времени движения стоков через слабопроницаемый слой путем' подстановки в эту формулу параметров слабопроницаемого слоя.. В случае неоднородного слоистого строения зоны аэрации воз
106
можен другой приближенный подход: приведение неоднородного разреза к однородному со средним коэффициентом фильтрации, определяемым по формуле [16, 97]
/гср = тЦт^кх -ф tn^ka + . . . 4- m-ikt),	(6.6)
где mi, тъ mt- и k\, k^, ...t ki— соответственно мощности и коэффициенты фильтрации слоев; т — мощность зоны аэрации (т = т\ + m2 4-.+т/).
При фильтрации с поверхности земли сточных вод, сбрасываемых с постоянным расходом Q в приемник площадью F, могут быть два случая. Если q^k, где k — коэффициент фильтрации пород зоны аэрации в случае однородного разреза, a q = Q!F, то попадающие на поверхность земли сточные воды полностью уйдут на фильтрацию, не образовав на поверхности столба воды (//о=О). В этом случае время достижения стоками уровня грунтовых вод может быть определено по формуле
t = тп/$ q2k.	(6.7)
Если же qZ>k, то на поверхности земли образуется изменяющийся во времени столб сточных вод Яо = /(О> и время фильтрации до уровня грунтовых вод может быть определено по формуле
(l-n)fe ,	/ (j-n^fe8 , gk
2п + V 4п2	+ п
Формулы (6.7) и (6.8) широко известны и приводятся во многих работах [18, 97, 146 и др.].
Если разрез неоднородный и состоит из нескольких слоев с разными фильтрационными свойствами, то приближенно время фильтрации можно оценить следующим образом. Если коэффициенты фильтрации каждого слоя больше q, то неоднородный разрез приводится к однородному с помощью формулы (6.6) и расчет времени фильтрации производится по формуле (6.7) при подстановке в нее вместо k значения йСр- Точно так же поступают, если коэффициенты фильтрации каждого слоя меньше q, но только в этом случае время рассчитывают по формуле (6.8). Наконец, если для одних слоев k>q, а для других k<Zq, то время прохождения загрязненных вод определяется для каждого слоя: для слоев с k>q по формуле (6.7), для слоев с keq по формуле (6.8), и затем полученные значения суммируются.
8.2.2. ОЦЕНКА РАСХОДА ФИЛЬТРУЮЩИХ СТОЧНЫХ ВОД
Расход <?ф из хранилища линейной формы па единицу его длины определяется по формуле
= kmH о/AL,	(6.9)
где Hq — высота столба сточных вод в хранилище; k и т — соответственно коэффициент фильтрации и мощность водоносного
107
горизонта в случае однородного по фильтрационным свойствам пласта. В формуле (6.9) величина ДА равна:
для однородного водоносного пласта
AL = B —-^-lnsh[«B/(2w)];	(6.10)
для двухслойного пласта
а£ = 71ТЕс1н(вл/=А=))	(6.11),
где k[ и mi — параметры верхнего слоя; k? и — параметры нижнего слоя; при BlmzZ>20-Н30
ДА л]k2m2mjki,	(6.12)
где В половина ширины хранилища.
Для хранилищ круглой формы радиуса расход на фильтрацию определяется следующим образом: для однородного водоносного пласта
<2ф=/^тадо.Збб ig (W)l,	(6.13)
где В — расстояние от центра хранилища до контура питания водоносного горизонта (реки);
для двуслойного пласта
С2ф = 2nJzsm2H0/[e (л)],	(6.14)
где 6 (X) = /о (й) / [Vi (X) ]; X =7?к	(^2^2^ i); Zo и Zi — функции
Бесселя мнимого аргумента соответственно нулевого и первого порядка; при /?к>5 ^Jkztn^milki имеем Zo (X) »/1 (л), и тогда
Qo	k^lk2m2m.\.	(6.15)'
6.2.3. ОЦЕНКА ДАЛЬНОСТИ РАСПРОСТРАНЕНИЯ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ВОД
После попадания сточных вод в водоносный горизонт начинается их движение по пласту вместе с подземными водами. Скорость ид движения загрязненных вод при их фильтрации из хранилища вытянутой формы вниз по потоку приближенно оценивается по формуле
= ^ф/(2т дг) + v^n,	(6.16>
где <7ф — фильтрационные потери на единицу длины хранилища, м2/сут; п — пористость водоносных пород; т — средняя мощность водоносного горизонта; ve = kle— скорость фильтрации естественного потока подземных вод; ic — уклон естественного, потока: подземных вод.
108
Расстояние х, на которое переместятся загрязненные воды за время t, равно:
x —	(6.17)
Если хранилище имеет круглую форму (в этом случае хранилище может быть заменено круговой галереей с расходом, равным расходу фильтрующихся из хранилища стоков), расстояние х, на которое переместятся загрязненные воды по пласту за время t под влиянием фильтрационных потерь из хранилища (Фф) и естественного движения подземных вод (уе), приближенно определяется по формуле
X = д/-Й 4- Q^Кяпт) 4- vj/n ~RK.	(6.18)
Вверх по потоку подземных вод распространение загрязнения ограничено.
Используя формулы (6.16) — (6.18), можно оценить время, за которое загрязненные подземные воды достигнут ближайших водоемов и водотоков, в которые разгружаются подземные роды.
«13. ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
ПРИ ОРОШЕНИЙ ЖИВОТНОВОДЧЕСКИМИ СТОКАМИ
6.3.1. ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ И СХЕМАТИЗАЦИЯ ПРОГНОЗОВ
На животноводческих комплексах накапливается огромное количество отходов (навоза), утилизация которых представляет собой сложную проблему. В основном животноводческие отходы используются в разбавленном виде для орошения сельскохозяйственных угодий, однако при этом возможно загрязнение природной среды и прежде всего подземных вод. Загрязнение подземных вод в свою очередь может привести к выходу из строя водозаборных сооружений, к загрязнению рек и водоемов, дренирующих грунтовые воды. Таким образом, возможность использования животноводческих стоков для орошения в значительной степени определяется их загрязняющим влиянием на грунтовые воды. Этот фактор зачастую является решающим при проектировании животноводческих комплексов.
При орошении животноводческими стоками в подземных водах мог.ут возникнуть загрязнения двух видов — нитратное и бактериальное. Нитратное загрязнение является устойчивым, бактериальное — неустойчивым, с расчетным временем выживаемости бактерий в подземных водах 300 сут [17].
Прогноз качества подземных вод включает оценки: времени достижения фильтрующимися с поверхности земли сточными водами уровня грунтовых вод; концентрации загрязняющих веществ в подземных водах; растекания загрязненных подземных вод от поля орошения.
Животноводческие стоки вносятся на поля орошения разбавленными. Степень разбавления и нормы внесения определяются
109
агротехническими .условиями объекта орошения. Поливы производятся обычно в течение вегетационного периода (май—июль). Баланс вносимых на поля орошения вместе со стоками загрязняющих (питательных) веществ можно представить следующим образом:
Q = QP 4- Qn 4“ Qb 4-	(6.19)
где Q — общее количество вносимых на поля орошения веществ; Qp — количество веществ, усваиваемых растениями; Qn — количество веществ, остающихся в почве и зоне аэрации; QB— количество веществ, переходящих в воздушную среду; Q$ — количество веществ, фильтрующихся через зону аэрации до уровня грунтовых вод и обусловливающих их загрязнение.
Таким образом, для прогноза загрязнения подземных вод под полями орошения необходимо знать значение Q$. Однако во многих случаях, кроме Qp, ни одна из остальных величин не бывает известна, а их определение связано с большими трудностями. Поэтому можно допустить, что
—Q — QP.	(6.20)
По литературным данным, значение Qp составляет около 60— 80 % первоначального количества загрязняющего вещества в подаваемых па орошение сточных водах (применительно к нитратному азоту) и зависит от вида выращиваемой культуры.
Пусть поле орошения имеет форму прямоугольника со сторонами L, S и площадью F; сторона L совпадает с направлением естественного потока грунтовых вод. Скорость фильтрации естественного потока подземных вод	Средняя мощность го-
ризонта грунтовых вод равна h, пористость водоносных пород п, фоновое содержание загрязняющего вещества (нитратов) в грунтовых водах Со.
Поле каждый год в течение вегетационного периода орошается сточными водами. Примерный режим орошения показан на рис. 15 а. Орошение производится несколько раз с перерывами. Обший объем сбрасываемых сточных вод В расчетах многоразовый режим поливов заменяется одноразовым (рис. 15 6) или двухразовым (рис. 15 в) с объемом орошаемых вод
В случае одноразового полива его продолжительность Т равна сумме времен отдельных поливов, а объем 1Гф сбрасываемых на поля сточных вод — сумме объемов этих вод в отдельные периоды.
Применительно к одноразовому режиму орошения на рис. 15 б имеем
т = м. + ал + ал + 4- ал и
= Qt АЛ + Q2 АЛ 4- Qs АЛ 4- Q4 ДЛ 4- Qs ДЛ-
Время от конца полива в текущем году до начала полива в будущем году составляет межполивной период
ПО
йл/с
Рис. 15. Примерный режим орошения животноводческими стоками (а) и его схематизация одноразовым (б) и двухразовым поливом.
a) ti—начало поливного периода, t« — конец поливного периода, — ii. kti—tt — ts, — Ali-te—t-r,	6) /1—начало поливного периода, // — конец полив-
ного периода, t/=/i-FA/1+Ai2+A/s+A/4+At5; в) б—начало первого полива, // — конец первого полива, t/=/i-i-Ati+At2, k— начало второго полива, // — конец второго полива, //= = /5+Д/з+А/44-А/5.
°э	’’	—	1 1 i 4>{4»J'4>|<b	»з	4	U-
	 4W////////////////I • • •-
(a	(e
°3	%	1 1	°э	°J 1 l/^l	‘‘b} °o 1
	•.	•••.A*.•. llll'l i H UlHl'l I‘ll'n'l Hl ini’'''			‘*дл-	< ‘Л
(c				н-n	^T~7 			»	(г 12t
a3	03l J /1^1	II	°э	Оз 1 I я	I 'd3fa3
		•:< A-.-.	.»•	'.-A-;			
t f f ♦ tit*				(a	
°Э		Г I °3
		
(3
WW/7/7/77/7/7/77/l?:':'
Рис. 16. Схема расчета загрязнения подземных вод под полями, орошаемыми животноводческими стоками.
а — первый год, во время полива; б — первый год. конец полива; в — первый год, конец ыежполивного периода; г — второй год, во время полива; д — второй год, конец полива; е — второй год, конец межполивного периода; ж —третий год, во время полива, в — третий год, конец полива; и — третий год, конец межполивного периода.
сп— соответственно объем поливных вод и концентрация загрязняющих веществ в них; Cpf — концентрация после первого года полива. На рисунке точками обозначена залегающая над водоносным горизонтом зона аэрации.
В случае двухразового полива продолжительности поливов (71 и 72) и объемы (W$i и W&) сточных вод первого н второго поливов применительно к рис. 15 в составляют:
7] = AZ । -J- Afg» 72 == AZg "4”	”4” AfgJ
№7ф1 — Qi A£j “Ь Qs Af2;	= Qs AZg Q-i АД -|- Q5 AZ5;
Гф-=^ф1 + ^ф8-
Время от конца первого полива до начала второго полива равно fMi, время от конца второго полива в текущем году до начала первого полива в будущем году составляет межполивной период Д12. Концентрация загрязняющих веществ в поливных водах при первом и втором поливах принимается одинаковой.
Предполагается, что все количество сбрасываемых на поля сточных вод фильтруется до уровня грунтовых вод и попадает в водоносный горизонт. Средняя концентрация загрязняющих веществ (нитратов) в фильтрующихся сточных водах равна сф. Значение Сф находится как отношение разности Q— Qp к W$.
Схема расчета изменения минерализации грунтовых вод под влиянием орошения сточными водами следующая (рис. 16). В поливной период подаваемые на орошение сточные воды фильтруются и смешиваются с грунтовыми водами под полем орошения, образуя в пласте загрязненные грунтовые воды. В межполивной период происходит отжатие этих вод вниз по потоку чистыми грунтовыми водами. В следующий поливной период фильтрующиеся сточные воды опять смешиваются с грунтовыми водами под полем орошения, но теперь последние состоят из двух частей: загрязненных вод, образовавшихся в первый поливной период, и чистых вод, частично вытеснивших за межполивной период загрязненные грунтовые воды. Это г процесс продолжается в последующие. поливные и межполивные периоды. Загрязненные грунтовые воды могут разбавляться за счет выпадаюших атмосферных осадков.
6.8.2. ПРОГНОЗ ИЗМЕНЕНИЯ КАЧЕСТВА ГРУНТОВЫХ ВОД
Время (/) достижения фильтрующимися с поверхности земли сточными водами уровня грунтовых вод определяется по формуле (6.7) или (6.8) в зависимости от соотношения коэффициента фильтрации пород зоны аэрации и приведенного расхода q=
8 Заказ №	.	ЦЗ
= Q[F, где Q=-lF$/7\ Сравнивая t со временем выживаемости бактерий, можно приближенно оценить, достигнут или не достигнут микроорганизмы уровня грунтовых вод, а следовательно, возникнет или не возникнет бактериальное загрязнение в водоносном горизонте под полем орошения.
Изменение концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах рассмотрим для одноразового и двухразового поливов.
В случае одноразового полива расчетная зависимость для прогноза изменения во времени концентрации загрязняющих веществ под полем орошения имеет вид
С/ = (ГфСф + W'oc,_, +	+ Ц7ф),	(6.21)
где С/ — концентрация загрязняющих веществ в грунтовых водах под полем орошения в любой /-й год после начала орошения; Cf-i — концентрация загрязняющих веществ в грунтовых водах в предыдущем году; — общий объем грунтовых вод под полем орошения: 1FO = LSAn; W"o—объем загрязненных грунтовых вод, оставшихся под полем орошения после их вытеснения чистыми водами в межполивной период: W'o =Shn(L — хм); W" — объем чистых грунтовых вод, которым частично замещается объем загрязненных грунтовых вод за межполивной период: U7'' == = ShnxWt х^ = (vefn)tx.
Концентрация загрязняющих веществ после поливного периода в первый год орошения равна:
ct = (№<А +	+ W$).	(6.22)
Особенность расчетов по формуле (6.21) заключается в следующем. Концентрация загрязняющих веществ в грунтовых водах на последующий год определяется по концентрации предыдущего года. Следовательно, для прогноза концентрации загрязнения на /-й год после начала орошения необходимо выполнить предварительные (/—1) расчеты, начиная с первого года орошения. Например, для определения концентрации на десятый год после начала орошения надо знать концентрацию загрязняющих веществ в предыдущем, т. е. девятом, году. Определив по формуле (6.22) концентрацию загрязнения в первый год орошения, можно по формуле (6.21) последовтельно оценить концентрацию на второй, третий, четвертый и все последующие годы вплоть до требуемого.
Рассмотрим изменение концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах под полем орошения с учетом атмосферных осадков. Пусть минимальное количество фильтрующихся годовых осадков на площади поля орошения Wa равно	где Ямин—
минимальная сумма годовых осадков, е — коэффициент просачивания. Концентрация загрязняющих веществ нитратов в атмосферных осадках составляет са.
114
Содержание загрязняющих веществ в грунтовых водах на любой /-й год после начала орошения определяется по формуле
Ч = (^фСф +	_ 1 + Го'Со + Гаса)/(Г0 + Гф + №е). (6.23)
После первого года орошения концентрация загрязняющих веществ под полем орошения составит:
= (№фСф ч- Г0с0 + Гаса)/(Гф + №0 4- №а).	(6.24)
Расчет концентрации на /2-й год производится аналогично изложенному выше.
Расчет по формуле (6.23) дает меньшее увеличение концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах, чем расчет по формуле (6.21), что обусловлено разбавлением грунтовых вод инфильтрующимися атмосферными осадками.
В случае двухразового орошения в году концентрация загрязняющих веществ после первого полива в первый год орошения равна:
с\ = (Шо + №ф|Сф)Ж + №ф,);	(6.25)
концентрация загрязняющих веществ в n-й год после первого полива в этом году
SbA.,co+ S{L-v^Jn)hncl_l +1^,,^
С! ---------------Гй- Гф,----------;	<6-26)
концентрация загрязняющих веществ в /-й год после второго полива в этом году
/'	Wo + s (L - vetj п) hncf + ГфдСф
Cl~	W0~bW^	•
Для определения концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах на какой-либо год необходимо выполнить последовательно, начиная с первого года, расчеты значений с', и с", на каждый год. Например, если необходимо оценить загрязнение грунтовых вод на пятый год после начала орошения сточными водами, то сначала по формуле (6.25) надо определить концентрацию загрязняющих веществ в первый год после первого полива, а затем по формулам (6.26) и (6.27) последовательно рассчитать значения cif с2, с2, сз, сз, С4, с*, с§ и eg. Таким образом, копцен-рация загрязняющего вещества в грунтовых водах на какой-то период рассчитывается по концентрации в предыдущий период.
Сравнение результатов расчетов концентрации загрязняющих веществ в грунтовых водах при одноразовом и двухразовом поливах показало, что они различаются незначительно. Поэтому для приближенных прогнозов можно принять, что полив сточными водами производят один раз (в один период) с продолжительностью, равной суммарной продолжительности всех поливов, и объемом
8*
115
сточных вод, равным суммарному объему орошения отдельных поливов.
Растекание загрязненных подземных вод от поля орошения обусловлено в основном естественным потоком подземных вод (при отсутствии водозаборных скважин). Загрязняющие вещества, содержащиеся в подаваемых на орошение сточных водах,, попадают прежде всего в первый от поверхности водоносный горизонт— горизонт грунтовых вод — и загрязняют его. Загрязненные подземные воды от поля орошения распространяются вниз
пых вод.
1 — площадь (поле) орошения; 2 — область растекания загрязненных подземных вод по направлению потока; 3— лента загрязненных подземных вод внутри области растекания, состоящая из полос разной концентрации; 4 — санитарный контур, ограничивающий область растекания загрязненных подземных вод; 5 - линии тока внутри области растекания.
по потоку. Вверх по потоку и в боковые стороны от поля орошения их распространение ограничено.
Расстояние хо, которое проходят загрязненные воды в течение каждого года (365 сут) вниз по потоку, можно определить по выражению
х0 = &ге365/п.	(6.28)
Концентрация загрязняющих веществ с в грунтовых водах на отрезке принимается условно равной концентрации, рассчитанной по формуле (6.21) или (6.23). По известным значениям хо и с строится лента тока, состоящая из последовательных отрезков (полос) хо с нарастающей концентрацией в них загрязняющих веществ (рис. 17). Длина этой ленты на /-й год после начала орошения составит
X] = х0/,	(6.29)
116
а ширина ленты определится поперечными размерами (поперек потока) поля орошения (в данном случае шириной S).
Уклон /с определяется по карте изогипс, которая строится на основе наблюдений за уровнем грунтовых вод, проводимых по наблюдательным скважинам в районе участка орошения.
Если известно расстояние L от края поля орошения вниз по потоку до реки (или другой какой-либо дрены), в которую разгружаются грунтовые воды, то можно оценить, через сколько лет загрязнение достигнет этой реки:
t =	(6.30}
Дальность распространения загрязняющих веществ вверх по потоку и в боковые стороны приближенно можно принять соответственно равной 100 и 200 м. Таким образом, область распространения загрязняющих веществ от поля орошения в ecreciвенных условиях неограниченно простирается вниз по потоку и ограничена условным (санитарным) контуром сбоку и вверх по* потоку.
6.4. ОЦЕНКА ПРЕДЕЛЬНОГО СОДЕРЖАНИЯ ТОКСИЧНЫХ СОЕДИНЕНИИ В ПРОМЫШЛЕННЫХ ЖИДКИХ ОТХОДАХ В НАКОПИТЕЛЯХ С ПОЗИЦИИ ОХРАНЫ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
От содержания загрязняющих веществ в сбрасываемых в накопители жидких отходах зависит их содержание в подземных водах. Поэтому вопрос о регулировании содержания загрязняющих и в особенности токсичных веществ в этих отходах имеет важное практическое значение.
Предельное содержание токсичных соединений в промышленных жидких отходах в накопителях определяется исходя из того, что содержание этих соединений в подземных (грунтовых) водах под накопителем на конец срока его эксплуатации не должно превысить заданный максимальный предел.
Максимальное содержание токсичных соединений в подземных водах может быть принято равным 10 ПДК, где ПДК — предельно допустимая концентрация вещества в питьевых водах. Нижним значением возможного содержания токсичных соединений в подземных водах может быть их ПДК- Но в этом случае потребуется весьма небольшое значение предельно допустимого содержания этих соединений в отходах в накопителях, что технически может оказаться невыполнимым. Поэтому в разных ситуациях в качестве максимального содержания токсичных соединений в подземных водах может выбираться значение от ПДК до 10 ПДК. Следует подчеркнуть, что это относится к области водоносного горизонта вблизи источников загрязнения и за пределами влияния водозаборного сооружения.
Содержание загрязняющего токсичного вещества свыше 10 ПДК соответствует случаю экстремального загрязнения подземных вод.
Таким образом, в качестве максимального содержания токсичных соединений в подземных водах значение 10 ПДК выбрано для того, чтобы не допустить перехода загрязнения подземных вод в экстремальную степень.
Фильтрационные потери из накопителей стоков, по оценкам разных авторов, составляют 12—24 % сбрасываемого в них расхода (объема) сточных вод. В качестве расчетного расхода фильтрационных потерь принимается значение, равное 20 % расхода сбрасываемых в накопитель сточных вод.
Фильтрация сточных вод из накопителя происходит не только во время его эксплуатации, т. е. в течение периода сброса в него отходов и его заполнения, но и в течение некоторого времени даже после прекращения сброса в него отходов. По литературным данным, время, в течение которого происходит еще заметная фильтрация сточных вод даже после прекращения сброса отходов в накопитель, составляет 3—7 лет, в среднем 5 лет. Поэтому расчетный срок Т (в годах) наращивания концентрации вещества в подземных водах под накопителем принимается равным fe+5, где /я — срок работы накопителя (время, в течение которого будет производиться сброс отходов в накопитель).
Заданная максимальная концентрация загрязняющего вещества в подземных водах, исходя из которой находится предельная концентрация токсичных соединений в отходах в накопителе, определяется с учетом смешения фильтрующихся сточных вод с подземными водами под накопителем и-отжатия образующейся смеси загрязненных вод естественным потоком подземных вод.
Принимается следующая упрощенная схема этого процесса. Накопитель схематизируется в виде квадрата, одна из сторон которого ориентирована по направлению потока подземных вод. Годовой объем фильтрующихся сточных вод попадает в водоносный горизонт в самом начале года, а затем в течение года происходит отжатие смеси загрязненных вод естественным потоком подземных вод. В начале следующего года очередной годовой объем фильтрующихся сточных вод смешивается с оставшейся под накопителем от предыдущего года частью объема загрязненных вод и объемом вновь поступивших с естественным погоком чистых подземных вод. После смешения происходит в течение года отжатие естественным потоком подземных вод образовавшегося объема загрязненных вод и далее до конца расчетного срока Т. В указанной схеме предполагается, что длина пути, проходимого подземными водами по пласту за 1 год, значительно меньше длины стороны накопителя, что имеет место в большинстве случаев, так как скорость движения подземных вод обычно мала, а размеры накопителей значительны: путь, проходимый за год подземными водами, составляет 30—150 м, тогда как сторона на
118
копителя может быть длиной от нескольких сотен метров до’ 3 км.
Фильтрующиеся из накопителя сточные воды загрязняют прежде всего верхнюю часть водоносного горизонта, а затем загрязнение распространяется вглубь. В водоносных пластах небольшой мощности загрязнение захватывает всю мощность водоносного горизонта, а в горизонтах большой мощности — преимущественно его верхнюю и среднюю части. Поэтому принимается, что смешение фильтрующихся из накопителя сточных вод с подземными происходит по всей мощности водоносного горизонта, если она ие превышает 20 м, на 80 % мощности, если она составляет 20—40 м, и на 70 % мощности, если она превышает 40 м.
При расчете концентрации загрязняющих соединений в водоносном горизонте не учитываются различия физических свойств (плотность, вязкость) сточных и подземных вод и физико-химические процессы взаимодействия между водами и породами.
Расчетная формула для определения предельного содержания с'п (мг/л) токсичных соединений в промышленных отходах в накопителях получена на основе решения, приведенного в п. 6.3 для прогноза концентрации загрязняюших вешеств в подзем.-ных водах вследствие фильтрации используемых для орошения сточных вод с поверхности земли. В данном решении для упрощения расчетов криволинейная зависимость концентрации вещества в подземных водах от времени заменена прямолинейной. С учетом этого упрощения расчетная формула принимает вид
= {«макс {amL2n + (),2W) — aLm [^Сс„ + (Ln — х„) X
X (<™e - cc) (1 - 1/7-)]}/(0,2Г),	(6.31)
где Смаке — максимальная заданная концентрация токсичного вещества в подземных водах под накопителем, мг/л; Со—содержание токсичного вещества в подземных водах в естественных условиях, мг/л; m — мощность водоносного горизонта, м; а — безразмерный коэффициент учета мощности водоносного горизонта при смешении фильтрующихся сточных вод с подземными водами; а=1 при т^20 м, а=0,8 при 20 м</?г<40 м, « = 0,7 при пг>40 м; L—длина стороны накопителя, м; п— пористость водоносных пород, безразмерная величина; и7 — годовой объем сточных вод, сбрасываемых в накопитель, м3; 0,21V'—годовой объем сточных вод, фильтрующихся из накопителя, м3; xo = 365^ie, м; k — коэффициент фильтрации водоносных пород, м/сут; te — уклон естественного потока подземных вод, безразмерная величина; Т = — /э+5—расчетное время (число лет), на конец которого концентрация токсичного вещества в подземных водах не должна превысить значение Смаке! t9— время эксплуатации накопителя, число лет.
119
Если содержание токсичного вещества в подземных водах в естественных условиях настолько мало, что можно принять с0хО, то формула (6.31) будет иметь вид
= {c„aKC [(amLsn + 0,2W) — amL (Ln — х0) (1 — 1/7’)]}/(0,2№). (6.32)
Необходимые для расчетов значения исходных параметров IF, JL и /э берутся из проекта накопителя. Значение смаИс задается в интервале от ПДК до 10 ПДК. Значения гидрогеологических .параметров т, п, k, ie и с0 берутся из материалов гидрогеологических и инженерно-геологических изысканий в районе накопителя (если таковые проводились), имеющихся в проектной организации, или из материалов гидрогеологических исследований в данном районе, имеющихся в территориальной геологической организации.
Пример расчета. Рассчитать предельную концентрацию свинца в промышленных отходах в накопителе для следующих исходных данных: ПДК для свинца равно 0,03 мг/л (ГОСТ 2874-82 «Вода питьевая»); сманс=10 ПДК= — 0,3 мг/л; £=2000 м: IP—900 000 ма;_/э=20 лет; 7’=/э+5=25 лет; т=20 м; >о-1; /1=0,1; k=10 м/сут; ie—0,003; х0=365/гге=365-10-0,003» 11 м; с0=0.
Так как с0=0, используем для расчета сп формулу (6.32):
сп = {0,3 [(1 • 20 • 20002 • 0,1 -|- 0,2 • 900 000) —
I • 20 • 2000 (2000 - 0,1 — 11) (1 — l/25)j}/(0,2  900 000) = 1,6 мг/л.
Таким образом, в данном случае предельная концентрация свинца в сбрасываемых в накопитель промышленных жидких отходах не должна превышать 1,6 мг/л; тогда концентрация свинца в подземных водах ие превысит 10 ПДК
6.5. УСЛОВИЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД НА УЧАСТКЕ ВОДОЗАБОРА
Характер движения загрязненных подземных вод к .участку водозабора зависит от разных факторов: типа водозаборного сооружения, граничных условий водоносного горизонта, наличия или отсутствия естественного движения подземных вод, фильтрационной неоднородности пород (в плане и по разрезу). Важнейшим фактором является естественное движение подземных вод, определяющее размеры области питания (области захвата) водозаборного сооружения. Под областью питания понимается площадь водоносного горизонта, в пределах которой линии тока подземных вод направлены непосредственно к водозаборному сооружению. Вне области питания линии тока минуют водозаборное сооружение.
Условия загрязнения подземных вод на участке водозабора принципиально различаются в зависимости от наличия или отсутствия естественного движения подземных вод, характеризуемого скоростью фильтрации t'c==kic. При отсутствии естественного движения подземных вод (условия бассейна, ие=0) область питания водозаборного сооружения распространяется на весь пласт
120
и движение подземных вод к участку водозабора происходит из-любой точки пласта. Поэтому если в таком пласте содержатся загрязненные воды, то они рано или поздно достигнут водозаборного сооружения. В этом случае условия загрязнения подземных вод на .участке водозабора будут определяться временем продвижения к нему загрязненных вод и последующим изменением качества воды на водозаборном сооружении.
При наличии естественного движения подземных вод (условия потока, ое=/=0) в пласте формируется примыкающая к водозаборному сооружению и локализованная область питания, отделенная от остальной части водоносного пласта нейтральной линией тока. Область питания водозаборного сооружения по оси х ограничена водораздельной точкой А вниз по потоку и неограниченно простирается вверх по потоку. Под длиной области питания хА понимается расстояние от водозаборного сооружения до точки А... Ширина области питания увеличивается вверх по потоку подземных вод, в точке А она равна нулю. Длина и ширина области питания определяют ее размеры. Размеры области питания и прежде всего положение точки А зависят от соотношения отбора воды и расхода естественного потока, вида водозаборного сооружения и граничных условий водоносного горизонта. Чем больше расход водозаборного сооружения и меньше скорость фильтрации естественного потока подземных вод, тем больше размеры области питания, и, наоборот, область питания 1ем меньше, чем меньше расход водозаборного сооружения и больше скорость естественного потока подземных вод.
Отметим, что понятия «область питания» и «область влияния» водозаборного сооружения имеют различный смысл. Если область питания характеризует площадь водоносного горизонта, на которой подземные воды движутся к водозаборному сооружению, то область влияния характеризует площадь водоносного горизонта, на которой происходит снижение уровня подземных вод вследствие их отбора. В условиях бассейна эти области совпадают, а в условиях потока область питания составляет часть области влияния. В обшем случае область питания меньше области влияния.
Возможность загрязнения подземных вод на участке водозабора зависит от того, захватывается ли зона загрязненных вод областью питания водозаборного сооружения. Поступление загрязненных вод к водозаборному сооружению возможно только в том случае, когда они оказываются внутри его области питания. В противном случае загрязненные воды не попадут к водозаборному сооружению.
Таким образом, прогноз качества подземных вод на участке водозабора при наличии в пласте загрязненных или природных некондиционных вод включает определение; 1) возможности захвата загрязненных вод областью питания водозаборного сооружения; 2) времени подтягивания загрязненных вод к участку водозабора; 3) изменения качества воды на водозаборном
121
сооружении после начала подтягивания к нему загрязненных вод и их смешения с чистыми подземными водами.
Необходимость выполнения всех трех оценок или некоторых из них зависит от конкретных условий. Так, если доказано, что область питания не захватывает зону загрязненных или природных некондиционных вод и, следовательно, эти воды вообще не могут подтянуться к водозаборному сооружению, то две другие оценки уже не имеют смысла. Если область питания захватывает загрязненные воды, то должна быть выполнена оценка времени подтягивания к водозаборному сооружению первых порций загрязненных вод. В результате такой оценки может оказаться, что время подтягивания загрязненных вод больше срока работы водозаборного сооружения (или срока, на который рассчитаны эксплуатационные запасы). Тогда отпадает необходимость выполнения оценок изменения во времени качества воды на водозаборном сооружении вследствие смешения чистых подземных вод и подтягиваемых загрязненных вод. И наоборот, если время подтягивания первых порций загрязненных вод меньше срока работы водозабора, то должны быть выполнены оценки изменения во времени (на период срока работы водозаборного сооружения) качества отбираемой воды.
Изложенное относится к условиям наличия естественного потока подземных вод. Если же естественный поток отсутствует или он настолько мал, что им можно пренебречь, то прогноз качества воды на водозаборном сооружении сводится к оценкам времени подтягивания загрязненных вод и последующего изменения во времени качества отбираемой воды.
Основными типами централизованных водозаборов являются артезианские водозаборы платформенных областей и водозаборы речных долин. Соответственно наиболее частыми типовыми схемами водоносных горизонтов являются неограниченный по площади водоносный горизонт и полуограниченный по площади водоносный горизонт с контуром постоянного напора. Для второй схемы в главе 8 приводятся основные расчетные зависимости. Методика расчетов движения загрязненных вод к водозаборному сооружению и прогноза качества воды на нем подробно изложена в работах [18, 35, 37, 98]. Аналитические решения получены для наиболее простых случаев. В сложных гидрогеологических условиях используются графоаналитические методы и моделирование.
7. ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ И ПОЧВЕННОГО СЛОЯ НА ПОДЗЕМНЫЕ ВОДЫ
Как отмечалось выше (см. п. 3.2), загрязнение подземных вод. в условиях техногенного воздействия на окружающую природную среду тесно связано с загрязнением атмосферы и почвенного слоя. Влияние этих двух природных сред на подземные воды очень велико, однако в то же время изучено недостаточно. Загрязнение атмосферы сказывается на подземных водах при попадании на поверхность земли пыли и атмосферных осадков (дождевых и снеговых), влияние почвенного слоя — при вымывании из почвы, загрязняющих веществ, накапливающихся в ней вследствие выпадения их из атмосферы с пылью и осадками и хозяйственной деятельности на поверхности земли. Влияние атмосферы и почвенного •слоя взаимосвязано, так как все, что выпадает из атмосферы, попадает на почвенный слой, а из него — в грунтовые воды.
На огромную роль атмосферных осадков в жизни Земли указывал академик В. И. Вернадский: «Выпадение жидкой воды из тропосферы на сушу и океан в форме метеорных осадков — дождя, снега (порядка 4,8-10й г/год) и росы — является основным процессом в механизме биосферы, определяющим в ней жизнь и весь ее водный режим и все процессы выветривания» [25]. Общеизвестна роль атмосферных осадков как основного фактора питания подземных вод. В то же время значению атмосферных осадков в формировании химического состава подземных вод, особенно при всевозрастающем техногенном воздействии на окружающую природную среду, не уделялось должного внимания. С техногенным загрязнением атмосферы связана широко обсуждаемая в наше время проблема кислотных дождей и окисления среды..
Не меиее важна роль в жизни биосферы другого ее компонента— почвенного слоя. В почвенном слое происходит накопление различных веществ, обусловленное интенсивной химизацией сельского хозяйства, развитием автотранспорта, складированием на поверхности земли отходов и другими видами антропогенного воздействия на природную среду. Роль почвенного слоя по отношению к подземным водам чрезвычайно велика — и как защитного барьера, н как вторичного источника загрязнения. Исчезающе тонкий даже в разрезе верхней зоны активного водообмена почвенный слой обладает огромной биологической и химической активностью, преобразовывая, разлагая и усваивая (через растения и микроорганизмы) значительную часть попадающих в него веществ. Вопросы формирования химического состава атмосферных осадков, их взаимодействия с почвой и влияния на грунтовые воды рассматривались в работах Юнге, А. А. Колодяжной, Е. С. Селезневой, К П. Караванова, К Д. Ткаченко, В. М.. Дроздовой, О. П. Петренчука, Г. Е. Немерюк, П. И. Колесник,
123
В. 3. Рубейкипа, Л. К. Позднякова, II. К. Свиридовой, А. С. Хасанова, А. В. Гиренко и др.
Ниже будут рассмотрены факторы формирования химического состава атмосферных осадков, техногенное загрязнение атмосферного воздуха и почвенного слоя, влияние этих сред на грунтовые воды.
7.1.	ФАКТОРЫ ФОРМИРОВАНИЯ ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ I
Основными процессами, определяющими химический состав осадков, считается ветровой вынос в атмосферу пыли с суши, поступление в атмосферу солей с поверхности морей и океанов, современная вулканическая деятельность, искусственное загрязнение атмосферы вследствие хозяйственной деятельности.
Для значительной части территории суши влияние первых двух факторов выражено слабо. К таким территориям следует отнести большие пространства лесной и таежной зон, а также горные области. Но полностью исключить пылевое загрязнение атмосферы и поступление солей с поверхности акваторий, конечно, нельзя. Наиболее сильно пылевое загрязнение атмосферы проявляется в химическом составе атмосферных осадков полупустынь и пустынь, особенно в районах интенсивного засоления почв и на участках соляных озер.
По Юнге, минерализация и состав атмосферных осадков — это результат наложения многих процессов, но среди них превалирующими являются внутриоблачное вымывание веществ (составляющая минерализации Mi) и вымывание веществ из атмосферного воздуха на пути движения осадков ниже облаков (составляющая минерализации М2).
Согласно результатам исследований разных авторов, обзор которых дан в работе [120], химический состав дождевых осадков испытывает сильное влияние растительности. Обобщенные данные этих исследований приведены в табл. 14.
Из данных таблицы следует, что содержание компонентов минерализации в дождевой воде под влиянием растительности всегда увеличивается в несколько раз и влияние растительности разных видов специфично. Учитывая, что это явление установлено многими исследователями в разных районах СССР (Московская и Ярославская области, Красноярский край, Черноморское побережье Кавказа), а также в других странах (Новая Зеландия, Швеция, Норвегия, Великобритания и др.), его можно, по-види-мому, принять в качестве закономерности, свойственной определенным физико-географическим условиям. Если приближенно принять, что степень обогащения является трехкратной, то оказывается, что около 75 % массы растворимых солей, содержащихся в атмосферных осадках на огромных лесных территориях
1 Раздел написан В. 3. Рубейкиным.
124
Таблица 14
•Степень обогащения дождевой воды компонентами минерализации при прохождении кроны деревьев
Компонент	С2: С[					
	хвойные леса			лиственные леса		
	минимальное	среднее	максимальное	минимальное	среднее	максимальное
N	2	3	17	1	3	13
К	1	8	27	1	3	35
Na	3	6	7	—	—	—
Са	2	3	6	1	3	6
Mg	2	3	17	1	4	25
P2O3	1	7	23	1	3	11
Примечание. Ci — содержание (мг/л) компонента в дождевой воде, выпавшей на безлесном участке (поляне, просеке); с% — то же, в пределах лесного массива под кроной деревьев.
нашей страны, обязано своим происхождением древесной растительности. Разумеется, эта цифра весьма ориентировочна, но она свидетельствует о значительности роли растительности в формировании минерализации и состава дождевых осадков континентального происхождения.
Часть солей поступает в атмосферу при испарении нз почвенных растворов, а также при транспирации.
Следовательно, в определенных природных условиях химический состав дождевых осадков формируется под непосредственным активным влиянием поверхности земли. Все это позволяет выделить составляющую минерализации осадков /Из, характеризующую ту их часть, которая образуется в процессе вымывания веществ в приземной газопаровой оболочке, пространственно связанной с растительным слоем и имеющей мощность около 50— 100 м. Составляющая ЛГ3 зависит от состава аэрозолей, состава воды, испаряемой растениями и почвой, состава грунтовых вод и почвенных растворов, состава почв и видов растений. Таким образом, минерализация 5И атмосферных осадков может быть выражена суммой трех составляющих:
м=лг1 + м2 + м3.
В зависимости от географического положения значимость каждой составляющей меняется. Например, в горных районах, особенно высокогорных (выше 2500—3000 м), основную роль в формировании минерализации и состава атмосферных осадков играет составляющая Mi, в пустынных или полупустынных районах — М2, в залесенных и таежных районах — Мз,.
125
В вопросе о влиянии атмосферных осадков на формирование качества грунтовых вод первостепенное значение имеет оценка количества привноса солей осадками. Решение этой задачи сводится обычно к вычислению количества вещества, посту пающего-с осадками за год на единицу поверхности земли; гораздо реже анализируется поступление вещества непосредственно в грунтовые воды.
Согласно подсчетам В. П. Зверева [50], на территории СССР количество солей, выпадающих с осадками, в среднем колеблется от 6,1 т/(км2-год) в северных районах зоны избыточного увлажнения до 26,4 т/(км2-год) в пустынных и полупустынных областях аридной зоны юга страны.
Известно, что в направлении с севера на юг минерализация грунтовых вод меняется от 100—200 мг/л до 5—10 г/л, т. е. во много раз быстрее, чем в том же направлении изменяются минерализация и количество осадков и поступающих с ними солей. Поэтому правомерно ожидать, что привиос осадками солей в грунтовые воды может иметь значение в районах распространения пресных и ультрадресных грунтовых вод. Это особенно касается горных районов, где развиты грунтовые трещинные воды с минерализацией 30—50 мг/л и менее. В этих районах за счет привноса солей атмосферными осадками формируется до 50—75 % минерализации грунтовых вод.
Конечно, другой подход и другие масштабы влияния атмосферных осадков на качество грунтовых вод должны быть в случае техногенного загрязнения атмосферного воздуха и поступления с осадками в грунтовые воды таких веществ, которые в естественных условиях в природных водах не содержатся вообще или встречаются в количествах, значительно меньших ПДК. В этом случае для химического состава атмосферных осадков может быть характерным резкое увеличение содержания компонентов, обычных для природных вод, или появление несвойственных им. и специфических веществ, или же сочетание того и другого.
Роль атмосферных осадков в формировании качества грунтовых вод заключается не только в выносе из атмосферы содержащихся там веществ, но и в привносе вымываемых и растворяемых соединений из почв и горных пород. Этот процесс рассматривается нередко в связи с развитием карста, процессами мелиорации почв. При этом весьма существенное значение придается химическому составу осадков, поскольку он во многом определяет направленность и интенсивность вымывания веществ из почвогрунтов.
Интерес представляет вопрос о скорости изменения состава дождевой воды в результате ее контактирования с породой. А. А. Колодяжной [69] показано, что состав дождевой воды существенно меняется примерно через 1 ч после контакта ее с горными породами, а характер этих изменений определяется составом как дождевых осадков, так и горных пород. Наши данные в целом согласуются с выводами Колодяжной, хотя время изме
126
нения состава осадков оказывается менее продолжительным — около 15—30 мин. Поэтому атмосферные воды, вступившие в контакт с веществом земиой поверхности, предлагается называть водами мгновенной метаморфизации.
Инфильтрующиеся атмосферные осадки способны внести в грунтовые воды широкий комплекс веществ. В значительной степени на этот процесс влияют гидрогеологические условия: глубина залегания грунтовых вод, режим их инфильтрационного питания, химический состав, состав отложений зоны аэрации и их фильтрационные свойства.
Техногенные факторы приводят к тому, что элементы геохимического ландшафта выводятся из естественного состояния равновесия между собой вследствие поступления веществ, свойственных природным водам, но в резко избыточных количествах по сравнению с их содержанием в естественных условиях или же поступления веществ искусственного происхождения и не свойственных природным водам. В этой связи целесообразно общее выражение для минерализации атмосферных осадков дополнить составляющей которая отображает вклад техногенных процессов в химический состав атмосферных осадков и включает соединения, как свойственные, так и чуждые природным условиям.
Изучению химического состава атмосферных осадков должна принадлежать существенная роль в комплексе исследований техногенного воздействия на природную среду и подземные воды.
7.2.	РЕЖИМ ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ'
Изложение данного вопроса дается по работам А. X. Гиренко 130], А. А. Колодяжной [69], Юнге [152], Ж. С. Сыдыкова [129], Имасеки [60], В. М. Дроздовой и др. [45].
К наиболее существенным показателям режима химического состава атмосферных осадков относятся его изменения во времени, в зависимости от фазового состояния осадков, их количества и динамики выпадения.
7.2.1.	ИЗМЕНЕНИЕ ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ
ВО ВРЕМЕНИ
Наблюдения за химическим составом атмосферных осадков показывают, что ои не остается постоянным, а претерпевает изменения во времени. Эти колебания химического состава атмосферных осадков обусловлены периодичностью проявления обусловливающих его факторов.
Многие исследователи обращают внимание на быстрое изменение химического состава атмосферных осадков (в основном дождей) за период от начала до конца их выпадения. А. X. Гиренко [30] отмечает, что минерализация интенсивных осадков снижается вначале быстро и скачкообразно, а в дальнейшем без
Раздел написан В. 3. Рубейкиным.
127
резких переходов. Минерализация осадков малой интенсивности уменьшается медленно и плавно. Это явление наблюдалось нами при выпадении отдельных дождей в Южном Приморье. Серия анализов проб ливневого дождя в этом районе показала резкое снижение содержания хлор-иона в первые полчаса (от 270 до 64 мг/л) и последующее медленное уменьшение его содержания до обычного в этом районе.
Аналогичные данные приводят С. М. Фотиев [139] для Якутии (пгт Чульман), Эрикссон [156] для Гавайских островов и Ю. Г. Планин [111] для Таджикистана.
Из приведенных данных следует, что очищение воздуха атмосферными осадками от присутствующих в нем аэрозолей происходит очень быстро. Разница в содержании компонентов минерализации в первых и последних порциях осадков может, вероятно, характеризовать активность миграции вещества с поверхности земли в атмосферу. К сожалению, подобных сведений пока очень мало.
Изменение химического состава атмосферных осадков происходит и в течение года. Чаще эта закономерность прослеживается по средним значениям, вычисленным для каждого месяца по единичным пробам или установленным в результате анализа суммарных месячных проб.
Колебания состава атмосферных осадков в течение года в значительной мере вызваны режимом аэрозолей, что подтверждается как наблюдениями за изменением концентрации ядер конденсации в течение суток, сезона и года [124], так и данными о распределении во времени содержания некоторых ионов в атмосфере [159]. Из данных табл. 15 видно, что концентрация нитратов, хлоридов и сульфатов в воздухе г. Дели колеблется в течение года в широких пределах. Максимальные концентрации
Таблица 15
Изменение концентрации нитратов, хлоридов и сульфатов в атмосферном воздухе г. Дели в 1S60—1962 гг. [159]
Месяц	Количество проб	Средняя концентрация, %		
		нитраты	хлориды	сульфаты
Январь	23	0,23	0,07	0,23
Февраль	21	0,08	0,09	0,14
Март	2	0,10	0,15	0,18
Апрель	8	0,91	0,35	0,23
Май	24	0,29	0,20	0,33
Июнь	у	3,16	2,62	1,87
Июль	12	16,10	4,30	12,30
Август	12	5,27	0,74	1,08
Сентябрь	12	2,02	0,43	0,56
Октябрь	13	0,56	0,21	0,26
Ноябрь	24	0,19	0,09	0,11
Декабрь	28	0,24	0,07	0,11
128
этих диспергированных веществ характерны для периода с июля по август включительно, когда в этом районе Индии наступает сезон муссонных дождей.
7.2.2.	ИЗМЕНЕНИЕ ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА АТМОСФЕРНЫХ ВОД
В ЗАВИСИМОСТИ ОТ ИХ ФАЗОВОГО состояния
Еще Вернадский обращал внимание на различия в химическом составе атмосферных вод, находящихся в твердой и жидкой фазах, выделяя при этом такие их виды, как снег, град, изморось, иней, дождь, роса и туман.
Крайне немногочисленные публикации по этому вопросу позволяют осветить его лишь в общих чертах. В преобладающей части публикаций сопоставляется обычно химический состав атмосферных вод, выпавших в виде дождя и снега; другие виды осадков изучены намного хуже. Некоторые результаты подобных исследований приведены в табл. 16.
Из данных этой таблицы следует, что дождевая вода чаще более минерализована, нежели снеговая. В подавляющем большинстве случаев в первой отмечаются относительно повышенные содержания почти всех ионов. Резко повышенные содержания сульфатов, хлоридов и других компонентов отличают воду росы и тумана.
Важно отметить, что атмосферные воды, выпадающие в жидкой и твердой фазах, различаются химическим составом. Поскольку практически всюду осадки представлены в основном в виде дождя или снега, то, очевидно, соотношение между ними и определяет химический состав атмосферных осадков вообще. Можно представить, что некоторая средняя минерализация атмосферных осадков в данном районе определяется отношением между их количествами, выпавшими в жидкой (дождь) и твердой (снег) фазах. Эта зависимость в первом приближении может быть выражена следующим уравнением:
с = сд--------|-Ссв—,	(7.1)
Д «д+Пся	«д + «сн ’	7
где с — средняя минерализация (или среднее содержание какого-либо компонента минерализации) атмосферных осадков, отнесенная к их сумме за год; ёд— то же для части суммы атмосферных осадков, выпавших в виде дождя; ёСц— то же, в виде снега; — сумма осадков, выпавших за год в виде дождя; псн — то же, в виде снега.
Легко убедиться, что для территорий, в пределах которых атмосферные осадки выпадают или только в жидкой, или только в твердой фазе, с равно соответственно нли ёи, или ёсн. При Лд = Лен
ё = (ёд + ёсн)/2.	(7.2)
Анализ формул (7.1) и (7.2) показал, что средняя минерализация атмосферных осадков будет практически равна минерализации
9 Заказ № 238
129
g Таблица 16
Зависимость химического состава атмосферных вод от фазового состояния
Местоположение	Вид осадков	Средняя минерализация, мг/л	Среднее содержание, мг/л						Литературный источник
			НСО-	S°|-	ci-	Са5*	Mgs*	Na* + К*	
Якутия, район пгт Чуль-	Снег	15,25	7,92	2,42	0,69	2,58		1,64	
ман									
пгт Чулыма и	><	22,48	11,05	3,39	2,09	2,18	1,17	2,60	[139]
Район пгт Чульман	Дождь	12,00	6,62	0,44	1,59	1,63	0,14	1,59	
Казахстан, Мугоджары	Снег	21,9	13,0	2,4	1,5	2,0	1,2	1,8	
	Дождь	40,6	22,4	5,5	2,2	4,3	1,3	5,1	[129]
Киргизия, район г. Фрунзе	Снег	43,4	17,3	9,4	4,4	7,3	0,9	4,1	[42]
	Дождь	50,5	25,3	8,3	3,1	9,1	1,0	3,7	
Ростовская область	Снег кристаллине-	20,9	10,8	3,79	0,99	3,44	0,80	1,15	
	ский								
	Снег мокрый	34,8	13.0	9,70	2,59	4,92	1,45	3,10	[31]
	Дождь	40,9	14,7	11,2	3,69	6,04	1,51	3,78	
	Туман и роса	165,1	26,8	71,0	17,5	17,0	5,72	27,1	
Район г. Харькова	Снег	32,37	9,49	11,31	2,84	4,91	1,84	1,98	
	Дождь	38,11	10,47	12,32	5,56	5,74	1,87	2,15	[43]
Япойия, г. Нишигахара 'i (близ г. Токио) Крым, горный массив Ай-Петри	Снег Дождь Роса Снег Дождь	31,9 48,44	17 24
г. Баку	Снег	114,6	30
	Дождь	61,5	30
г. Куба, Азербайджан	Снег	138	91
	Дождь	НО	61
г. Нуха, Азербайджан	Снег	98,8	61
	Дождь	67,2	36
г. Сарыбаш, Азербай-	Снег	63,3	36
джан	Дождь	118,7	60
г. Алханчаллы, Азербайджан	Снег	78,6	49
	Дождь	80,0	36
Бассейн р. Китч ай, Азербайджан	Снег	56,7	18
	Дождь	66,2	30
So —			
15,7	2,83				
9,9	1,54				[60]
138,0	13,70				
1,97	3,40	5,50	0,13	3,90	
4,50	4,90	5,75	0,79	8,50	[4
25	23	6	2,6	28	
					[1]
8	G	5	0,5	12	
9	2	18	1	17	
					[1]
13	G	11	3	16	
7	3	3	0,8	24	
					fl]
7	5	7	1,2	11	
8	3	6	2,3	8	
					[1]
19	6	14	1,7	18	
5	6	7	1,6	10	
					[1]
16	5	9	1,0	13	
14	6	2	0,7	16	
					[1]
13	4	7	0,2	12	
фазы, преобладающей над другой более чем в 10 раз. Обобщение опубликованных данных позволяет предположить, что минерализация дождевой воды превышает минерализацию снеговой не более чем в 2—3 раза (то же относится и к содержанию в них отдельных компонентов).
Таким образом, в пределах территорий, на которых в среднем за многолетие на осадки в виде снега (дождя) приходится около 90 % всей суммы атмосферных осадков н выше, средний химический состав атмосферных осадков практически равен среднему химическому составу воды снега (дождя).
7.2.3.	ИЗМЕНЕНИЕ ХИМИЧЕСКОГО СОСТАВА АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ
В ЗАВИСИМОСТИ ОТ ИХ КОЛИЧЕСТВА И ДИНАМИКИ ВЫПАДЕНИЯ
Зависимость от количества и динамики выпадения — наиболее изученный вопрос режима химического состава атмосферных осадков.
А. X. Гиренко установлено, что минерализация атмосферных осадков меняется в прямой зависимости от продолжительности их выпадения н в обратной — от количества осадков и что минерализация атмосферных осадков определяется целым комплексом метеорологических факторов, таких, как скорость ветра, температура и влажность воздуха, продолжительность засушливого периода.
Зависимость от количества осадков наблюдается не только для минерализации, но и для содержания в них отдельных компонентов. По данным Месароша, исследовавшего химический состав осадков в Венгрии, с увеличением суммы осадков в них уменьшается содержание ионов SO2", Cl~, NO" NH+, Са2+, а также электропроводимость и pH, причем изменения содержания весьма существенны. Такие же результаты получены и при аналогичных исследованиях в других районах (табл. 17).
Характерно, что, по данным Имасеки [60], одновременно с увеличением количества осадков уменьшается и содержание ионов. Результаты аналогичных исследований, выполненных в других районах земного шара, обобщены Юнге [152]. Отмеченная закономерность позволяет заключить, что в том или ином районе земного шара вместе с атмосферными осадками выпадает примерно постоянное количество солей, определяемое прежде всего ландшафтно-геохимическими условиями данной местности.
Химический состав атмосферных осадков зависит не только от их количества, но и от динамики выпадения. Этот вопрос достаточно глубоко исследован Гиренко [31], и ниже кратко изложим полученные им выводы.
Капли радиусом 0,001—0,01 мм (туман) в спокойной атмосфере оседают со скоростью 0,01—0,1 мм/с. Скорость падения дождевых капель, радиус которых меняется от сотых долей миллиметра до нескольких миллиметров, колеблется от 0,1—1 мм/с (морось) до 100 мм/с и более (ливень). Следовательно, при одинаковых метеорологических условиях мелкие капли гораздо дольше соприкаса-
132
Таблица 17
Зависимость химического состава атмосферных осадков от их количества
Количество осадков, мм	Среднее содержание, мг/л				
	С1~	SO2— 4	нсог	Na+	Са2+
	Район г. Свердловска [108]				
0—3	2,02	7,32	4,05	2,16	1,48
3—6	1,46	4,17	2,54	1,27	0,80
6—9	1,44	5,10	3,14	0,94	0.61
9—12	0,78	4,74	0,82	0,63	0,31
12—15	0,77	3,95	0,81	0,58	0,41
15—20	0,67	2,94	1,90	0,45	0,87
20—25	0,51	3,93		0,58	
Количество осадков, мм	Число дней	Среднее содержание, мг/л				
		ci-	SO2— 4	NH+	NO3-	no—
. Район г. Токио [60]
<1	94	7,57	35,70	3,96	0,48	0,13
1—5	284	4,31	21,50	2,21	0,28	0,03
5—10	204	2,44	13,30	1,31	0,20	0,01
10—20	222	2,30	11,14	1,00	0,18	0,02
20—30	133	1,69	9,36	0,84	0,08	0,01
30—50	143	1,65	9,01	0,45	0,08	0,007
50—100	74	1,28	7,38	0,36	0,08	0.006
>100	6	1,10	7,57	0,19	0,04	0,004
ются с веществом атмосферы, чем крупные. Значительно больше у мелких капель и суммарная площадь поверхности соприкосновения, поскольку самих капель больше. В результате минерализация атмосферных осадков, выпадающих в виде мороси или обложного дождя, выше, чем ливневых осадков.
7.3.	ТЕХНОГЕННОЕ ЗАГРЯЗНЕНИЕ АТМОСФЕРЫ
Вопрос о загрязнении атмосферы и атмосферных осадков рассматривается во многих работах отечественных и зарубежных ученых. Излагаемый ниже материал дается на основе этих работ.
133
7,3.1.	ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ
Основными источниками техногенного загрязнения атмосферы являются тепловые электростанции и топливно-энергетические комплексы, транспорт (прежде всего автотранспорт), промышленные предприятия со значительным объемом газодымовых выбросов (металлургические, коксохимические, нефтеперерабатывающие, химические и др.), распыляемые с самолетов минеральные удобрения и ядохимикаты и, наконец, населенные пункты (города) в целом.
В настоящее время в результате человеческой деятельности в атмосферу выбрасываются миллиарды тонн загрязняющих веществ [80]. «Вклад» только тепловых электростанций (ТЭС) составляет 100—120 млн. т золы в год. Крупные ТЭС могут выбрасывать в атмосферу количество золы, достигающее сотен и даже тысяч тонн в сутки [90].
Выхлопные газы автомобилей содержат широкий спектр загрязняющих веществ: углекислый газ, окись углерода, окислы азота, альдегиды, углеводороды (этан, этилен, беизол, ацетилен, толуол, ксилол и др.), сложные ароматические углеводороды (пирен, бенз (а) пирен и др.), свинец и другие ингредиенты. В США в 70-х годах выбросы автотранспорта в атмосферу составляли около 60 % общего количества газодымовых выбросов. В Финляндии в настоящее время годовой выброс в атмосферу автотранспортом только отдельных составляющих — бензола и толуола — равен соответственно 2100 и 2900 т.[6].
Говоря о загрязняющем влиянии автотранспорта, нельзя сбрасывать со счетов и воздушный транспорт. По данным компании «Джеиерал электрик», расчетный выброс окиси углерода одним двигателем самолета «Боинг» составляет 650 кг/ч [90]. С авиатранспортом связано также распыление в воздухе значительных количеств несгоревшего топлива, которое происходит особенно интенсивно при форсированном режиме работы двигателей (при взлете). Осаждение распыленных в воздухе нефтепродуктов может быть одной из причин углеводородного загрязнения грунтовых вод в районах аэропортов.
Главными веществами, загрязняющими атмосферный воздух, являются взвешенные вещества (пыль), окись углерода, сернистый ангидрид, окислы азота, углеводороды, фенолы, тяжелые металлы, различные ядохимикаты. Среди углеводородов наиболее опасны 3,4-бензпирся и бепз(«)пирен, способные вызывать канцерогенные заболевания. Выбросы больших количеств сернистого ангидрида и окислов серы обусловливают образование кислотных дождей.
Окись углерода выбрасывается преимущественно тепловыми электростанциями, металлургическими, коксохимическими, нефтеперерабатывающими и другими промышленными предприятиями,, авто- и авиатранспортом. Основными источниками загрязнения атмосферы соединениями серы являются энергетические установки, указанные выше промышленные, а также многие коммунальные объекты и жнлые дома, отапливаемые углем. Загрязнение окис-
134
лами азота связано главным образом с предприятиями химической промышленности, производства удобрений и транспортом. Источниками углеводородного загрязнения атмосферы являются транспорт, нефтеперерабатывающие и другие промышленные предприятия.
Загрязняющий потенциал атмосферы вследствие поступления в нее антропогенных веществ очень велик. Так, выбросы во всем мире, по состоянию на середину 80-х годов, примерно составляли {5]: окись углерода — 140,4 млн. т/год, окислы серы—111 млн. т/год, окислы азота — 37 млн. т/год, углеводороды —19 млн. т/год. Содержание углеводородов в атмосфере северного полушария было равно 22 млн. т над океаном и около 80 млн. т над сушей [159]. В США концентрация NO2 в воздухе возросла с 1970 по 1980 г. на 20 % [158]; выбросы сернистого ангидрида, по официальным данным [155], равны 30 млн. т/год. В отдельных районах мира (северо-восточная часть США, центральная часть Великобритании, Рур и др.) выбросы двуокиси серы особенно интенсивны. Удельная годовая эмиссия SO2 (в расчете на единицу площади) в этих районах достигает 100 т/км2. Интересно отметить, что если антропогенная эмиссия SO2 составляет свыше 110—120 млн. т/год, то природная эмиссия 3—30 млн. т/год.
Из загрязненной атмосферы выпадает большое количество загрязняющих веществ в виде пыли и вместе с атмосферными осадками (дождевые и снеговые). В промышленных районах Западной Европы и юго-восточной части Великобритании в середине 80-х годов осаждается ежегодно от 5 до 10 г/м2, или от 50 до 100 кг/га, только одной серы, не говоря о других загрязняющих веществах [128]. На территории СССР [45] в 70-х годах ежегодно с атмосферными осадками выпадало 40—50 кг/га минеральных веществ, а в промышленных районах до 70—100 кг/га.
Особенностью влияния загрязнения атмосферы на природную среду и подземные воды является его региональный н даже глобальный характер. Вещества антропогенного происхождения обнаруживаются на больших расстояниях от промышленных и урбанизированных территорий, могущих быть их источником. Например, на Северной Земле в пробах льда, отобранных из ледника Вавилова, установлено наличие алифатических углеводородов. Их содержание по мере перехода от нижних слоев льда к верхним возрастает на порядок [44].
Интересны сведения о миграции бенз (о) пирена в окружающей среде [150]: около 10 % выброса этого соединения попадает на поверхность земли в зоне радиусом менее 30 км от источника; примерно 80 % транспортируется воздушными потоками на расстояния от 100 до 2000 км, являясь причиной регионального распространения бенз (с) пирена и загрязнения непромышленных районов; около 10 % участвует в глобальном переносе. Бенз (а) пирен, а также пестициды (ДДТ) обнаружены в пробах снега и льда таких удаленных районов, как Антарктида. В работе [80] условно выделяются три градации дальности переноса загрязняющих веществ
135
в атмосфере: локальный — в пределах до 10 км, мезомасштаб-ный—в пределах 10—100 км и дальний — на расстояние более 100 км от источника выбросов.
Говоря о загрязняющем влиянии атмосферы и переносе антропогенных веществ воздушными массами, необходимо отметить неравномерный характер выпадения загрязняющих веществ из атмосферы с удалением от источника. В большинстве случаев основная часть поступающих в атмосферу загрязняющих веществ выпадает на поверхность земли на сравнительно небольших расстояниях от источника выброса. По А. Н. Адриановой и В, М. Дроздовой [7], концентрация основных компонентов пылевых частиц на расстоянии 15 км от города убывает почти на порядок. На этом же расстоянии концентрация ионов Cl-, Na+, К+ уменьшается в 1,5—2 раза и далее меняется мало.
Интенсивность выпадения бенз(а)пирена за год на разных расстояниях от источника эмиссии составляет [150]: в зоне радиусом менее 1 км—до 18 кг/км2, на расстоянии 10 км—-от 0,01 до 5 кг/км2, на расстоянии до 30 км — около 0,003 кг/км2. Радиус зоны основного влияния загрязняющих предприятий составляет 2—3 км; в пределах этой зоны содержание меди, цинка, свинца и олова в 3—5 раз превосходит фоновое, а с приближением к источнику соотношение этих величии может достигать 50—150 [47].
Наряду с этим могут быть значительно большие размеры зоны загрязняющего влияния промышленных объектов, связанного с выбросами в атмосферу. В статье [87], в которой исследуется выпадение тяжелых металлов в осадках вблизи крупных промышленных центров, отмечается, что влияние Череповецкого металлургического комбината заметно на расстоянии до 50—70 км.
Дальность переноса выбрасываемых в атмосферу загрязняющих веществ, а следовательно и расстояния, на которых происходят выпадения, зависят от преобразования вещества в атмосфере. Это показано в работе [80] на примере переноса соединений серы. Выбрасываемая нз антропогенных источников двуокись серы соединяется с атмосферной влагой и образует сернистую кислоту,, которая затем быстро окисляется до серной кислоты. Последняя частично вымывается из атмосферы осадками (кислотные дожди) частично переносится дальше воздушным потоком. При переносе в атмосфере серная кислота может нейтрализоваться до сульфатов; основным нейтрализующим агентом служит аммиак, но могут быть и другие вещества, например распыленные в атмосфере металлы. Но в основном сульфаты антропогенного происхождения, образующиеся в атмосфере, состоят из сульфата аммония. Таким образом, антропогенная эмиссия SO? претерпевает цепочку превращений:
SO2 -> H2SO4 -* MeSO4 (сульфаты).
Эти три вида соединений серы выпадают на разных расстояниях от источника выброса двуокиси серы (рис. 18).
136
Выделяются условно (на примере Рурского бассейна) следующие зоны влияния выбрасываемых в атмосферу соединений серы: на расстояние до 2000 км — зона закисления осадков (pH =С5); до 300 км — зона влияния сульфатов и кислых осадков; до 40— 50 км — зона влияния двуокиси серы. Исходя из этого в работе [80] делается вывод о том, что в проблеме дальнего переноса соединений серы в атмосфере первоочередное значение имеют серная
Зона влияния H2SO4+MeSO4
Зона закисления осадков (рН^д)
Рис. 18. Выпадения соединений серы на разных расстояниях от источника выбросов [80].
кислота и сульфаты. Таким образом, при оценке дальности переноса антропогенных веществ в атмосфере необходимо учитывать их преобразования в воздушной среде.
На дальность переноса загрязняющих веществ в атмосфере влияет также и то, в какой форме, растворимой или нерастворимой атмосферными осадками, они находятся. Большей частью с удалением от источника выбросов в осадках увеличивается доля растворимых форм. Так, по мере удаления от металлургического завода доля тяжелых металлов в растворимых осадками соединениях возрастает [47, 87].
Рассмотренные особенности загрязнения атмосферы имеют немаловажное значение с точки зрения ее влияния на качество подземных вод. Особую роль в этом вопросе играют выпадающие атмосферные осадки и их состав в условиях антропогенного загрязнения атмосферы.
137
7.8.2.	СВЕДЕНИЯ О СОСТАВЕ АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ
Рассмотрим фактические данные о составе атмосферных осадков (дождевых и снеговых) по материалам отечественных и зарубежных работ. Некоторые из таких сведений частично приведены выше.
В СССР действует сеть по сбору атмосферных осадков, в которую входят около 70 станций. По результатам исследований на экспериментальной полевой станции, расположенной в сельской местности в относительно чистом районе, определены показатели осадков, которые могут считаться фоновыми для центральных областей европейской части СССР 120]. Средняя годовая минерализация осадков в районе этой станции составила: в 1975 г. 21,7 мг/л, в 1976 г. 23,4 мг/л, в 1977 г. 14,6 мг/л. Минерализация 20—25 мг/л характеризует осадки наиболее чистых районов центра и юга европейской части СССР. Средняя концентрация иона SO2+ в осадках равна 8—9 мг/л. В то же время концентрация иона С1_ превышает фоновое значение (1—1,5 мг/л) для средней полосы европейской части СССР в 4—5 раз, что, по мнению авторов, свидетельствует об антропогенном происхождении этого нона.
Сведения о составе атмосферных осадков на ряде станций приводят О. П. Петренчук и Р. Ф. Лавриненко [9]. На фоновых станциях Сыктывкар и Туруханск, удаленных от промышленных объектов, средняя годовая минерализация осадков, по наблюдениям в течение 15—20 лет, колеблется в пределах 6—12 мг/л. Концентрация ионов SO2^ составляет 2—5 мг/л; значения pH устойчивы и равны 5—6. Какой-либо тенденции к увеличению минерализации осадков и увеличению содержания отдельных компонентов здесь не обнаруживается. Иная картина наблюдается на станциях Ке-мери (Латвия) и Березине (Белоруссия) [9]. В Кемери с 1958 по 1976 г. минерализация осадков возросла с 10 до 20 мг/л, а в Березине за 15-летний период (с 1961 по 1976 г.) — с 14 до 47 мг/л, т. е. более чем в 3 раза.
В пробах снеговых осадков, отобранных в начале февраля 1982 г. на территории г. Ионавы (Литва), концентрации отдельных компонентов превышали таковые в контрольных (фоновых) пробах: SO2~—в 10 раз, NO~ — в 50 раз, NH+— в 40 раз, С1“ — в 5 раз, F — в 1,5 раза [21]. В районе Ленинграда концентрация ионов SO2~ в свежевыпавшем снеге меняется от 6,4—9,5 мг/л непосредственно у города до 1,1—4,5 мг на расстоянии 40—60 км от него [21].
Исследования, проведенные в южных областях ГДР, показали [157], что содержание нитратов в атмосферных осадках составляет 2—5 мг/л. Высоким является содержанке ортофосфатов: среднеарифметическое его значение из 158 проб дождевой воды составило 0,332 мг/л, максимальное — свыше 2 мг/л. В снеге средняя концентрация ортофосфатов равна 0,187 мг/л. Для атмосферных осадков характерна кислая реакция: среднее арифметическое значение pH составило для снега 4,9, для дождевой воды 4,3.
138
По данным Хеллманна, дождевые воды в городской и сельской местности ФРГ в 80 % случаев содержат углеводородов от 0,05 до 0,3 мг/л; отмечаются также концентрации 0,6 мг/л и более.
Милде [157] приводит сведения о концентрациях инсектицидов и гербицидов в дождевых и грунтовых водах отдельных районов ГДР: дождевая вода — от 10 до 340 нг/л, максимум до 1700 нг/л; грунтовые воды — от 250 до 104 нг/л.
7.3.3.	КИСЛОТНЫЕ ДОЖДИ
К числу важнейших современных экологических проблем относится проблема кислотных дождей, с которой связывают окисление природной среды. Этому вопросу посвящены многочисленные зарубежные публикации, а также отечественные работы. Наиболее полно различные аспекты этой проблемы отражены в отчете «Окисление сегодня и завтра», подготовленном шведскими специалистами для представления на Стокгольмскую конференцию 1982 г. по окислению окружающей среды [155].
В 1982 г. состоялся симпозиум «Кислотные дожди; северо-американская ситуация», организованный Американским обществом по охране почв и собравший большое количество специалистов из США и Канады. Этому же вопросу был посвящен международный коллоквиум «Кислые осадки», состоявшийся в июне 1983 г. в г. Линдау (ФРГ). Актуальность проблемы кислотных дождей обусловлена ее глобальным характером вследствие того, что образующиеся кислые осадки переносятся воздушными потоками по направлениям преобладающих ветров на большие расстояния и охватывают своим негативным воздействием огромные территории. В настоящее время влияние кислых осадков ощутимо сказывается в Скандинавии (в первую очередь в Швеции и Норвегии), восточных районах США и Канады, в Англии, ФРГ, Бельгии, Голландии, Дании, Польше и в других странах Европы. Решение этой проблемы в ряде случаев носит сложный характер, как например, между США и Канадой. Крупными источниками выбросов SO2 н NO- в атмосферу, вызывающими кислые осадки в Канаде, являются тепловые электростанции США, работающие на угольном и нефтяном топливе [155].
Образование кислых дождей, как уже говорилось, связано с антропогенными выбросами в атмосферу двуокиси серы, окислов азота, но главную роль в этом процессе играет эмиссия окислов серы. Содержащаяся в атмосфере двуокись серы, особенно в промышленных районах, преимущественно антропогенного происхождения. Около 90 % выпадающей на поверхность земли серы в Европе и Северной Америке связано с промышленными выбросами двуокиси серы, которые в Европе за период с 1965 по 1975 г. возросли на 35 % [161].
Выбрасываемые в атмосферу окислы серы и азота, соединяясь с атмосферной водой (влага облаков, дождевые капли), образуют серную и. азотную кислоты. Растворенные кислоты диссоциируют на сульфатные (SO2“), нитратные (NO“) и водородные (Н+) ионы.
139
Для кислых осадков характерно низкое значение pH (между 4 и 4,5 и даже около 3). В качестве критерия кислотности выбрано значение pH, равное 5,6 [162]. Выпадающие над северо-восточными районами США атмосферные осадки имеют среднее значение pH = =4, что свидетельствует о высокой их кислотности.
В Европе область сильного окисления осадков (pH 4,3) простирается преимущественно к северу от центральных районов Европейского континента, захватывает большую часть Великобритании, Северное море и его побережье, южную часть Скандинавии [155]. Кислотные дожди содержат в большом количестве ионы SO2-, NO-, NH+, а также тяжелых металлов.
Влияние кислотных дождей сказывается на лесах, поверхностных водах, почвах и подземных водах. Они разрушающе действуют и на сооружения. Обусловленные ими изменения в воде, особенно питьевой, в почвах влияют на здоровье людей.
Кратко остановимся на последствиях выпадения кислотных дождей для грунтовых вод, а также для почв с учетом влияния последних на грунтовые воды. В Нидерландах, особенно в ее восточных и южных районах, наиболее подверженных интенсивному воздействию кислых осадков, отмечается увеличение кислотности грунтовых вод, которое проявляется в снижении pH и содержания в воде ионов НСО~ Одновременно в воде увеличивается содержание алюминия [158, 160].
Кислые осадки нарушают природное равновесие углекислотной системы поверхностных и подземных вод, уменьшая их щелочность. В упоминавшемся отчете [155] приводятся сведения о влиянии кислых осадков на грунтовые воды в Скандинавии. В юго-западных районах Швеции, где кислые осадки выпадают особенно часто, значение pH для неглубоко залегающих грунтовых вод, приуроченных к флювиогляциальным отложениям, колеблется от 5 до 4, а в отдельных случаях оно даже меньше 4,0.
В п. 2.5 говорилось о том, что увеличение нагрузки природной среды антропогенными загрязняющими веществами повышает вероятность загрязнения подземных вод. Графики, приведенные в работе [155], показывают, что увеличение выбросов двуокиси серы в атмосферу в районе Карлсхамна (Швеция) в 1972—1974 гг. вызвало резкое снижение щелочности грунтовых вод в 1974—1975 гг. После резкого снижения выбросов серы в 1975 и последующие годы щелочность грунтовых вод вновь возросла. Интересно отметить, что изменения щелочности в грунтовых водах происходят с нескольким запаздыванием (примерно па год) по отношению к изменениям выбросов двуокиси серы.
Другим следствием окисления грунтовых вод является увеличение содержания в них алюминия и тяжелых металлов (цинк,, медь, свинец и кадмий). Выпадение кислых осадков способствует выщелачиванию алюминия и кадмия из окисленных почв и поступлению их в грунтовые и поверхностные воды. Объясняется это в общих чертах следующим образом [155]. Алюминий труднорастворим в почвенных водах, которые являются нейтральными нли 140
умеренно кислыми. Выщелачивание алюминия наибольшее в кислых почвах. Обычно алюминий и гумус почвы способствуют взаимному осаждению. Чаще всего наблюдается недостаток алюминия, в результате чего проходящая через почву вода содержит гумус и имеет коричневую окраску. При увеличении поступления кислоты возрастает содержание алюминия в верхнем слое почвы. Вследствие этого возникает его избыток по отношению к содержанию гумуса в почвенном растворе. Алюминий переходит в растворимую форму и мигрирует в грунтовые, а также поверхностные воды. Растворенный в воде алюминий вызывает ряд серьезных отрицательных биологических эффектов: ухудшается питание растений фосфором вследствие его перевода в труднорастворимый фосфат алюминия, повреждаются тонкие корни деревьев, поражаются жабры у рыб, что вызывает их гибель [155].
Аналогично закисление почв способствует переходу кадмия в растворимое состояние и повышению его миграционной способности, в результате чего увеличивается его поступление в грунтовые воды с инфильтрующимися атмосферными осадками и поверхностными водами. Возрастает доля растворимых форм кадмия непосредственно в грунтовых водах с увеличением их кислотности. Если содержание кадмия в нейтральной грунтовой воде составляет примерно 0,01 мкг/л, то при рН = 5ч-6 оно возрастает до 0,1 — 0,2 мкг/л.
В ряде случаев в грунтовых водах фиксировалось содержание кадмия до 2 мкг/л. Предполагается, что при продолжающемся окислении среды содержание кадмия в грунтовых водах может превысить 5 мкг/л [155]. Подобно другим тяжелым металлам, кадмий является токсичным веществом и обладает наибольшей подвижностью из всех тяжелых металлов.
7.4.	ВЛИЯНИЕ ТОПЛИВНО-ЭНЕРГЕТИЧЕСКИХ КОМПЛЕКСОВ
НА ПРИРОДНУЮ СРЕДУ
Топливно-энергетические комплексы (ТЭК), активно воздействуют на окружающую среду. Их функционирование сопровождается значительным поступлением техногенных веществ и тепла в атмосферу, почвы, водоемы, подземные воды вследствие тепловых потерь, сбросов теплообменных вод, газодымовых выбросов, утечек сточных вод из золоотвалов, отстойников и шламонакопи-телей, складирования на поверхности земли твердых отходов тепловых электростанций и пород угольных выработок и др. Все это приводит к тепловому н химическому загрязнению природной среды.
На территории ТЭК загрязнению в той или иной степени подвергаются все природные среды (поверхностные воды, почва, атмосфера). Их загрязненность в свою очередь влияет на качество подземных и прежде всего грунтовых вод. Кроме опосредованного воздействия через эти среды, подземные воды подвергаются
141
непосредственному загрязняющему влиянию на участках расположения приемников промышленных отходов (золоотвалы, шламо-накопители).
7.4.1.	ЗАГРЯЗНЕНИЕ АТМОСФЕРЫ
Загрязнение атмосферы в районе ТЭК обусловлено интенсивными газодымовыми выбросами, разработкой угольных карьеров.
Влияние выбросов ТЭС на геосистемы КАТЭКа изучалось иа примере расположенной в его западной части Назаровской ГРЭС, эксплуатирующейся иа базе Назаровского угольного разреза в течение уже более 10 лет. Эти исследования ведутся с 1977 г., и результаты их изложены в работе [41]. Назаровский разрез эксплуатируется около 20 лет.
Канско-Ачинский бассейн содержит малосернистые и малозольные угли. Основная масса золы состоит из окислов кремния, кальция, железа и алюминия. Особенность золы капско-ачинских углей— это обогащенность ее окисью кальция. В твердой фазе дымовых выбросов отмечается повышенное содержание молибдена.
Количество аэрозолей, рассчитанное по содержанию их в снежном покрове за 1977—1980 гг., изменялось от 150 до 1000 т/(км2Х X год). На самых загрязненных участках в 1 л снеговой воды содержалось до 3 г нерастворимых примесей. Ежегодно на 1 км2 в составе аэрозолей поступает от 20 до 50 т растворимых веществ.
Количество выпадающих загрязняющих материалов достигает максимума на расстоянии примерно 5—6 км от Назаровской ГРЭС. На отрезке от 5 до 10 км количество выпадающих веществ значительно уменьшается и далее оно сохраняется более или менее постоянным или же медленно убывает.
Снеговые воды, отобранные вне сферы заметного влияния ГРЭС (на расстоянии от нее 30—50 км к западу), относятся к гидрокарбон атно-кальциевому классу с общей минерализацией 17—35 мг/л и значениями pH-, равными 6,3—6,8. Эти значения считаются фоновыми. В зоне интенсивного выпадения веществ минерализация снеговых вод по сравнению с фоновой повышена в 5—10 раз, содержание нерастворимых примесей — в 20 раз, а сульфатов на порядок выше; pH смещено в сторону больших значений, характерных для щелочной реакции.
Исследовался также состав дождевых осадков в зоне влияния ГРЭС и за пределами этой зоны. Количество веществ в них зависит от удаленности места отбора пробы от источника газодымовых выбросов, продолжительности выпадения осадков и от времени отбора пробы в течение выпадения осадков. Содержание всех компонентов в пробах дождевых осадков, взятых в конце выпадения дождя, намного меньше, чем в пробах, отобранных в начале дождя.
О большом «вкладе» ТЭС в загрязнение атмосферы свидетельствуют данные по США. В работе [161] приводятся сведения за 1977 г. о выбросах в атмосферу ТЭС мощностью более 25 МВт, работающими на угле, нефти и природном газе. В целом по США
142
при производстве электроэнергии в 1977 г. израсходовано: угля 4,2-108 т, нефти 8,4-107 м3, природного газа 6,5«107 м8. Суммарные выбросы в атмосферу при этом составили: 2 • 10е т твердых частиц, 1,7 • 107 т SO2, 6- 16® т NOx, 0,3 • 103 т СО. Вследствие замены нефти и газа на уголь в северо-восточных штатах США суммарный выброс в атмосферу твердых частиц и SO2 в указанном регионе возрастет соответственно на 61 и 39 %.
По многочисленным данным отечественных и зарубежных исследователей, одними из основных веществ, загрязняющих атмосферу в районе ТЭС, по-видимому, являются сера и ее соединения, что уже отмечалось выше. Так, на долю 15 северо-восточных штатов США приходится около мирового объема техногенных выбросов серы. Плотность этих выбросов здесь составляет в среднем 51 т/(миля2 ♦ год); самая высокая плотность выбросов отмечается в штатах Огайо н Делавэр — соответственно 142 и 134 т/ (миля2 • год).
С загрязнением атмосферного воздуха соединениями серы и азота связана рассматривавшаяся выше проблема кислотных дождей.
7.4.2.	ЗАГРЯЗНЕНИЕ ПОЧВ И ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Газодымовые выбросы, твердые отходы ТЭС, угольных шахт и карьеров загрязняют почвы, оказывают влияние на качество подземных вод. Так, на площади активного воздействия Назаровской ГРЭС в почвах наблюдается увеличение содержания кальция в 2—3 раза, гидрокар бон ат-иона в 5—6 раз по сравнений) с их содержанием за пределами зоны влияния [40].
Особенно большое загрязнение почв наблюдается вблизи золо-отвалов ТЭС. Чем большую площадь занимают золоотвалы, тем больше площадь загрязненных почв. По данным Хиракава, в Японии размещение золоотв ал ов в связи с развитием ТЭС, суммарная мощность которых к 1990 г. достигнет 23 млн. кВт (в 1985 г. 10 млн. кВт), представляет серьезную проблему. Площадь золоотв ал ов занимает значительную часть площади промплощадки ТЭС. Так, площадь, занимаемая работающей на угле ТЭС мощностью 2 млн. кВт, составляет 2 км2, из которой на золоотвалы приходится 1,2 км2.
Данных о загрязнении подземных вод в районе ТЭС сравнительно мало. На территории Назаровской ГРЭС минерализация подземных вод в настояшее время не превышает норм для питьевых вод.
Более заметны изменения качества подземных вод вблизи золо-и шлакоотвалов в результате фильтрации сточных вод из этих емкостей. В этой связи представляют интерес результаты исследований формирования химического состава воды золоотвала, выполненные А. А. Бондаревым и Л. Н. Назаровой [27]. Отмечается, что применение замкнутого цикла водоснабжения системы гидрозолоудаления уменьшает, с одной стороны, количество сбрасываемых вод, но, с другой стороны, способствует накоплению в золоотв ал ах
143
вод повышенной минерализации. При движении пульпы по трубопроводу сначала происходит усиленное выщелачивание растворенных веществ из золы, затем, по мере роста минерализации воды, этот процесс замедляется. После 6—7 контактов золы с водой минерализация последней устанавливается на уровне 6 г/л. В реальных условиях работы ГРЭС переход растворимых веществ из золы в воду начинается в смывном аппарате при смешивании золы с водой. Этот процесс продолжается при транспортировании пульпы по трубопроводу до выхода ее в золоотвал. При нахождении воды в золоотвале минерализация уже практически не увеличивается вследствие ослабления ее выщелачивающей способности.
Роль шлака в формировании химического состава воды значительно меньше, чем золы. Исследования подземных вод вблизи шлакоотвалов ТЭС в штате Северная Каролина (США) показали, что значительных изменений качества этих вод не произошло (по данным Гнилки и Харвуда). В то же время другие факты свидетельствуют о том, что золоотвалы могут быть причиной серьезного ухудшения качества подземных вод.
Воздействие золоотвалов и прудов-охладителей на подземные воды может сказаться в изменении их температуры. Об этом свидетельствуют результаты измерения температуры грунтовых вод вблизи пруда-охладителя ТЭС в штате Висконсин, США (по данным Апдревса и Андерсона). Изменения температуры грунтовых вод по данным 66 точек наблюдений зафиксированы на расстоянии до 100—200 м от дамбы и на глубине до 6 м.
Однако фактических данных о воздействии ТЭС на подземные воды, как уже отмечалось, недостаточно, что говорит о необходимости постановки специальных натурных исследований и создания опытных полигонов для детального и комплексного изучения влияния ТЭС и ТЭК в целом на подземные воды и окружающую природную среду.
7.5.	ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕННЫХ АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ
НА КАЧЕСТВО ГРУНТОВЫХ ВОД
Количественная оценка влияния атмосферных осадков на качество грунтовых вод приближенно может быть выполнена на основе зависимостей, приведенных в п. 4.2 для прогноза качества грунтовых вод при орошении полой сточными водами. При этом необходимо принять следующие основные допущения: 1) загрязняющие вещества не взаимодействуют с почвами и породами зоны аэрации и не изменяются в процессе выпадения и инфильтрации; 2) выпадение загрязненных атмосферных осадков происходит в один или два периода времени в точение года; 3) все количество выпавших осадков достигает уровня грунтовых вод.
Относительно первого допущения можно привести следующие соображения. В реальных условиях изменение состава атмосферных осадков в процессе их выпадения и просачивания носит сложный характер. Так, состав дождевых осадков значительно изме-
144
няется после их прохождения через кроны деревьев и кустарники и приобретает в большинстве случаев кислую реакцию (см. п. 7.1). Отдельные исследователи (например, С. Л. Шварцев) выделяют даже атмогенный (в пределах атмосферы) и биогенный (почвы и растения) этапы эволюции состава воды. Но для приближенных оценок можно принять загрязняющие вещества нейтральными и не вступающими во взаимодействие с почвогрунтами, тем более что многие загрязняющие вещества являются практически нейтральными по отношению к породам (например, хлориды, нитраты, фенолы). Что касается второго допущения, то оно, как показал анализ, не имеет существенного значения для накопления загрязняющего вещества в грунтовых водах. Третье допущение обусловливает прогноз максимального изменения качества грунтовых вод и практически реализуется в зонах избыточного увлажнения и с неглубоким залеганием уровня этих вод.
Принимается также, что загрязненные осадки выпадают каждый год после начала выбросов, годовая норма осадков и концентрация вещества в них остаются неизменными. При расчете учитываются гидрогеологические условия водоносного горизонта, в который попадают загрязненные атмосферные осадки, и скорость движения подземных вод.
Указанные зависимости применительно к условиям выпадения атмосферных осадков имеют следующий вид:
осадки выпадают один раз в год
= (т&с& + «сг)/(/йа 4- п);	(7.3)
= \тъс£ 4- (п — tuv/L) Ci _ , 4- ег]/(йга 4-«)	(7.4)
осадки выпадают два раза в год
с] = [macs 4- (п — t^v/L) с'}_ I 4- (fa/I) cr}/(mz 4- n);	(7.5)
4 = l^aca 4 (« — Cv/L) c'f 4- (tMV /L) Сг]/(/Йа 4* tl)	(7.6)
Здесь Ci — концентрация загрязняющего вещества в грунтовых водах в первый год после выпадения осадков, если осадки выпадают один раз в год, и в первый год после первого выпадения осадков, если осадки выпадают два раза в год, мг/л; с3- — концентрация загрязняющего вещества в грунтовых водах в /-й год выпадения осадков (если осадки выпадают один раз в год); Cj-i — концентрация загрязняющего вещества в грунтовых водах в предыдущий (/— 1)-й год; с'. и с".— концентрация загрязняющего вещества в грунтовых водах в /-й год соответственно после первого и второго выпадения осадков (если осадки выпадают два раза в год); с" — концентрация загрязняющего вещества в грунтовых водах после второго выпадения осадков в (J—1 )-й год; са, сг — концентрация загрязняющего вещества соответственно в атмосферных (дождевых) осадках и грунтовых водах; п — пористость водоносных пород; v — скорость фильтрации грунтовых вод, м/сут; L — длина участка по направлению естественного движения грунтовых
Ю Заказ № 238
145
вод, в пределах которого происходит выпадение загрязненных атмосферных осадков, м; т&=т&!т — относительная толщина слоя просочившихся осадков; т — средняя мощность водоносного горизонта, м; т& — слой атмосферных осадков, просочившихся до уровня грунтовых вод, м (ma=0,001Ae); h — годовая норма атмосферных осадков, мм; 8 — коэффициент просачивания выпадающих осадков (8 <Z 1); т'а и т"— относительная толщина слоя просочившихся атмосферных осадков в первый и второй периоды их выпадения; — период от конца предыдущего выпадения осадков до начала последующего их выпадения (осадки выпадают один раз в год); и t"Ti—время от конца первого выпадения осадков в году до начала второго выпадения осадков в этом же году н время от конца второго выпадения осадков до начала первого выпадения осадков в следующем году (осадки выпадают два раза в год).
Расчет концентрации загрязняющего вещества в грунтовых водах на какой-то год выполняется по концентрации загрязняющего вещества в предыдущем году, если осадки выпадают один раз в год, или по концентрации загрязняющего вещества в предыдущий период выпадения осадков, если осадки выпадают два раза в год. Например, осадки выпадают один раз в год и требуется рассчитать концентрацию загрязняющего вещества в грунтовых водах на десятый год. По формуле (7.3) определяется концентрация в первый год после выпадения осадков. Полученное значение Ci подставляется в формулу (7.4) вместо c$-i, и находится концентрация на второй год; затем по значению с2 находится концентрация сз на третий год и так вплоть до искомого десятого года.
Если осадки выпадают два раза в год, то для определения концентрации загрязняющего вещества в грунтовых водах на какой-либо год необходимо выполнить последовательно, начиная с первого года, все расчеты с' и с" на каждый год. Например, если надо рассчитать концентрацию загрязняющих веществ в грунтовых водах на пятый год после первого выпадения осадков, то сначала по формуле (7.3) определяется загрязнение грунтовых вод в первый год после первого выпадения осадков (г/Д, затем последовательно рассчитываются значения п, с2, с2, сз, с3, c4t с4 и, наконец, с$.
На основе формул (7.3) — (7.6) был выполнен численный анализ влияния загрязненных атмосферных осадков на качество грунтовых вод. Анализ был выполнен для двух вариантов: осадки выпадают два раза в год (вариант I) и один раз в год (вариант II).
Исходные данные для расчетов следующие.
Вариант 1. £ = 10 000 м, г<=0,01 м/сут, т = 10 м, л = 0,1, са = =0,5 мг/л, сг=0, f'M=170 сут, £"г=160 сут (например, начало первого выпадения осадков 1 апреля и их продолжительность 10 сут; начало второго выпадения осадков 1 октября и их продолжительность 20 сут); т'а = 0,07, 0,007 и 0,0007; т" = 0,13, 0,013 и 0,0013; wa=m'a+m/;=0,2, 0,02 и 0,002.
146
Вариант 2. £ = 10000 м, о=0,01 м/сут, m =10 м, /2=0,1. са = =0,5 мг/л, сг=0; тгёа=0,2, 0,02 и 0,002; £м=330 сут.
Результаты расчетов представлены в табл. 18. Они позволяют сделать некоторые выводы относительно влияния загрязненных атмосферных осадков на качество грунтовых вод.
При большом количестве и значительном просачивании атмосферных осадков (та 0,2) концентрация вещества в грунтовых водах быстро достигает его содержания в атмосферных осадках. Для указанного значения т& уже на седьмой год после начала выпадения осадков концентрация вещества в грунтовых водах и атмосферных осадках практически одинакова, т. е. грунтовые воды насыщаются привносимым осадками веществом за короткий период времени. С уменьшением доли просочившихся атмосферных осадков (та=0,02) концентрация вещества в грунтовых водах приближается к таковой в осадках лишь через 20 лет. При еще меньшем количестве инфильтрующихся осадков (й?,а = 0,002) концентрация вещества в грунтовых водах через 20 лет значительно отстает от его концентрации в осадках (более чем в три раза).
Накопление вещества в грунтовых водах, переносимого атмосферными осадками, практически не зависит от того, выпадает годовая норма осадков за один или два периода с дождями в течение года. Как видно из данных таблицы, концентрация вещества в грунтовых водах после второго выпадения осадков в году по существу такая же, как и в случае выпадения годовой суммы осадков за один раз.
Если привнес того или иного загрязняющего вещества в грунтовые воды обусловлен атмосферными осадками, то концентрация этого вещества в грунтовых водах будет стремиться к его концентрации в атмосферных осадках. Особенно быстро увеличивается содержание в грунтовых водах тех компонентов, которые первоначально в этих водах отсутствовали. Поэтому под влиянием загрязненных атмосферных осадков при их постоянном выпадении в грунтовых водах могут появиться и накапливаться несвойственные им вещества, например СПАВ, пестициды, хром, фенол.
Возможно, как раз с атмосферными осадками связано наблюдавшееся в целом ряде случаев появление в грунтовых водах специфических загрязняющих компонентов при отсутствии видимых источников этих веществ на поверхности земли. Роль атмосферных осадков в поступлении таких загрязняющих веществ в подземные воды может оказаться весьма существенной, если учесть, что предельно допустимые концентрации этих веществ (например, фенол, фосфор, углеводороды) в питьевых водах очень низкие, а реальное содержание их в атмосферных осадках может быть соизмеримо с этими предельными концентрациями. Наоборот, загрязняющее влияние атмосферных осадков менее заметно по отношению к веществам (например, хлориды, сульфаты и другие микрокомпо-ненты), которые содержатся в грунтовых водах. Изменение содержания таких загрязняющих веществ в подземных водах происходит значительно медленнее.
10*
147
Таблица 18
Результаты расчетов изменения концентрации вещества в грунтовых водах под влиянием атмосферных осадков, мг/л
Порядковый номер года	Вариант 1		Вариант 2, с.
	!		
	та = 0,2; ni'=0,07; та = 0,13		
1	0,2	0,37	0,33
2	0,42	0,46	0,44
3	0,48	0,49	0,48
4	0,494	0,497	0,493
5	0,4978	0,498	0,497
6	0,4987	0,499	0,498
7	0,499	0,4991	0,498
in& = 0,02; т& = 0,007; т& == 0,013			
1	0,03	0,086	0,083
2	0,11	0,157	0,152
3	0,18	0,216	0,21
4	0,23	0,265	0,258
5	0,28	0,304	0,297
6	0,317	0,337	0.330
7	0,347	0,365	0,358
8	0,373	0,387	0,380
9	0,394	0,405	0,399
10	0,411	0,421	0,415
11	0,425	0,433	0,428
12	0,437	0,443	0,439
13	0,446	0,474	0,448
14	0,475	0,477	0,455
15	0,478	0,480	0,461
16	0,480	0,482	0,466
17	0,482	0,483	0,471
18	0,484	0,485	0,474
19	0,485	0,486	0,477
20	0,486	0,487	0,480
148
Порядковый номер года	Вариант I	Вариант 2, t .
	cj	ci	
ths = 0,002;	= 0,0007; wa = 0,0013			
1	0,003	0,009	0,009
2	0,013	0,019	0,019
3	0,023	0,028	0,028
4	0,32	0,0.38	0,038
5	0,041	0,047	0,047
6	0,05	0,055	0,055
7	0,058	0,064	0,064
8	0,067	0,072	0,072
9	0,075	0,081	0,081
10	0,083	0,089	0,089
П	0,091	0,096	0,096
12	0,099	0,101	0,104
13	0,105	0,108	0,108
14	0,111	0,116	0,117
15	0,118	0,123	0,123
16	0,122	0,127	0,126
17	0,129	0,134	0,133
18	0,136	0,141	0,140
19	0,143	0,147	0,146
20	0,149	0,154	0,153
Заметное изменение содержания загрязняющих веществ в подземных водах под влиянием атмосферных осадков в зависимости от гидрогеологических и метеорологических параметров может произойти в период от 20 до 50 лет систематического выпадения осадков. Таким образом, загрязненные атмосферные осадки могут оказаться существенным фактором, влияющим на качество подземных вод и способствующим появлению и накоплению в них специфических загрязняющих веществ, не свойственных этим водам в их естественном состоянии. Поскольку загрязнение атмосферы и атмосферных осадков проявляется на большой площади, то обусловленное им изменение качества грунтовых вод может носить региональный характер, хотя интенсивность загрязнения этих вод будет значительно меньше, чем под влиянием наземных техногенных объектов, и в основном может быть отнесена к стадии загрязнения I. Вместе с тем по отдельным специфическим веществам загрязнение грунтовых вод, вызванное атмосферными осадками, может оказаться более высоким (стадия Па). Все это свидетельствует о необходимости организации детального и комплексного изучения состава атмосферных осадков (дождевых и снеговых) и их влияния на подземные воды. Актуальность этого вопроса несомненна. Проведение таких исследований наиболее целесообразно на опытно-производственных полигонах, приуроченных к крупным промышленным объектам, совместными усилиями специалистов геологической службы и организаций Госкомгидромета.
149
7.6.	ВЛИЯНИЕ ЗАГРЯЗНЕННЫХ ПОЧВ НА ГРУНТОВЫЕ ВОДЫ
Роль загрязненности почвенного слоя и зоны аэрации, так же как рассмотренных выше атмосферных осадков, в загрязнении грунтовых вод изучена слабо, хотя можно полагать, что она весьма значительна и пренебрегать ею никак нельзя. Об этом свидетельствуют фактические данные о загрязнении почвенного слоя и накоплении в нем веществ антропогенного происхождения. Приведем некоторые из них.
По данным Г. В. Богомолова, в районе калийных комбинатов содержание минеральных солей в метровом слое почвы достигало 150—180 т/га при фоновом содержании 2—5 т/га. На территории лромплощадки одного из фенольных заводов породы до глубины 15—17 м засолены и загрязнены фенолами, маслами и другими соединениями с содержанием этих веществ до 3000 мг в 1 кг почвы [78]. Фильтрующиеся атмосферные осадки и грунтовые воды загрязняются ими и в свою очередь загрязняют близлежащую реку, в которую они разгружаются.
Пример ртутного загрязнения почв приводится в работе [15]. Вокруг ртутного завода наблюдаются контрастные техногенные ореолы ртути в почве и воздухе. Концентрация ртути в почве резко возрастает на участках хвостохранилищ, горных выработок, подъездных путей. Ореол резко повышенного содержания ртути имеет размеры примерно 1X1,5 км и вытянут в направлении господствующих ветров. Размеры техногенного ореола ртути в воздухе вокруг завода достигают 5—6 км и соизмеримы с ореолом ртути в почве.
В одном нз промышленных районов концентрация отдельных компонентов в водных вытяжках из грунтов, отобранных вблизи шламонакопителей, в 70—170 раз превышает их концентрацию в пробах, отобранных на удалении от поверхностных хранилищ отходов [38].
По данным работы [5], в ФРГ почва часто загрязнена нефтепродуктами, ежегодные утечки которых составляют 24—30 тыс. м3.
К числу элементов, способных к значительному накоплению в почвах, относятся вольфрам, кадмий, сурьма, ртуть, свинец, цинк, молибден [92]. В районах коксохимических и нефтеперерабатывающих заводов, автомагистралей одним из основных веществ, загрязняющих почву, является бонз (а) пирен — токсичное вещество, обладающее канцерогенными свойствами. Содержание его в почвах во времени убывает по зависимости [150]
с — соехр (—at),
где t—время; а — коэффициент распада, по экспериментальным данным равный 2 мес-1. Время полного разложения бенз (а) пирена изменяется от 10 до 24 месяцев в природных условиях и до 3— 5 месяцев в лабораторных.
150
В связи с химизацией сельского хозяйства и интенсификацией животноводства происходит значительное загрязнение почв нитратами и ядохимикатами. Так, английскими специалистами подсчитано, что за год в подземные воды из почв вымывается 5,5 млн. т азота [103]. Ядохимикаты могут сохраняться в почве в течение длительного времени, например ДДТ и ГХЦГ до 10—14 лет [19, 144].
Говоря о загрязнении почв, необходимо иметь в виду следующие ее особенности. Поскольку почва в отличие от воздуха и воды наименее подвижная среда, миграция вещества в ней происходит очень медленно, особенно миграция по площади (в плане). Вследствие этого в местах выбросов отходов и их складирования формируются зоны с высоким содержанием загрязняющих веществ в почвах. За пределами участков складирования отходов и их аварийных сбросов загрязнение почв обусловлено преимущественно выпадениями из атмосферы. Поэтому картина загрязнения почвенного слоя имеет следующий вид: локальные участки с аномально высоким содержанием загрязняющих веществ (иа участке источника загрязнения и в непосредственной близости от него) и сравнительно равномерное поле загрязнения невысокого уровня за пределами этих локальных зон. В промышленных районах, где имеется большое количество различных объектов, тем или иным образом загрязняющих природную среду, картина загрязнения почв будет носить мозаичный характер, и в отдельных случаях аномальные зоны (пятна) могут сливаться друг с другом и образовывать сплошную область загрязнения почвенного слоя.
Загрязнение почв теснейшим образом связано с загрязнением атмосферы, а конфигурация ореола почвенного загрязнения отражает направление преобладающих ветров. Как отмечается в работе [13], нз почв, загрязнение которых вызвано выпадениями из атмосферы или техногенными причинами на поверхности земли, загрязняющие вещества могут снова попасть в атмосферу в результате испарения или вместе с пылью. Амплитуды временных колебаний почвенного загрязнения значительно меньше, чем для атмосферного воздуха и водной среды. В почве происходят активные процессы преобразования и разложения попадающих в нее загрязняющих веществ, главным образом органических. Накопление антропогенных веществ в почвенном слое весьма неравномерно по вертикали: в наибольших количествах онн содержатся в самой верхней части, н их количество быстро убывает с глубиной. Но в районах, где почвенный слой подвергался длительному и интенсивному загрязнению, содержание загрязняющих веществ будет более или менее равномерным по всей его мощности, что подтверждается некоторыми из приведенных выше примеров.
Почвенный слой с точки зрения его влияния на грунтовые воды в условиях техногенных воздействий на природную среду выступает одновременно в трех взаимосвязанных формах: как накопитель и преобразователь поступающих на поверхность земли загрязняющих веществ, как экран на пути их движения вглубь
151
за поступления в грунтовые воды и как вторичный источник загрязнения этих вод.
Поступление загрязняющих веществ из почвенного слоя и зоны аэрации в грунтовые воды может происходить в результате вымывания инфильтрующимися осадками или их растворения при подъеме уровня грунтовых вод.
8.	ВЗАИМОСВЯЗЬ КАЧЕСТВА
ПОДЗЕМНЫХ И ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД
Загрязненные речные воды ухудшают качество пресных подземных вод в речных долинах, особенно на участках водозаборных сооружений. Внедрение морских вод приводит к засолению прибрежных водоносных горизонтов. Таковы отрицательные моменты-влияния взаимосвязи поверхностных и подземных вод на качество-последних. Однако в целом ряде случаев поверхностные воды улучшают качество минерализованных подземных вод. Так, при эксплуатации подрусловых линз пресных подземных вод, окруженных, солеными подземными водами, происходит опреснение соленых вод. и увеличение площади пресных подземных вод за счет подтока, пресных речных вод.
В свою очередь загрязненные подземные воды влияют на качество речных вод (см. главу 3). Вследствие загрязнения подземных вод формируется их антропогенный ионный сток, разгружающийся в поверхностные водоемы и водотоки и влияющий на всю поверхностную гидросферу, особенно на речные воды и морские воды шельфовой зоны.
8.1.	ВЛИЯНИЕ ПОДТОКА НЕКОНДИЦИОННЫХ ВОД
ИА КАЧЕСТВО ПОДЗЕМНЫХ ВОД
НА ВОДОЗАБОРНЫХ СООРУЖЕНИЯХ
Рассмотрим водозабор, эксплуатирующий подземные воды,, в речной долине. Водоносный горизонт гидравлически связан с рекой, русло реки прорезает водоносный горизонт на всю его мощность, т. е. связь реки и водоносного горизонта совершенная. Водозабор двух типов: одиночная скважина (или группа компактно расположенных на площади скважин) и линейный ряд скважин, параллельный руслу реки. Скважины оборудованы на всю мощность водоносного горизонта.
Условия подтягивания загрязненных вод к водозабору зависят от наличия или отсутствия естественного потока подземных вод, о чем уже упоминалось в главе 4. Это в полной мере относится и к водозабору, отбирающему подземные воды в речной долине. Подток некондиционных речных вод к водозабору и особенности изменения качества отбираемой воды рассматриваются для условий бассейна (естественный поток подземных вод отсутствует и скорость фильтрации уе равна нулю) и условий потока (имеется естественный ПОТОК подземных ВОД И Уе¥=0)-
8.1.1.	ОДИНОЧНЫЙ ВОДОЗАБОР
Скважина (или компактная группа скважин) расположена на оси х на расстоянии d от реки; ось у совпадает с берегом реки. Дебит водозабора равен Q, мощность водоносного горизонта т.
153
Вода в реке некондиционная, т. е. непригодная для питья, содержание загрязняющего вещества (или минерализация речной воды) составляет а. Подземные воды пресные, концентрация вещества в воде (или минерализация воды) равна Со. В прибрежной зоне подземная вода может быть такого же качества, как речная (с^) нли как пресная (со) вода.
Условия бассейна. Рассмотрим вначале условия бассейна, т. е. когда се = 0.
Линии тока, по которым происходит движение частиц жидкости, начинаются с берега реки и заканчиваются на скважине. Ось
Рис. 19. Схема одиночного водозабора у реки в условиях бассейна.
х представляет собой главную линию тока. Структура линий тока показана на рнс. 19. Геометрически линии тока в условиях бассейна— окружности, центры которых лежат на оси у; главная линия тока (ось х) —окружность бесконечно большого радиуса. Подтягивание некондиционных вод к водозабору быстрее всего произойдет по оси х—главной линии тока — через время Т после начала его работы:
Т = [nnmd2/(3Q)] [2 -I- (xjdf — 3xjd],
(8.1)
где п— пористость водоносных пород; — начальное положение гранипы некондиционных вод в пласте, эта граница располагается между водозабором и рекой (рнс. 19). Если граница некондиционных вод совпадает с берегом реки и требуется рассчитать время их движения непосредственно от реки, то, положив Xi = 0, получим
То = 2jmmd2/(3Q).	(8.2)
Время подтягивания к водозабору других частиц жидкости с границы некондиционных вод, не лежащих на оси х и характе-
154
ризующихся координатами Xi, у, может быть рассчитано по формуле
(8.3)-
Если граница некондиционных вод совпадает с берегом реки (xi=0), то расчет времени движения к водозабору от берега реки частиц жидкости с ординатами у производится по формуле
X 1
d8 —I/2
V'+(W)*
(8.4)
Половина дебита водозабора формируется за счет притока вод с участка реки АВ, ширина которого составляет 2d. Подставив в формулу (8.4) значение y=d, найдем время движения частицы жидкости от границ этого участка:
td — 2nnmd2/Q.	(8.5}
После поступления к водозабору первых порций загрязненных вод через время, которое можно определить по формуле (8.1) или (8.2), начнется их смешение в скважине с пресными подземными водами. Качество отбираемой воды будет изменяться в зависимости от расхода загрязненных вод, поступающих к водозабору со стороны реки, а этот расход будет возрастать с увеличением ширины фронта подступающих загрязненных вод.
Концентрация вещества в отбираемой из скважины воде в зависимости от ширины фронта поступающих к водозабору загрязненных вод определяется по формуле
с = с„ + [(с, — г„)/я] arctg [2ydf(d" — у2 — 4)].	(8.6)
Ордината у характеризует ширину фронта поступления загрязненных вод. Задавая возрастающие во времени значения у, можно получить концентрации, соответствующие этим значениям у. Если граница загрязненных вод совпадает с берегом реки, то
с = с0 + [(с, — Со)/л] arctg [2yd/(d? — г/2)] •	(8.7)
155
Подставляя y=d в формулу (8.7), находим, что если участок АВ составляет ширину фронта поступления загрязненных вод, концентрация вещества с& в отбираемой воде (или ее минерализация) будет равна 0,5(ci+со).
Прогноз изменения качества воды на водозаборе осуществляется следующим образом: по формулам (8.6) или (8.7) определяется концентрация вещества в отбираемой воде для нескольких
заданных значений у границы загрязненных вод, а по формулам (8.3) или (8.4) находится время, когда частицы с заданными значениями у достигнут водозабора.
Изменение качества воды на водозаборе начинается с момента времени Т поступления к нему первых порций некондиционных вод. До этого в скважину поступала только пресная вода. При t>T начинает возрастать концентрация вещества в отбираемой воде, при она станет равной O,5(c1-f-co). Максимальная концентрация наступит при t=oo, что соответствует y=oo-t она будет равна С£.
Рис. 20. Зависимость t = f (с, х) для одиночного водозабора у реки в условиях бассейна.
У кривых — значения Xi^xjd.
Итак, смешение пресных и некондиционных вод в скважине имеет место при Т < t < со, концентрация вещества в отбираемой воде изменяется от Сс до Сц.
Подставляя в формулу (8.3) вместо выражения (№— у2 — -—x2)/(2yd) его значение из формулы (8.6), получаем зависимость, позволяющую непосредственно подсчитать, через какое время t концентрация вещества в отбираемой из скважины воде достигнет какого-либо определенного значения, например предельно допустимой концентрации:
/ = р ----------------1 яс — arcsin	sin jrc^jctg (лё)} coffee2 (лё),
(8.8) где с = (с— с0)1 (Ci — со), со <С с	clt 0 Xi < d.
Зависимость (8.8) позволяет также оценить, каким должен быть дебит водозабора, чтобы в течение времени t после поступле
156
ния первых порций загрязненных вод концентрация вещества в воде не превысила допустимую норму. Задавая в формуле (8.8) определенные значения концентрации с находим соответствующие нм значения t.
Расчеты t упрощаются при использовании графика (рис. 20), построенного на основе формулы (8.8). На графике представлены кривые, характеризующие изменение концентрации вещества вводе во времени при разном положении границы некондиционных вод. По оси ординат откладывается относительное время t=tlx, где x=nmndz/Q, а по оси абсцисс — относительная концентрация с = == (с — Co)/(ci — Со), которая изменяется от 0 до 1 в соответствии с изменением с от со до с±. Параметром кривых является отношение xi/d. Значения t рассчитывались по формуле (8.8).
Из рис. 20 видно, что наибольший рост минерализации имеет место в начальный период смешения в скважине загрязненных и чистых вод. По мере удаления границы загрязненных вод от реки и приближения ее к водозабору ускоряется подтягивание к нему этих вод. Различие в концентрациях, обусловленное разным удалением скважины от границы загрязненных вод, особенно заметно в начальный период смешения.
Для определения искомого времени ti наступления концентрации Ci с помощью графика па рис. 20 поступают следующим образом. Для заданного значения Ci рассчитывают значение ci. Находят точку пересечения ординаты ci с соответствующей кривой xi/d. Из этой точки проводят горизонтальную прямую до пересечения с осью t и в точке пересечения находят значение ti. По полученному значению ti и известному значению т рассчитывают время ti.
Сравним время подтягивания загрязненных вод к скважине у реки и к скважине в удалении от реки (в не ограниченном по площади водоносном горизонте). Время для первого случая обозначим через Гр, оно определяется по формуле (8.1); для второго случая — через Гн, оно определяется по формуле
7’н == nnmX\lQ.	(8.9)
При расчете времени подтягивания к скважине у реки по формуле (8.1) принимаем x<Z d, если подтягивание происходит со стороны реки, и х > d, если с противоположной стороны. Сравнение значений Гр и показало: Гр/Гц < 1 при x<Zd и TvITa> 1 при х > d.
В частности, при движении подземных вод от контура реки до скважины и с отметки d до скважины в неограниченном пласте Гр/Гн=0,66; при движении подземных вод к скважине у реки на такое же расстояние d, но с противоположной стороны (с отметки x=2d) Гр/Гц 1,33. Таким образом, наличие контура постоянного напора, каким является, в частности, река, обусловливает неравномерное распределение скоростей в фильтрационном потоке подземных вод. С приближением к скважине влияние реки ослабевает
157
и распределение скоростей приближается к равномерному, как в условиях неограниченного пласта. Вокруг скважины в радиусе примерно 0,4rf движение подземных вод происходит почти так же, как в неограниченном пласте; линии тока близки к радиальным прямым. В пределах этой площади время движения частиц жидкости к водозабору у реки можно рассчитать по формуле (8.9) для неограниченного пласта. Средняя погрешность расчетов при этом не превысит 6—8 %.
Условия потока. Рассмотрим два случая: поток подземных вод направлен к реке (река дренирует подземные воды) и поток направлен от реки (река питает подземные воды).
Рис. 21. Схема одиночного водозабора в условиях направленного к реке потока подземных вод.
а — водораздельная точка не достигает контура реки; б— водораздельная точка заходит за контур реки.
Поток направлен к реке. В этих условиях образуется область питания водозабора, ограниченная вниз по потоку и с боковых сторон и неограниченно простирающаяся вверх по потоку (рис. 21). Область питания отделяется от остальной части водоносного горизонта водораздельной, или нейтральной, линией тока MAN. Водораздельная точка А на оси х определяет длину области питания вниз по потоку. Внутри области питания все линии тока заканчиваются на скважине; за пределами области питания линии тока минуют скважину и заканчиваются па контуре реки. Расход водозабора обеспечивается потоком подземных вод внутри его области питания. За пределами области питания подземные воды разгружаются в реку. Положение водораздельной точки между скважиной и рекой определяется по формуле
ха — V^2 — Q dl(?ifnv6),	(8.10)
где ve=kie — скорость фильтрации подземных вод в естественных 158
условиях; Л —коэффициент фильтрации водоносных пород; ге — уклон естественного потока подземных вод.
Положение водораздельной точки не остается постоянным: при увеличении дебита Q она смещается в сторону реки, а при его уменьшении в сторону скважины. Подробно структура фильтрационного потока к водозабору у реки рассмотрена в работе [351. Пока водораздельная точка не достигнет реки (рис. 21 а), подтока речных вод к водозабору не произойдет.
Критериями различного положения водораздельной точки А на оси х являются:
точка А между скважиной и рекой (хА > 0)
Q/(jimved) < 1;
точка А на контуре реки (хА = 0)
Q/(jtrnved) = 1;
(8.12)
точка А зашла за контур реки (хА < 0)
Q/(nmved) > 1,
где хА — координата точки А на оси х.
Из соотношения (8.12) можно оценить предельный дебит скважины, при котором еще не произойдет подтягивания речных вод к водозабору:
Qnp == nmved.
(8.14)
Подтягивание загрязненных подземных и речных вод к скважине возможно только в том случае, если эти воды будут захвачены областью питания. Если, например, примыкающая к реке и параллельная ей полоса загрязненных подземных вод имеет ширину Xi, то подтягивание загрязненных вод к водозабору возможно только при хА<хь И наоборот, при хА Xi подтягивания вообще не произойдет. Время подтягивания к водозабору залегающих между ним и рекой загрязненных подземных вод, когда они захватываются областью питания, определяется по формуле

Ue
Xi — d -j-
^~ХА . (Xl^XA)(d~xA) ] 2хл (xi'~xA}(d+xA) J’
(8.15)
где xA вычисляется по формуле (8.10); Xi — начальное положение в пласте границы загрязненных вод.
Когда водораздельная точка А перейдет за контур реки, начнется подтягивание речных вод. Область питания водозабора в этом случае имеет сложную форму и состоит из двух частей: одна часть, ограниченная линией MQN, обеспечивает приток вод из реки; другая часть, ограниченная линией BQC, обеспечивает приток подземных вод с противоположной стороны (рис. 21 б).
159
Первые порции загрязненных вод поступят к скважине от их начальной границы xi через время t:
где
хА — 1 Qd/(nmve) — d2.
Подкоренное выражение всегда положительно, так как зависимость (8.16) получена для условия Q/(nmve) > d. Если граница загрязненных вод совпадает с контуром реки (xi = 0), то
t = -?L(----arctg -J--------1Y	(8.17)
v‘ |ив,гл xA )
Сравним значения времени подтягивания загрязненных вод к скважине, рассчитанные по формулам (8.17), (8.2) и (8.9), т. е. соответственно для скважины у реки и направленного к реке потока, скважины у реки в условиях бассейна, скважины в не ограниченном по площади водоносном горизонте в условиях бассейна. Исходные данные для расчета: Q = 1000 м8/сут, т = 20 м, п=0,2, d=200 м, г, = 0,05, 0,01 и 0,005 м/сут. Значения 7Р и Гы для этих условий соответственно равны 502 и 334 сут. Время подтягивания загрязненных вод со стороны реки к скважине, когда поток направлен к реке, подсчитанное по формуле (8.17) для указанных значений ис, составляет 694, 385 и 351 сут. Как видно, это время больше времени подтягивания загрязненных вод к скважине у реки в условиях бассейна, но с уменьшением ve это различие стирается и при ve 0,005 м/сут они практически совпадают. По сравнению со временем подтягивания загрязненных вод к скважине в не ограниченном по площади водоносном горизонте это время больше при Ve 0,05 м/сут и меньше при ve 0,01 м/сут.
После начала поступления к скважине первых порций речных вод начнется изменение минерализации отбираемой воды или концентрации в ней отдельных компонентов. Рост концентрации веществ в отбираемой воде будет пропорционален расходу речных вод в дебите скважины, а он в свою очередь будет зависеть от ширины фронта поступления речных вод к скважине. Расход речных вод равен:
QP = (2Q/ji) arctg (jfo/d) — 2тад0,	(8.18)
где Q — дебит водозабора; уо—'Половина ширины фронта поступления речных вод:
у о = V Qd/(nmve) — d2.	(8.19)
Изменение качества отбираемой воды в зависимости от ширины фронта у о поступления речных вод может быть оценено по формуле
с = с0 +	arctg(с. -с0),	(8.20)
160
где со и ci—-минерализация (концентрация) соответственно подземных и речных вод.
С учетом (8.19) выражение (8.20) может быть записано в виде
c^Co + .2.fe_-c») arctg#,,— 2(\~-о)' (^t) , (8.21)
или в безразмерной форме
с = (с — со)/(с, — с0) = (2/гт) arctg #о — 2#о/[я (#о 4- 1)],	(8.22)
где yo = yold\ с—относительная концентрация.
Значение с (или с) при изменении у о (или у о) от 0 до оо возрастает ОТ Со (ИЛИ 0) ДО Ci (или 1).
Интересно сопоставить изменение качества воды в скважине при поступлении к ней речных вод в условиях бассейна и потока подземных вод, направленного к реке. Для первого случая (бассейн) изменение минерализации отбираемой воды в зависимости от ширины фронта поступления речных вод определяется по формуле (8.7), которую для удобства расчета можно представить в безразмерной форме:
с = (с — с„)/(с, — с„) = (1/л) arctg [2#/(1 — у1)],	(8.23)
где y=y/d.
В условиях бассейна ухудшение качества отбираемых подземных вод вследствие поступления речных вод должно быть более быстрым и большим, чем в условиях потока, так как в последнем случае движение речных вод к скважине будет происходить против течения подземных вод. Результаты расчетов с для условий потока (сп) по формуле (8.22) и бассейна (се) по формуле (8.23) представлены в табл. 19.
Таблица 19
Изменение значений с в скважине у реки в условиях потока к реке (сп) и бассейна (со) в зависимости от Уо (у)
Уо,у.	0,1	0,2	0,5
сп.........	0.01	0,03	0,04
сс......... 0,087	0,126	0,296
0,7	1	2	5	10	50
0,09	0.18	0,45	0,75	0,88	0,98
0,39	0.5	0,71	0,88	0,94	0,99
Из данных таблицы следует, что при одной и той же ширине фронта поступления речных вод минерализация воды в скважине в условиях бассейна всегда больше, чем в условиях потока. Это различие особенно велико в начальный период, когда ширина фронта поступления речных вод у < I. С увеличением у это различие уменьшается, а при у > 10 минерализация отбираемой воды в том и другом случае практически совпадает.
Определенному дебиту скважины (имеется в виду дебит, при котором водораздельная точка А заходит за контур реки, т. е. отвечающий условию Q~>itmved) соответствует своя ширина фронта
И Заказ № 238
161
поступления речных вод, определяемая выражением (8.19), которой в свою очередь соответствует некий расход речных вод в дебите скважины. Поэтому каждому дебиту скважины будет отвечать своя предельная минерализация отбираемых подземных вод, формирующаяся в результате смешения соответствующих расходов речных и подземных вод, рассчитываемая по формулам (8.21) или (8.22).
Таким образом, при работе скважины с некоторым постоянным дебитом минерализация воды в скважине будет постепенно расти, пока не достигнет максимального значения, отвечающего эквива-
Рис. 22. Схема одиночного водозабора в условиях потока подземных вод, направленного от реки.
лентному (для данного дебита скважины) расходу речных вод, поступающих в скважину.
Аналогичная картина будет при поступлении загрязненных вод к скважине вместе с потоком подземных вод со стороны бортов долины, тогда как со стороны реки поступают чистые речные воды.
Поток направлен от реки. Этот случай имеет место, когда река питает подземные воды. Он характерен для так называемых подрусловых линз пресных вод, образующихся за счет фильтрации пресных поверхностных вод в соленые подземные воды.
Так же как в случае потока подземных вод, направленного к реке, здесь формируется область питания водозабора, ограниченная нейтральной линией тока MAN с водораздельной точкой А на оси х вниз по потоку. Вверх по потоку область питания ограничена контуром рскн в отличие от рассмотренной выше схемы с потоком, направленным к реке, где область питания простирается неограниченно вверх по потоку.
Структура течения подземных вод для рассматриваемых условий потока, направленного от реки, представлена на рис. 22. Положение водораздельной точки А на оси х вниз по потоку от скважины характеризуется зависимостью
Хд = 'x/d2 + Qrf/(nmve).
(8.24)
162
Внутри области питания все линии тока заканчиваются на скважине. Линии тока, проходящие за пределами области питания, как бы обтекают ее, в скважину не попадают и продолжаются вниз по потоку подземных вод. Вблизи области питания линии тока деформированы влиянием водозабора; с удалением от области питания в боковые стороны от нее деформация линий тока ослабевает и по форме своей они приближаются к параллельным прямым линиям естественного плоскопараллельного потока подземных вод.
Ординату точки М (или N) на контуре реки приближенно можно найти по формуле
Ум (,v> = ±-jQdKnmV').	(8.25)
Ширина области питания на линии реки равна 2ум-
Подтягивание загрязненных вод к скважине возможно только в том случае, если начальная граница этих вод захватывается областью питания, т. е. если %i <Z xA-
Расчет времени продвижения к скважине загрязненных вод со стороны реки от начального положения xj (рис. 22) производится по формуле
п Г	ха — & , (ха + Ф (хА — х.) I
f Ь — х,----------------In ) л . •-(- ,	(8.26)
”< L	Чч (*Л~ d)(xA+ *.) J
где хА определяется по формуле (8.24). Выражение в зависимости (8.26), стоящее под знаком логарифма, всегда положительно, так как хА > d и хА > Xi. Выражение (8.26) при ve~>0 переходит в формулу (8.1) для скважины у реки в условиях бассейна.
Если движение загрязненных вод происходит непосредственно от берега реки (xi = 0), то
t =
2х.
(8.27)
В табл. 20 приводится для сравнения время подтягивания реч-
Таблица 20
Время продвижения речных вод к скважине в условиях потока (от реки) и бассейна
Q м8/сут....	1000		2000		5000	
d м		200	500	200	500	200	500
сут		319	1688	160	963	65	401
сут . .	335	2092	167	1046	67	418
ных вод к скважине в условиях потока подсчитанное по формуле (8.27), и время в условиях бассейна (А->) — по формуле (8.2). Исходные данные для расчета: ое=0,01 м/сут, яг=20 м, п = 0,2.
Время подтягивания речных вод к скважине в условиях бассейна больше, чем в условиях потока; эта разница возрастает с увеличением d и vc; она больше сказывается при уменьшении расхода скважины. При d 200 м и Q^I,5-f2 тыс. м3/сут
11*	163
естественный поток в меньшей степени влияет на время подтягивания речных вод к водозабору, и для 0,03-4-0,02 м/сут приближенную оценку можно производить, как в условиях бассейна.
Время подтягивания к скважине у реки загрязненных вод с противоположной стороны (со стороны коренных склонов речной долины) равно:
t = Л-! 1П	+*.) _	, Л (8 28)
| 2хл (хА X,) (хл Ц- d)	J *
где л-i — начальное положение границы загрязненных или природных некондиционных вод (х± <ZxA).
При поступлении загрязненных вод со стороны реки и вследствие того, что естественный поток подземных вод движется от реки, загрязненные воды постепенно будут заполнять область питания водозабора и вытеснять к скважине находящиеся в ней чистые подземные воды. Минерализация отбираемой воды будет возрастать, пока пе достигнет минерализации речных вод.
В случае поступления загрязненных или природных некондиционных подземных вод со стороны бортов речной долины (предполагается, что начальная граница этих вод попадает в область питания водозабора, т. е. находится на отметках d <Z Xi < хА) и движения естественного потока подземных вод от реки минерализация отбираемой воды будет вначале возрастать, достигнет определенного максимума, а затем начнет убывать и вода будет само-опресняться до минерализации чистых подземных вод. Подробнее этот вопрос рассмотрен ниже.
8Л.2. ЛИНЕЙНЫЙ РЯД СКВАЖИН
Централизованные крупные водозаборы подземных вод в речных долинах обычно сооружаются в виде линейных рядов скважин, параллельных реке. Ниже будут рассмотрены особенности движения загрязненных вод к таким водозаборным сооружениям в условиях бассейна и потока и стационарного режима фильтрации, как и для рассмотренного выше одиночного водозабора. Но в отличие от одиночного водозабора каждая скважина ряда взаимодействует с соседними скважинами, поэтому линейный ряд скважин представляет собой систему взаимодействующих скважин.
Инфильтрационный линейный водозабор (ряд скважин) размещается близко от берега реки, на расстоянии от него обычно не более 150—200 м. Длина ряда в большинстве случаев значительно превышает его удаленность от реки н составляет 1—2 км и более. Линейный ряд скважин, длина которого во много раз больше расстояния до реки, приближенно можно рассматривать как ряд неограниченной длины (бесконечный ряд).
Условия бассейна. Рассмотрим неограниченный линейный ряд скважин, расположенный на расстоянии d от реки. Расстояние между скважинами в ряду равно о, дебит каждой скважины одинаков и равен Qo. Ось х совпадает с берегом реки, ось у проходит
161
через скважину ряда и является главной линией тока. Линейный ряд состоит из элементарных ячеек в виде полос шириной о, в центре полосы находится скважина. Структура течения подземных вод к ряду скважин определяется структурой потока внутри элементарной ячейки ряда (рис. 23). Все линии тока внутри каждой ячейки начинаются на контуре реки, которая является контуром постоянного напора, и заканчиваются на скважине. Быстрее всего движение частиц жидкости происходит по главной линии тока — оси у. Время движения загрязненных вод по главной линнн тока от их начальной границы yi до ряда равно:
]}• <8-29)
Если движение загрязненных вод происходит от реки (*/± 0), то
z=-oHdcth-—аг)- (8'30)
Рис. 23. Схема ячейки линейного ряда скважин у реки в условиях бассейна
Прн 2зтй/<7^2 и 2л^1/о^2 формулы (8.29) и (8.30) могут быть записаны соответственно в более простом виде:
1=(rf - - -к {’ - ех₽[2я -а^’ <8-31)
<8-32)
Wo \ ли /
Анализ зависимости (8.29) показал следующее. Движение подземных вод к линейному ряду со стороны реки происходит во много раз быстрее, чем с противоположной стороны (со стороны бортов речной долины). Время движения жидкости к линейному ряду существенно зависит от расстояния между скважинами в ряду и с увеличением его приближается ко времени движения к одиночной скважине у реки, дебит которой равен дебиту отдельной скважины ряда. Если фиксированная частица жидкости движется к линейному ряду со стороны реки (с отметок *ц<й), то время, за которое она подойдет к ряду, будет меньше аналогичного времени движения к одиночной скважине у реки. И наоборот, если движение частицы жидкости происходит с противоположной стороны (с отметок	то время движения к ряду будет
165
больше, чем к одиночной скважине, работающей с тем же дебитом, что и отдельная скважина ряда (рис. 24). Это объясняется существенными различиями структуры течения подземных вод к одиночной скважине и к линейному ряду и обусловленного этими особенностями распределения скоростей фильтрации. Так, в любой точке главной линии тока (ось у) при yi> d скорость в случае одиночной скважины больше, чем в случае линейного ряда; в то же время прн yi < d скорость течения к одиночной скважине
Рис. 24. Сравнение времени движения частицы жидкости по главной линии тока к одиночному водозабору (1) и к линейному ряду (2) в зависимости от начального положения частицы и расстояния о между скважинами в ряду.
Исходные данные: <у=40 м2/сут, d—150 м» п—0,2. о=100, 200 и 300 м.
меньше, чем к линейному ряду (рис. 25). Формула, по которой рассчитывалась скорость в различных точках оси у, имеет вид
______________sh (2ndIо)____	«о qnv у то | ch (2пу/о)—ch (2лс?/о) | *	\ • /
Такое распределение скоростей приводит к тому, что практически весь приток подземных вод к линейному ряду происходит со стороны реки.
Качество воды в скважинах линейного ряда при поступлении к ним загрязненных или природных некондиционных вод будет меняться по-разному, в зависимости от того, с какой стороны движутся эти воды — со стороны реки или с противоположной стороны. Если движение происходит со стороны реки, то минерализация отбираемой из скважин воды будет непрерывно возрастать, пока не достигнет минерализации некондиционных вод. Другой характер изменения минерализации будет иметь место при движении этих вод с противоположной стороны, В этом случае минерализация воды в скважинах сначала будет возрастать, а затем, достигнув. некоторого максимального для данных условий значения
166
минерализации (но меньшего, чем ci), начнет убывать, пока не сравняется с минерализацией чистых подземных вод cq.
Условия потока. При работе линейного ряда скважин в естественном потоке подземных вод (ие^0) в каждой ячейке ряда обра-
Рис. 25. Сравнение скоростей движения подземных вод по главной линии тока к одиночному водозабору (/) н к линейному ряду (2) у реки в условиях бассейна.
Исходные данные см. на рис. 23
зуется область питания, ограниченная вниз по потоку водораздельной точкой А, лежащей на оси у (рис. 26). Положение точки на осн у:
Рис. 26. Схема ячейки линейного ряда в условиях потока подземных вод от реки (а) и к реке (б).
естественный поток от реки (рис. 26 а)
W = ^arch(^rshJ^-+chJ^-)-'	(8-34)
естественный поток к реке (рис. 26 б)
^ = ^arch(ch^-^-sh^).	(8.35)
167
Зависимости (8.34) и (8.35) могут быть упрощены путем представления гиперболических косинусов натуральными логарифмами. Тогда вместо зависимости (8.34) будем иметь
У а — d -f- [о/(2л)] In [Q0/(mcve) + 1 ]	(8.36)
и вместо зависимости (8.35)
У а = d 4- [о/(2 л)] In [1 — Q/(move)]-	(8.37)
Так как водораздельная точка А образуется при Qo С move, то аргумент arch в формуле (8.35) и выражение, стоящее под знаком логарифма в зависимости (8.37), всегда положительны.
Когда поток направлен к реке, между ней и рядом скважин образуется водораздельная точка, так же как в рассмотренном выше случае одиночного водозабора. С увеличением водоотбора (с ростом Qo) она будет приближаться к реке. Водораздельная точка А расположена между рекой и рядом, если
< 1 или	1 при d>o; (8.38)
расположена на контуре реки, если
---Qr°S?w^''r—гг=1 или QJtmovJ = 1;	(8.39)
mave [ch (2juZ/o) — 1]	е/ ,	\ j
заходит за контур реки, если
Qo sh (2ш//о) move [ch (2?tfZ/o) — 1]
1 ИЛИ Qo/(mOUe)
(8.40)
Поступление речных вод к линейному ряду начнется при выполнении условия (8.40). Предельный дебит скважин ряда, при котором еще не произойдет подтягивания речных вод, может быть определен из формулы (8.39):
л _ /жюе [ch (2го//а) — 1]	,fi ...
” sh (2rtrf/o)	1 Л11
или
Qo (пр) = mov& при 2яй?/а > 2.
(8.42)
Время поступления первых порций речных вод к линейному ряду, когда естественный поток подземных вод направлен от реки, равно:
< = —[rf------Л- ~ ch—hn I a~!t	I], (8.43)
oe |_	2na \	g / | a—I + a th зш/о IJ
где a = [Qo/(mooe) ] sh (2nd/u) + ch (2nd/o).
Время t может быть рассчитано и другим способом: расстояние по оси у между рядом и рекой разбивается на несколько равных отрезков; определяется скорость для средней точки каждого отрезка и находится время прохождения каждого отрезка; общее
168
время находится суммированием значений времени прохождения отдельных отрезков пути. Скорость в точках оси у вычисляется по формуле
О = _2»__________Sh (2nrf/o)_____, р.	/844)
у топ ch (2nd/o) — ch (2яу/о) ’ п	\  )
Если требуется рассчитать время поступления речных вод к ряду, когда поток подземных вод направлен к реке, то поступают аналогичным образом, но только в формуле (8.44) второй член вычитается.
8.2.	ОПРЕСНЕНИЕ МИНЕРАЛИЗОВАННЫХ ПОДЗЕМНЫХ ВОД ПОД ВЛИЯНИЕМ ПОДТОКА РЕЧНЫХ ВОД
При работе водозабора подземных вод у реки в условиях подтягивания к нему некондиционных вод могут быть три основных случая изменения минерализации (концентрации) отбираемой воды [35]: первый — минерализация возрастает до минерализацни некондиционных вод Ci (полное засоление); второй — минерализация достигает какого-то максимума, меньшего минерализации некондиционных вод. и остается на этом уровне (частичное засоление); третий — минерализация достигает максимума, меньшего минерализации некондиционных вод, а затем убывает до минерализации пресных подземных вод, т. е. в процессе эксплуатации происходит как бы самоопреснение первоначально засолившихся подземных вод. Полное засоление водозабора имеет место при подтягивании к нему некондиционных вод со стороны реки в условиях бассейна, или в условиях потока от реки, или при движении некондиционных вод со стороны бортов долины в условиях потока, направленного к реке, но когда водораздельная точка А еще не достигла контура реки. Частичное засоление происходит при подтягивании некондиционных вод из реки в условиях потока к реке нли при подтягивании этих вод со стороны бортов долины в условиях потока к реке, но когда некондиционные воды заполняют не всю ширину области питания водозабора, а только ее часть. Самоопреснение (или убывающее засоление) отбираемых подземных вод у реки имеет место при подтягивании некондиционных вод со стороны бортов долины в условиях бассейна или потока от реки. Этот характерный процесс изменения минерализации подземных вод обусловлен их взаимосвязью с поверхностными водами и имеет важное значение при эксплуатации подрусловых линз пресных подземных вод, которые формируются за счет инфильтрации пресных поверхностных вод из рек и каналов и с одной стороны контактируют с этими водами, а с противоположной стороны — с солеными подземными водами.
Отметим, что самоопреснение подземных вод происходит также в не ограниченном по площади водоносном горизонте в условиях противоположно направленных естественного потока подземных вод и потока некондиционных вод к водозабору.
169
. На примере скважины у реки в условиях бассейна рассмотрим механизм самоопреснения. Пусть скважина работает в примыкающей к реке полосе пресных подземных вод (рис. 27) шириной Xi. Вода в реке пресная, минерализация пресных подземных и речных вод Со.
С противоположной стороны пресные подземные воды контактируют с солеными подземными водами с минерализацией Ci. Если
сравнить поступление соленых вод к скважине от реки и с противоположной стороны, то оно будет существенно различаться. В первом случае соленые воды движутся к скважине от всей границы, во втором — только от ограниченного ее участка — отрезка РР\. Это обусловлено геометрией линий тока течения подземных вод к скважине у реки и вследствие этого своеобразным движением соленых вод. к скважине. Линии тока — окружности, все они начинаются на контуре реки и заканчиваются на скважине. В рассматриваемой схеме работы скважины в полосе пресных подземных вод линии тока можно разбить на две группы: I — линии тока, которые полностью проходят в полосе пресных подземных вод, не пересекая их границы с солеными водами; II — линии тока, которые пересекают границу соленых вод. Эти две группы линий тока
Рис. 27. Схема течения подземных вод к одиночному водозабору у реки в условиях бассейна, поясняющая механизм самоопреснения отбираемой воды.
разделяются линиями тока BPQ и B\P\Q, касающимися границы соленых вод в точках Р и Pi, но не пересекающими се. По любой липин тока группы I движутся только частицы пресной воды. Линии тока группы II сначала проходят в области пресных подземных вод, затем после пересечения границы раздела пресных и соленых вод (точки С и D, Ci и Di) входят в область соленых подземных вод, а после вторичного пересечения границы раздела (точки С' и D', С\ и D'J возвращаются в область пресных подземных вод. Поэтому движение частиц жидкости по линиям тока группы II происходит следующим образом: движущиеся по линии тока частицы пресной воды, пересекая границу раздела в точках.
170
С, D , С\, D\ вытесняют частицы соленой воды, которые в свою очередь, пересекая границу раздела (в точках С', D', С', D') вытесняют к сважине частицы пресных вод. После отжатия по линии тока к скважине всех находящихся на ней частиц соленых вод по линии тока будут двигаться только частицы пресной воды. И так по каждой линии тока группы II.
В пределах отрезка PPi границы раздела движение частиц жидкости происходит из области соленых вод в область пресных подземных вод; за пределами отрезка PPi-—из области пресных вод в область соленых вод и соленые воды здесь вытесняются фильтрующимися из реки пресными водами; иначе говоря, река является как бы «опреснителем». Другое важное обстоятельство заключается в том, что вся жидкость от границы раздела поступает к водозабору только через участок PPi. Сначала в скважину поступают частицы соленой воды по кратчайшему расстоянию от скважины до границы раздела — по оси х. Затем к скважине подойдут частицы соленой воды по другим линиям тока. Фронт поступления в скважину соленой воды будет расширяться, пока не достигнет крайних точек Р и Pi. Затем в скважину через участок PPi наряду с соленой начнет прибывать пресная вода; расход соленой воды будет постепенно уменьшаться, а пресной — увеличиваться. В итоге в скважину будет поступать только пресная вода.
Изменение минерализации отбираемой воды определяется количеством соленой воды, поступающей в скважину. Максимальная минерализация наступит в тот момент, когда частицы соленой воды из точек Р и Pi достигнут скважины. Минерализация отбираемой воды начнет уменьшаться, и при i = со соленые воды полностью вытеснятся пресными, а минерализация воды станет равной Cq.
Ординаты точек Р и Рг.
Ур, р> i д/•	(8.45)
Отсюда находим ширину L участка РР\ (участка «засоления»):
L = 2 д/х?-/,
(8.46)
которая, как видно, определяется только расстоянием от границы соленых вод до реки и от скважины до реки и не зависит от дебита водозабора.
Минерализация воды в скважине в зависимости от ширины фронта поступления некондиционных вод, определяемого ординатой у. равна
с — ci — [(п — со)/я] arctg [2yd/(d2 — у2 — xf)],	(8.47)
где угол <р = arctg [2ydj (d2— у2 — х2)] берется из второй четверти.
Ширина участка PPi, т. е. максимальная ширина фронта поступления соленых вод к водозабору, возрастает с уменьшением d,
171
т. е. с приближением скважины к реке и удалением ее от границы соленых вод; наоборот, ширина участка PPi уменьшается с увеличением d, т. е. с приближением скважины к границе соленых вод. Если значение л'з значительно превосходит d, т. е. если xiid 3, то ур р при этих условиях для участка PPi
£«2х,.	(8.48)
При подстановке в формулу (8.47) значения У—Ур pt получаем максимальную минерализацию воды:
Смаке = Cl — [(cj — с0)/л ] arctg (~djd2).	(8.49)
Следует отметить особенность формулы (8.47). В данной записи угол <р, выражаемый через arctg, характеризует угол поступления в скважину пресных подземных вод со стороны границы раздела, который изменяется в зависимости от угла (ширины фронта) поступления соленых вод. При у=0 соленые воды не поступают, угол <р будет максимальным и равным л; с увеличением у увеличивается угол поступления соленых вод и соответственно уменьшается угол <р поступления пресных вод. При у = у р р угол поступления соленых вод достигает максимального значения, а угол <р поступления пресных вод—минимального. С дальнейшим ростом у, т. е. при у > ур р , уменьшается угол поступления соленых вод и возрастает угол <р поступления пресных вод, который при у = оо достигает л.
С учетом этого значение с в зависимости от у изменяется следующим образом: при z/=0 с = со; с возрастанием у минерализация воды на водозаборе возрастает и при у — урр достигает максимума, определяемого формулой (8.49); с ростом у свыше ур Pi минерализация убывает и при у = со становится равной со. Для расчета минерализации формулу (8.47) удобно записать в безразмерном виде
С = (С1 —с)/(с| — c0) = (l/n)arctg[2y/(ll — ~у2 — *?)],	(8.50>
где //— xi=Xild.
Здесь увеличению с соответствует уменьшение относительной минерализации с. Как уже говорилось, в формуле (8.47) изменение минерализации воды характеризуется изменением угла ср поступления пресных вод вследствие изменения ширины фронта соленых вод. Зависимость (8.47) может быть несколько видоизменена таким образом, чтобы связать изменение с непосредственно с углом (шириной фронта) поступления соленых вод:
С = (с — СО)/(С1 — Со) = 1 — (1/я) arctg [ 2t//(l — у2 — х?)] (8.51) илн
С ’ — (с — Co)/(ci — Со) = (1/л) arctg | 2^/(1 — у2 — х?) |.	(8.52)
172
В зависимости (8.51), так же как и в (8.50), угол <р, характеризуемый арктангенсом, находится во второй четверти. В формуле (8.52) аргумент арктангенса берется по абсолютному значению, а само значение арктангенса (угол <р') —из первой четверти. Угол <р' меняется от 0 при */ = 0 до максимального значения при у = УРР)> а при дальнейшем увеличении у {у>ур р ) убывает и становится равным нулю при у = со. В этом случае чем больше у в интервале 0 <С у ур , тем больше <р' и с'; увеличению с' соответствует возрастание с'.
В табл. 21 представлены результаты расчетов ё и ё' для лд = =500 м и </ = 318 м (#1 = 1,57; урр — \,21). Они иллюстрируют указанный характер изменения минерализации воды на водозаборе прн подтягивании соленых вод со стороны бортов долины и само-опресиение отбираемой воды; с рассчитывалось по формуле (8.50), ас' — по (8.51).
Таблица 21
Изменение минерализации воды на водозаборе, характеризуемое с и с' в зависимости от у
у .... Q	0,2	0,4	0,6	0,75	1	1,21*	2	5	7	10	оо
с . . I	0,91	0,85	0,81	0,8	0,78	0,77*	0,8	0,88	0,91	0,94	I
с' .	.0	0,08	0,14	0,18	0,2	0,21	0,22*	0,2	0,12	0,09	0,05	0
Примечание. Звездочкой помечены значения ур, и соответствующие им значения с и с'.
Время начала поступления некондиционных вод, т. е. время их движения по оси х от отметки лч до скважины, находится по формуле (8.1). Время движения частиц соленых вод от границы раздела по другим линиям тока определяется по формуле (8.3). При ее использовании надо соблюдать следующие условия: при у <С <С дЛд—значения обоих арксинусов берутся из второй чет-
верти; при у >	значение первого арксинуса берется из
второй четверти, а второго — из первой четверти.
Прогноз изменения минерализации во времени производят следующим образом. По формуле (8.3) находят время подхода к скважине частицы соленой воды, расположенной на отрезке PPi и имеющей ординату у. Затем по формуле (8.47) вычисляют минерализацию отбираемой воды, которая будет иметь место, когда скважины достигнут частицы соленой воды с ординатой у. Произведя подобные расчеты для других частиц отрезка PPi границы раздела, получают значения минерализации воды в разные моменты времени.
173
Прогноз изменения минерализации значительно облегчается прн использовании графиков (рис. 28 и 29).
На рис. 28 нанесены кривые t=f(y, яц) и кривая tp р> =
р #*)• Расчет кривых t выполнен по формуле (8.3) для
Рис. 28. Зависимость t=f(y, Xi) для одиночного водозабора у реки в условиях бассейна при подтягивании соленых вод со стороны бортов долины.
У кривых — значения xt.
<>< У Ур Р. Н указанных выше значений Si. Кривая tp проведена через точки t р для разных Si. На оси ординат откладывается относительное время t = t/i, где i = nnmd2/Q, по оси абс
Рнс. 29. Зависимость с = —f(.U, *1) Для одиночного водозабора у реки в условиях бассейна при подтягивании соленых вод со стороны бортов долины.
У кривых — значения xf.
цисс — значения у; параметром кривых является 5а. На оси ординат кривые t отсекают отрезки, численно равные Т — относительному времени движения соленой воды по кратчайшему расстоянию, т. е. по оси х.
174
На рис. 29 представлены кривые c=f{y, #i) и кривая ср р == = f(yp р > xi). Кривые с рассчитаны по формуле (8.50) в зависимости от у в интервале 0 < у ур р и для значений xi, равных 1, 5, 2, 3, 4, 5 и 7, являющихся параметрами кривых с. Каждая кривая С заканчивается максимальным значением относительной минерализации, соответствующим значению ур данного xi. Кривая ёр характеризует максимальные относительные минерализации в точках уР для разных xi.
По кривым Срр Htpjp можно определить максимальную минерализацию и время ее наступления. Кроме того, с помощью кривой с р р рассчитывают, на каком расстоянии от границы соленых вод следует расположить скважину, чтобы максимальная минерализация отбираемой воды не превысила заданное значение сд. Для ЭТОГО ДЛЯ ИЗВеСТНЫХ Сд, Ct Н Со ВЫЧИСЛЯЮТ Сд= (Cj— СЛ)/(С1 — Со). По кривой с р р> находят значение уд, соответствующее заданному значению сд. По известному расстоянию Xi и найденному значению уд находят расстояние d:
d = Xi/д/'yji 4~ 1,	(8.53)
и по нему определяют искомое расстояние I от границы соленых вод, на котором необходимо расположить водозабор: l=xi— d. Формула (8.53) вытекает из выражения (8.47).
Во многих случаях требуется определить время наступления на водозаборе заданной минерализации сд. Это может быть сделано иа основе расчетов по формулам (8.47) и (8.3). Наряду с этим может быть использовано выражение
t ~ (2trmmd2/Q) {1 — xt — etg (лё) [лс — arcsin (xj sin лс)]} cosec2 (лс),
(8.54)
где
xi = xjd, с— {Су — c)f {Ci — с0).
При расчете по формуле (8.54) следует иметь в виду:
1)	с изменением минерализации от Со до см8кс угол, определяемый арксинусом, берется из второй четверти:
л/2 < arcsin (xj sin лс) < л:
2)	при с = Смаке == Ср, Pi arcsin (xt sin it Срг p, = тс/2, где cpt pt = = (ci — Cp, p,)/(ci — cc);
3)	с изменением минерализации от Смаке до со угол, определяемый арксинусом, берется из первой четверти:
0 < arcsin (х, sin лс).
175
На основе расчетов по формуле (8.54) построена зависимость с) (рис. 30), где
t —	Xt = Xi/d; с — (c( — c)/(Cj — c0).
По оси абсцисс откладывается относительная минерализация ё*=(1—с), по осн ординат относительное время t. Параметром кривых является величина хх.
Из анализа расчетных зависимостей и графиков следует, что с приближением водозабора к границе соленых вод быстрее про-
Рис. 30. Зависимость l=f (хь ё) для одиночного водозабора у реки в условиях бассейна при подтягивании соленых вод со стороны бортов долины.
У кривых — значения jq; по оси абсцисс — значения с*.
исходит их подтягивание и растет абсолютное значение максимальной минерализации, но вместе с тем интенсивнее идет процесс опреснения. С удалением водозабора от границы соленых вод подтягивание их происходит за более длительный срок, уменьшается максимальная минерализация, но и медленнее идет самоопрес-нение.
Представляет интерес оценить, какими конкретными значениями характеризуется этот процесс в зависимости от удаления водозабора от границы соленых вод. Для этого рассмотрим три варианта расположения водозабора: в удалении от границы соленых вод (#1 = 5), в середине полосы пресных подземных вод (.т1=2) и вблизи границы соленых вод (#1=1,5). Для каждого из этих вариантов определены: относительное время Т начала подтягивания к водозабору соленых вод, максимальная ширина ур р фронта соленых вод, относительная^ максимальная минерализация воды с р р, относительное время tpp наступления максимальной мн-
176
нерализации и относительное время to, за которое минерализация отбираемой воды уменьшится до 75 % максимальной минерализации с р р. Для указанных вариантов расположения водозабора эти показатели равны:
для xt = 5
Т — 37,4; ур, pt = 4,9; Cptpt = 0,062; fPj Pl = 135,4;	^700;
для Xj = 2
7 = 1,33; #»,₽.= 1,73; FP>P1 = 0,168; 7Р.Р, = 6,51; 7^45; для Xi = 1,5
7 = 0,292; ypt Pl = l,12; сР>Р1 = 0,231; fPtP1=l,98; f0=I8.
В абсолютных значениях, например для Q=10 000 м3/сут, h = = 20 м, Xi—1000 м и п=0,1, будем иметь для Ж1 = 5 7=940 сут, ip р=3400 сут, fo = 17 55O сут («48 лет); для xi = 2 7 = 210 сут, tp р* =1020 сут, to«7000' сут («19 лет); для «1 = 1,5 7 = 80 сут, tp Р[ =565 сут, /о «5000 сут («13 лет).
Из приведенных расчетов видно, что в целом процесс опреснения протекает медленно и длительность его исчисляется годами.
Самоопреснение отражает происходящий автоматически при работе берегового водозабора процесс восполнения запасов пресных подземных вод в пласте за счет поверхностных вод, которые вторгаются в минерализованные подземные воды и отжимают их. В результате этого увеличивается площадь пресных подземных вод и происходит пополнение их запасов.
Аналогичный процесс самоопреснения отбираемой воды имеет место при работе линейного ряда скважин.
8.3. ИНТРУЗИЯ МОРСКИХ вод
Интрузия, или внедрение морских вод в горизонты пресных подземных вод, является важной гидрогеологической проблемой для многих стран мира, обладающих протяженной береговой линией с интенсивным развитием промышленности и сельского хозяйства в прибрежной зоне. Она рассматривается в работах многих зарубежных авторов. Подробный их обзор дан в работе [29].
Внедрение морских вод в пресные подземные воды наблюдается как в естественных условиях, так и в особенности при нарушенном режиме подземных вод. В первом случае интрузия морских вод в пласте происходит под влиянием различия плотностей пресных н соленых вод, приливных и штормовых явлений. Во втором случае основным фактором, обусловливающим внедрение морских вод в водоносные горизонты, является интенсивный отбор подземных вод, приводящий к снижению их уровня и захвату морских вод областью питания водозабора. Наряду с водоотбором интрузии
12 Заказ № 238
177
морских вод способствуют: вскрышные работы, эксплуатация месторождений твердых полезных ископаемых, осушение, эксплуатация нефтяных и газовых месторождений, т. е. все виды горных работ, приводящих к нарушению гидродинамического и механического равновесия взаимосвязанной системы водоносные горизонты — море.
Основными видами интрузии морских вод являются внедрение морских вод непосредственно в водоносный горизонт и нагон морских вод в реки и каналы и последующая фильтрация из рек и каналов в горизонт грунтовых вод. Кроме того, поступление морских вод в водоносный горизонт может происходить путем их перетекания через слабопроницаемые отложения, литологические «окна», проникновения по трещинам и разломам.
Интрузии подвержены прежде всего грунтовые воды и первые от поверхности напорные водоносные горизонты. Глубоко залегающие водоносные горизонты, как правило, ие подвергаются внедрению морских вод.
Интрузии морских вод благоприятствует: а) наличие рек и каналов, сообщающихся с морем и являющихся одним их основных путей проникновения морских вод в глубь суши; б) изрезанность береговой линии, наличие заливов, фиордов; в) непосредственная связь морских вод с водоносным горизонтом; г) небольшой расход пресных вод, разгружающихся в море; д) фильтрационная неоднородность водоносного горизонта и его слоистость; резкая неоднородность наряду с каналами и реками способствует проникновению морских вод далеко в глубь материка.
Нагон морских вод в реки и каналы происходит под влиянием ветров, штормов, приливов. Дальность нагона морских вод зависит от расхода и уклона потока речных вод, ширины и глубины русла реки, продолжительности и интенсивности ветров и приливов. Нагон морских вод в реки и каналы — явление периодическое в течение года.
Скорость продвижения по пласту вторгшихся морских вод изменяется от нескольких метров до сотен метров в год; средние значения скорости интрузии с учетом последних данных составляют 50—80 м/год. Продвижение соленых вод по пласту представляет собой не равномерный, а циклический процесс, при котором относительно короткие промежутки быстрого продвижения фронта соленых вод чередуются с замедлением темпа его перемещения, временной стабилизацией и даже частичным отступлением. На скорость перемещения соленых вод в значительной степени влияют такие климатические факторы, как засуха и атмосферные осадки; первые ускоряют процесс интрузии, вторые замедляют. Граница между пресными подземными и морскими водами не является резкой, она размыта и представляет собой область (переходную зону), в пределах которой происходит переход от минерализации соленых морских вод к минерализации пресных подземных вод.
Вследствие большой плотности морских вод они внедряются в водоносный горизонт пресных вод в виде «клина», вытянутого 178
по подошве пласта. Длина такого клина, сформировавшегося за-15—20 лет в ряде прибрежных районов США (Калифорния, Флорида), составляет 1—8 км.
На территории Апулии (Южная Италия), где имеет место интенсивный отбор подземных вод, морские воды проникают в пласт на расстояние до 50—60 км. В штате Орисса (Индия) в зависимости от объема водоотбора, рельефа местности, фильтрационных свойств водовмещающих пород дальность проникновения морских вод в пласт изменяется от 3 до 100 км. В штате Сонора (Мексика) на побережье Калифорнийского залива вследствие интенсивной эксплуатации подземных вод для целей орошения отмечается значительная интрузия морских вод; влияние морских вод фиксируется на удалении 20—30 км от берега моря, содержание хлоридов в подземных водах здесь составляет 400 мг/л при фоновом содержании 20 мг/л [29].
Формирование клина морских соленых вод в пласте пресных подземных вод можно схематизировать следующим образом в зависимости от учета или неучета различия плотности пресных и соленых вод.
В том и другом случае принимается, что поток пресных подземных вод разгружается в море на линии берега. Скорость фильтрации этого потока постоянна вдоль берега и равна ve. Если различие плотности не учитывается, то пресные и соленые воды представляют собой систему одинаковых по физическим свойствам «разноцветных» жидкостей. Разгружающиеся в море пресные подземные воды смешиваются по всей мощности пласта с солеными морскими водами. В результате смешения в прибрежной зоне образуются солоноватые воды, границы которых совпадают с линией выхода пласта в море, т. е. с берегом моря. С удалением от берега минерализация морских вод возрастает и становится равной первоначальной.
Таким образом, по минерализации морские воды можно представить как бы состоящими из двух частей: непосредственно к берегу примыкает ограниченный по ширине слой солоноватых вод с концентрацией c'j за ннм располагается безграничная по ширине область неразбавленных морских вод с концентрацией с± (рис. 31). При вторжении в пласт также образуется система таких двух жидкостей — слоя солоноватых вод (с\) и следующих за ним соленых вод (с3). В целом ряде случаев, особенно прн небольшом расходе разгружающихся подземных вод, опресняющим влиянием подземных вод можно пренебречь, и тогда к берегу моря будут примыкать соленые морские воды (с3). Внедрение и образование клина морских вод в пласте, если плотность их предполагается одинаковой с плотностью пресных подземных вод, происходит только в результате отбора последних. Поступление соленых вод к водозабору в этом случае возможно лишь тогда, когда водораздельная точка А области питания водозабора зайдет за линию берега моря. Эти условия были рассмотрены в п. 8.1.
12*
179
Предельный дебит водозабора, при котором не произойдет подтягивания морских вод, определяется по формуле (8.14) для одиночного водозабора и по формуле (8.41) для линейного ряда скважин.
Присутствие в пласте солоноватых и соленых вод, их подтягивание к водозабору и смешение с пресными подземными водами может быть в расчетах учтено предложенным нами способом прогноза изменения качества воды на водозаборе при наличии переходной зоны от пресных вод к соленым [34].
Рассмотрим формирование в пласте клина морских вод с учетом различия плотности их и пресных подземных вод. В соответ-
а) у	б) у
Рис. 31. Условия контактирования пресных подземных и морских вод в прибрежном районе без учета различия плотности (с) и с учетом их (б).
ствии с моделью гравитационной деформации границы раздела двух разновесомых жидкостей, по подошве пласта образуется клин более тяжелых морских вод. В этом случае в пласте будет происходить движение двух противоположно направленных потоков: поток соленых морских вод внутрь пласта и поток разгружающихся в море пресных подземных вод. Поскольку пресные воды более легкие, они будут течь в верхней части водоносного горизонта и разгружаться в море над солеными водами. Движению вод внутрь пласта будет препятствовать противоположно направленный поток пресных подземных вод. Очевидно, чем больше разница в плотности соленых и пресных вод и меньше скорость фильтрации (или уклон потока) подземных вод, тем больше длина клина соленых вод, вторгшихся в горизонт пресных подземных вод. И наоборот, чем меньше разница в плотности и больше скорость фильтрации разгружающихся в море пресных подземных вод, тем меньше длина клина соленых вод в пласте.
Длина L этого клина, отсчитываемая от береговой линии, в условиях гидродинамического равновесия пресных и соленых вод приближенно характеризуется зависимостью [29]
L = (у — 1) kmjVe	(8.55)
или с учетом того, что =
L = (у — 1) т/г’е,	(8.56)
180
где y=yi/yo — соотношение плотности соленых и пресных вод; k — коэффициент фильтрации; д — уклон потока пресных подземных вод в естественных условиях; т — мощность водоносного горизонта.
Таким образом, разница в плотности пресных и соленых вод в отличие от рассмотренного выше случая одинаковой плотности обусловливает образование клина соленых вод. в пласте в естественных условиях. При водоотборе расход разгружающихся в море пресных подземных вод. уменьшается, а следовательно, уменьшаются скорость фильтрации и уклон потока. Это приводит к нарушению гидродинамического равновесия между пресными и солеными водами, существовавшего до начала водоотбора. Соленые воды продвигаются в глубь пласта до положения нового равновесия, длина клина увеличивается по сравнению с первоначальной. Подставив в выражение (8.56) значение уклона потока I в условиях отбора подземных вод, найдем длину клина соленых вод при нарушенном режиме водоносного горизонта. Следует отметить, что в естественных условиях клин соленых вод представляет собой полосу соленых вод одинаковой ширины L вдоль всей береговой линии. При водоотборе его конфигурация изменяется, и на фоне равномерной по ширине полосы внедрившихся соленых вод формируются «языки» этих вод, вытянутые по направлению к водозаборным сооружениям.
Пусть пресные подземные воды отбираются одиночной скважиной или группой сконцентрированных на площади скважин. Водозабор располагается на оси х на расстоянии d от берега моря; ось у совпадает с линией берега.
Длину клина соленых вод. в нарушенных водоотбором условиях можно определить по формуле
L =------(Щ1)'Я ,-----,	(8.57)
I_____у______
е Zstkmd 1 у
где y = yld.
Знаменатель выражения (8.57) представляет собой градиент потока подземных вод в разных точках у в условиях, нарушенных отбором подземных вод. При у = 0 находим длину клина по осн х:
(у — 1) т
~Q/(2ztkmd)
(8.58)
С увеличением водоотбора водораздельная точка А области питания водозабора смещается в сторону моря и одновременно клин морских вод удлиняется в глубь пласта. Подтягивание морских вод к водозабору возможно, когда клин соленых вод будет захвачен областью питания водозабора, т. е. если ха< L или
-Jd1 — Qd/(nmve) <--------—1-^=-------г-.	(8.59)
181
И наоборот, при хА L подтягивания морских вод к водозабору не произойдет.
Из условия (8.59) может быть определен предельный дебит водозабора, при котором исключается подсасывание морских вод:
QnP = nvemd — л (у — I)2 mskl(ied).	(8.60)
Сравнивая выражения (8.60) и (8.14) для предельного дебита без учета различия плотности, видим, что первый дебит меньше второго на поправку, учитывающую различие плотности. Когда плотности равны, выражение (8.60) переходит в (8.14). Эта поправка зависит не только от различия плотности, но и от мощности водоносного горизонта т и уклона естественного потока i&.
Анализ показал, что при т 30 -4- 40 м, у ж 1,03 (плотность морской воды не превышает 1,03 г/см3) и 1е^ 0,002 эта поправка мала (не более 5—7 % значения первого члена) и ею можно пренебречь, а предельный дебит оценивать из условия (8.14). При тех
же значениях у и т, но меньших значениях iG поправка возрастает и дебиты, рассчитанные по формулам (8.60) и (8.14), уже существенно различаются. В этом случае предельный дебнт следует вычислять по формуле (8.60).
Для линейного ряда скважин, расположенного параллельно берегу моря (ось х совпадает с линией берега) на расстоянии d от него, длина клина соленых вод по оси у внутри каждой ячейки ряда равна:
Д = (у — 1) m/[ie — Q/(kmc)],	(8.61)
где в — расстояние между скважинами в ряду. Так же как и в случае одиночного водозабора, подтягивание морских вод к водозабору возможно только тогда, когда они попадают в область питания водозабора. Условием этого является уА <Z Lo илн
’ arch (ch ------------S— sh
2л \	<; mvt<j о /
(у — 1) m
— Q/(mka) *
(8.62)
Из условия уА = Ц> может быть получено выражение для предельного дебита скважины ряда, при котором еще не произойдет подтягивания морских вод к линейному ряду:
2nkm2 (у—1)	/о
Q„p = тот.--—-------р--£----- .	(8.63)
_22£+1п(,_^Л
Выражение в формуле (8.63), стоящее под знаком логарифма, .всегда положительно, так как Qnp <Z move. Расчет Qnp производится методом итераций. В качестве первого приближения принимается значение Qznj)< mave. Подставляя значение Q' в правую часть формулы (8.63), рассчитываем значение Q'^, которое используем в качестве второго приближения для расчета Qnp, и т. д. Двух-трех приближений достаточно, чтобы получить значение Qnp.
182
8.4. АНТРОПОГЕННАЯ СОСТАВЛЯЮЩАЯ ИОННОГО СТОКА ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Важнейшей формой взаимодействия поверхностных и подземных вод является разгрузка последних в реки, внутренние водоемы и моря. Вместе с массой подземных вод в поверхностные водотоки и водоемы попадает большое количество химических веществ, которые, перемещаясь с подземными водами, образуют подземный (ионный) химический сток. Существенное значение в его формировании имеет хозяйственная деятельность человека н особенно выбросы отходов и различных веществ антропогенного происхождения в окружающую природную среду. В связи с этим можно говорить об антропогенной составляющей подземного ионного стока.
Наиболее полно методология изучения подземного ионного стока излагается в работах В. П. Зверева н Ф. А. Макаренко [50г 84, 85]. В. И. Кононова, И. С. Зекцера [54] и др. Исследования указанных авторов послужили основой для рассмотрения данного вопроса в настоящей работе. Отметим, что в гидрогеологической литературе этот вопрос освещен очень слабо.
Понятие ионного стока подземных вод неразрывно связано с подземным стоком. Поэтому прежде всего кратко остановимся на основных определениях и положениях, относящихся к подземному стоку. Под ним, согласно работе [54], понимается процесс передвижения подземных вод под действием гидравлического напора от областей питания к местам разгрузки, которыми являются поверхностные водотоки и водоемы.
Количественной характеристикой подземного стока является расход подземных вод. Для подземных вод зоны активного водообмена, находящихся в активном взаимодействии с речной сетью и питающихся в основном за счет атмосферных осадков, важными характеристиками являются коэффициенты подземного стока и коэффициенты подземного питания рек. Коэффициент подземного стока представляет собой отношение расхода подземных вод к количеству выпавших атмосферных осадков, т. е. он показывает, какая часть атмосферных осадков расходуется на питание подземных вод; коэффициент подземного питания (отношение дренируемого подземного стока к общему речному стоку), показывает, какая часть расхода воды рек обеспечена за счет питания подземными водами.
С подземным стоком связаны вынос н перераспределение вещества. Этот процесс в литературе рассматривается как денудационная деятельность подземных вод. Подземная денудация, или подземная химическая денудация, характеризует вынос растворенных в подземных водах химических веществ; что же касается выноса механических частиц, взвесей, то он здесь играет ничтожную роль. Вынос растворенного вещества с подземными водами — один из наиболее важных процессов миграции химических элементов в земной коре. По данным работы [85]., ежегодно на
183,
территории СССР подземным стоком перераспределяется примерно 2,8-108 т растворенных веществ, поверхностным же стоком выносится в среднем 1,6-108 т.
Количественная оценка подземной химической денудации может быть осуществлена путем расчета количества выносимых подземными водами растворенных веществ, т. е. расчета ионного подземного стока. Такие расчеты обычно делаются по меженному ионному стоку рек исходя нз того, что в межеиь основным источником питания большинства рек являются грунтовые воды. Но, как отмечается в работе [54], эти расчеты весьма условны, так как меженный сток рек лишь приближенно характеризует подземный сток; химический состав речных вод в период межени формируется в результате смешения подземных вод многих горизонтов, а также вод склонового стока и промстоков. Добавим, что роль промстоков в формировании химического состава речных вод в меженный период явно преувеличена, так как сточные воды сбрасываются в реки в основном в паводок.
Под подземным ионным стоком понимается сумма солей, переносимых в растворенном состоянии подземными водами от областей питания к местам дренирования. В районах, дренируемых реками, мигрирующие вещества попадают в них, а затем выносятся в моря или внутренние водоемы, где и происходит их накопление.
При составлении карты подземного ионного стока 1 для характеристики территории используется модуль подземного ионного стока.
Подземный ионный сток для каждого конкретного региона, выделяемого по общности гидрогеологических условий, может быть выражен формулой [50]
^п. и. С == ^п^п. с,	(8.64)
где г/п-и. с — расход подземного ионного стока; сл — среднее суммарное содержание растворенных солей в подземном стоке; q-п с — расход подземных вод. Отсюда можно перейти к модулю подземного ионного стока:
Afn. и. с = qa. и. c/F = спЛ4п. с,	(8.65)
где Л4П. и. с — модуль подземного ионного стока, г/(с-км2); р— площадь выделяемого гидрогеологического региона, км2; Мп. с— модуль подземного стока, л/(с-км2).
Модуль подземного стока может быть определен по карте подземного стока на территории СССР (1964 г., под ред. Б. И. Куделина). Для картирования модуля подземного ионного стока приняты следующие его градации: <0,05; от 0,05 до 0,1; от 0,1 до 0,25; от 0,25 до 0,5; от 0,5 до 0,75; от 0,75 до I; от I до 1,5; от 1,5 до 2; свыше 2 г/(с-км2). Эти градации охватывают практически
1 Такая карта составлена В. П. Зверевым, В. И. Кононовым, В. Д. Безрод-
новым; редакторами являются В. П. Зверев и Ф. А. Макаренко.
184
все наблюдаемые на территории СССР значения модуля подземного ионного стока.
На основе изложенного можно высказать некоторые соображения, касающиеся влияния техногенных условий на поверхности земли на подземный ионный сток.
В естественных условиях, когда не отмечается воздействие различных форм хозяйственной деятельности, подземный ионный сток, будет формироваться за счет природных процессов взаимодействия в системе вода—порода (растворение, выщелачивание, катионный обмен и др.) и питания незагрязненными атмосферными осадками. Назовем его природным подземным ионным стоком.
В условиях хозяйственной деятельности (в техногенных условиях) на природный подземный ионный сток будет накладываться поток с поверхности земли различных веществ антропогенного происхождения. Привнес этих веществ в подземные воды изменяет их химический состав по сравнению с фоновым состоянием, влияет на процессы взаимодействия подземных вод с породами.
Таким образом, подземный ионный сток складывается из двух составляющих — природной и антропогенной. Постараемся в самом приближенном виде оценить антропогенную составляющую, причем ту ее часть, которая обусловлена сбросом отходов в приемники на поверхности земли, откуда загрязняющие вещества в результате фильтрации проникают в подземные воды. Указанные приемники подробно рассматривались в главе 2. К ним относятся шламонакопнтели, отстойники, хвостохранилища, пруды-испарители, «белые моря», свалки твердых отходов, поля фильтрации, а также земледельческие поля орошения.
Сбрасываемые в приемники сточные воды расходуются на фильтрацию, испарение; значительная их часть после очистки сбрасывается в реки. Поэтому трудно достоверно оценить, какая доля сбрасываемых сточных вод достигает подземных вод и загрязняет их. Вместе с тем из опубликованных работ известно (см. главу 4), что из приемников отходов около 15—20% поступающих в них сточных вод фильтруется и попадает в водоносный горизонт. Вместе с ними в водоносный горизонт проникают содержащиеся в этих водах загрязняющие вещества. Они включают свыше 90 различных компонентов и соединений, значительную часть которых составляют органические соединения. Эти соединения, как н целый ряд других веществ, или сравнительно быстро разлагаются, или сорбируются породами. Поэтому их миграционная способность невелика.
С точки зрения длительной миграции в подземных водах, а следовательно участия в формировании подземного ионного стока, интерес представляют устойчивые вещества (главным образом, минеральные соединения), такие, как нитраты, хлориды, сульфаты и ряд других. Их содержание в сбрасываемых сточных водах составляет примерно 1,5-10® т/год. Если принять, что ежегодно в водоносные горизонты фильтруется 20 % сбрасываемых сточных вод, то вместе с ними попадает в подземные воды такая же часть
185-
веществ, т. е. около 3-107 т/год. Сравнивая эту цифру с общим подземным ионным стоком на территории СССР, который, по Макаренко и Звереву, равен 2,8-108 т/год, видно, что антропогенная составляющая равна примерно 1/10 подземного ионного стока.
Оцененная таким образом антропогенная составляющая подземного ионного стока далеко не полностью отражает действительную картину и может рассматриваться в качестве нижнего предела. Тем не менее она дает представление о возможных масштабах антропогенной составляющей ионного стока. При сделанной выше оценке не учитывалось поступление загрязняющих веществ со свалок твердых отходов и с атмосферными осадками. Можно предполагать, что антропогенная составляющая ионного стока с учетом этих факторов будет составлять не менее 15—20 % всего подземного ионного стока.
9. ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ ПОДЗЕМНЫХ ВОД ОТ ПРОНИКНОВЕНИЯ В НИХ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ С ПОВЕРХНОСТИ ЗЕМЛИ
Условия защищенности подземных вод должны изучаться в связи с хозяйственным освоением территории, проектированием промышленных, сельскохозяйственных и других объектов, влияющих на подземные воды, и обоснованием мероприятий по защите подземных вод и водозаборных сооружений от загрязнения.
9.1. ФАКТОРЫ ЗАЩИЩЕННОСТИ И ПОДХОДЫ К ЕЕ ОЦЕНКЕ
Под защищенностью подземных вод от загрязнения понимается перекрытость водоносного горизонта отложениями и прежде всего слабопроницаемыми, препятствующими проникновению в него загрязняющих веществ с поверхности земли. Защищенность подземных вод зависит от многих факторов, которые можно разбить на три группы — природные, техногенные, физико-химические.
К основным природным факторам относятся: наличие в разрезе пород слабопроницаемых отложений; глубина залегания подземных вод; мощность, литология и фильтрационные свойства пород (в первую очередь, слабопроницаемых), перекрывающих водоносный горизонт; поглощающие (сорбционные) свойства пород; соотношение уровней исследуемого и вышележащего водоносных горизонтов.
К техногенным факторам относятся условия нахождения загрязняющих веществ на поверхности земли (хранение отходов в накопителях, шламохранилищах, сбросных котлованах и других промышленных бассейнах, сброс сточных вод на поля фильтрации, орошение сточными водами и др.) и определяемый этими условиями характер проникновения загрязняющих веществ в подземные воды.
К физико-химическим факторам относятся специфические свойства загрязняющих веществ, их миграционная способность, сорби-щего вещества, взаимодействие загрязняющих веществ с породами руемость, время распада, или химическая стойкость загрязняю-и подземными водами.
Защищенность одного и того же водоносного горизонта будет различной в зависимости от характера сброса загрязняющих веществ на поверхность земли и их последующей фильтрации в водоносный горизонт. Так, водоносный горизонт может быть достаточно хорошо защищен по отношению к эпизодическим и небольшим по количеству сбросам загрязняющих веществ па поверхность земли. И наоборот, этот же водоносный горизонт может оказаться практически не защищенным в случае фильтрации сточных вод из крупных поверхностных хранилищ отходов. Водоносный горизонт
187
может быть с большей вероятностью защищен по отношению к нестойким. быстро разлагающимся и хорошо сорбируемым породой загрязняющим веществом. В то же время его защищенность будет значительно хуже при фильтрации стойких и плохо сорбируемых веществ. Поэтому понятие защищенности подземных вод от проникновения в них загрязняющих веществ с поверхности земли в известной степени относительно.
Это важное принципиальное положение требует крайне осторожного и внимательного подхода к выделению таких категорий защищенности, как «надежно защищенные» и «защищенные».
Абсолютные положительные категории защищенности (надежно защищенные, защищенные и т. п.) могут быть выделены для напорного водоносного горизонта, перекрытого выдержанным и достаточно мощным водоупором, когда его уровни превышают уровни вышележащего водоносного горизонта, в котором содержатся загрязненные воды. Грунтовые воды могут оказаться защищенными по отношению к отдельным загрязняющим веществам, характеризующимся хорошей сорбируемостью и сравнительно небольшим временем распада, а также в случае единичных и небольших по количеству выбросов вредных веществ на поверхность земли. Поэтому выделение в общем случае категории «защищенные», особенно для грунтовых вод, без указанных оговорок и тщательного обоснования неверно и может дезориентировать при планировании размещения промышленных объектов, водозаборных сооружений, при проектировании водоохранных мероприятий и т.д. В этой связи наиболее целесообразна сравнительная оценка защищенности, т. е. характеристика того, где защищенность лучше, а где хуже.
Таким образом, полная и детальная оценка защищенности подземных вод требует учета всех трех групп факторов.
Вместе с тем очевидно, что чем надежнее перекрыты подземные воды слабопроницаемыми отложениями, чем больше мощность этих отложений и хуже их фильтрационные свойства, чем на большей глубине находятся подземные воды, т. е. чем благоприятнее природные факторы защищенности, тем выше вероятность защищенности подземных вод по отношению к любым видам загрязняющих веществ и условиям их проникновения с поверхности земли. Поэтому при оценке защищенности подземных вод следует исходить прежде всего из природных факторов защищенности. Важнейшим из них является наличие в разрезе слабопроницаемых отложений.
Под слабопроницаемыми понимаются отложения, коэффициенты фильтрации которых меньше 0,1 м/сут. Такие значения коэффициента фильтрации обычно присущи супесям, глинистым пескам, легким суглинкам; еще меньше они (порядка 10“® м/сут и менее) у тяжелых суглинков и глии. В соответствии с опубликованными данными приближенно можно считать, что супесям, глинистым пескам и легким суглинкам (относительно слабо проницаемые породы) соответствуют коэффициенты фильтрации, равные
188
0,1—0,01 м/сут, тяжелым суглинкам и песчанистым глинам — порядка 10-3 м/сут, глинам — порядка 10-4 м/сут и менее.
Техногенные условия на поверхности земли, как показал анализ хранения и сброса отходов, могут быть сведены в основном к двум наиболее распространенным случаям: 1) хранение сточных вод в промышленных бассейнах (накопители, шламохранилища, сбросные пруды и т.д.) при относительно постоянной высоте столба сточных вод в хранилищах; этому случаю соответствует фильтрация сточных вод при постоянном напоре; 2) сброс сточных вод на поверхность земли с относительно постоянным расходом и соответствующая фильтрация сточных вод при постоянном расходе; с этим случаем связаны преимущественно сбросы сточных вод на поля фильтрация, орошение сельскохозяйственных полей сточными водами.
Из физико-химических факторов наибольший интерес представляет время распада вещества, т. е. время, за которое загрязняющее вещество разлагается и теряет свои токсичные свойства. Время распада загрязняющих веществ колеблется в широких пределах. Такие загрязняющие вещества, как растворы некоторых минеральных солей (например, хлоридов, сульфатов, нитратов и др.), долгоживущие радиоактивные изотопы являются очень стойкими н медленно распадающимися (период полураспада десятки и сотни лет). Пестициды характеризуются широким интервалом времени распада — от нескольких десятков суток до 5— 10 лет; наиболее стойкими являются хлорорганические пестициды с временем распада до 5—10 лет [19, 144, 153]. Сравнительно нестойким является бактериальное загрязнение — от 30 до 300 сут [17, 102. 106]. Поэтому можно говорить о той илн иной защищенности подземных вод, и прежде всего грунтовых, по отношению к загрязняющим веществам с известным временем распада.
Процессы сорбции загрязняющих веществ горными породами изучены недостаточно. Поглощение загрязняющего вещества породой зависит от свойств как самого вещества, так н породы. Поглощение содержащегося в растворе вещества происходит активно в рыхлых тонкодисперсных средах, особенно в глинистых отложениях. И наоборот, сорбция незначительно проявляется при фильтрации через сцементированные, трещиноватые, карбонатные и скальные породы. По литературным данным, сорбция в динамических условиях значительно менее интенсивна, чем в статических [17]. Сорбцию пестицидов в связи с оценкой защищенности подземных вод изучали В. Г. Самойленко, А. И. Горшков, С. А. Арипов [158, 160 и др.].
Из других физнко-химических факторов следует отметить влияние взаимодействия загрязняющих веществ с породами на фильтрационные свойства пород, особенно слабопроницаемых. Экспериментально установлено, что проницаемость глин по отношению к минерализованным хлоридиым растворам значительно выше, чем по отношению к пресной воде [37]. Проницаемость глин прн фильтрации через них вод с температурой 60—80°C может быть
189
в несколько раз выше, чем при фильтрации вод с температурой 20°С.
Таким образом, полный учет всех факторов защищенности требует детального изучения фильтрации загрязняющих веществ с учетом техногенных условий и физико-химических свойств этих веществ.
Оценку защищенности подземных вод целесообразно проводить в два этапа. На первом этапе при региональных исследованиях основное внимание должно быть уделено изучению природных факторов защищенности; при более детальных исследованиях, приуроченных к конкретным проектируемым объектам и задачам хозяйственного освоения территории, необходим учет и других факторов— техногенных условий и специфики загрязняющих веществ, связанных с этими объектами.
Оценка защищенности подземных вод может быть качественной и количественной. Качественная оценка основывается на природных факторах, а количественная — на природных, техногенных и физико-химических (время распада загрязняющего вещества и его сорбируемость). Могут быть разные подходы к качественной и количественной оценке защищенности.
Качественная оценка производится по сумме баллов, учитывающей совокупность гидрогеологических параметров перекрывающей водоносный горизонт толщи пород (применительно к горизонту грунтовых вод), и по выделению характерных гидрогеологических показателей, включая соотношение уровней (по отношению к горизонту напорных вод). Качественная оценка может быть также выполнена по размеру инфильтрационного питания подземных вод путем районирования территории и выделения районов с разной интенсивностью питания. Очевидно, что там, где питание больше, там защищенность хуже. Такой подход был развит Р. М. Забулисом [61] для территории Латвийской ССР.
Представляется перспективной качественная оценка защищенности подземных вод по емкости поглощения перекрывающих водоносный горизонт пород. Участки с большой емкостью поглощения пород будут лучше обеспечивать защищенность подземных вод. Емкость поглощения разреза может быть достаточно легко-определена по образцам пород, извлекаемым в процессе бурения. Наконец, при качественной оценке защищенности грунтовых вод может быть использован такой параметр, как дефицит влажности пород зоны аэрации, но этот подход требует постановки режимных и балансовых исследований. Чем больше средний годовой дефицит влажности, тем лучше защищенность, и наоборот.
Наиболее универсальна количественная оценка защищенности по времени фильтрации загрязняющих веществ с поверхности земли до уровня грунтовых вод. Это время определяется по формуле (6.5) для первого случая техногенных условий (с постоянным уровнем) и формулам (6.7) и (6.8) для второго случая (спостоянным расходом). Количественная оценка может быть выполнена также путем расчета смешения поступающих в водоносный
190
горизонт загрязненных вод с чистыми подземными водами; в основе такой оценки лежит определение расхода (илн объема) по-ступающих в водоносный горизонт загрязненных вод, который будет зависеть от водопроводимости перекрывающих пород и гидродинамических условий техногенного источника загрязнения. Чем хуже водопроводящие свойства этих пород, тем меньше расход поступающих в водоносный горизонт загрязненных вод и тем лучше его защищенность. Следует отметить, что количественные оценки защищенности по времени фильтрации t и расходу Q фильтрующихся загрязненных вод тесно связаны и коррелируются между собой, а именно: t ~ 1/Q. Защищенность тем лучше, чем хуже фильтрационные свойства перекрывающих пород, а следовательно, чем больше t и меньше Q.
Оценка защищенности (качественная и количественная) носит преимущественно сравнительный, относительный характер. Но в случае конкретных загрязняющих веществ с известным временем распада или известной сорбируемостью оценки защищенности могут быть абсолютными. Сравнивая время фильтрации со временем распада загрязняющего вещества, можно судить о том, достигнет оно уровня грунтовых вод или не достигнет его за свое время распада, а следовательно, защищены подземные воды от этого вещества или не защищены. Такие детальные количественные оценки защищенности на локальных участках по отношению к загрязняющим веществам с известными временем распада и сорбируемостью целесообразно производить по времени фильтрации, а по отношению к нейтральным консервативным компонентам (например, хлор) —по расходу поступающих загрязненных вод и их смешению с подземными водами до уровня ПДК или другого заданного уровня загрязнения. В общем случае количественные оценки выполняются по времени фильтрации.
Влияние техногенных и санитарных условий на поверхности земли сказывается в основном на грунтовых водах. Поэтому количественную оценку защищенности с учетом техногенных условий на поверхности земли следует выполнять прежде всего применительно к грунтовым водам, но при этом, конечно, ни в коей мере не исключается количественная оценка для напорных вод.
При изучении и картировании защищенности подземных вод рекомендуется составление карт защищенности двух типов: 1) карта качественных оценок природной защищенности и 2) карта количественных оценок защищенности. Первая карта составляется как при региональных, так и при локальных исследованиях, вторая— прн детальных исследованиях на локальных участках.
5.2. ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ ГРУНТОВЫХ ВОД
Фильтрация стоков с поверхности земли в грунтовые воды возможна практически всегда, так как последние являются безнапорными и не перекрываются надежными водоупорами. Поэтому грунтовые воды в целом характеризуются невысокой защищенностью или же являются вообще не защищенными.
191
8.2.1. КАЧЕСТВЕННАЯ ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ ГРУНТОВЫХ ВОД
В общем случае она дается на основе четырех показателей: глубины залегания уровня грунтовых вод (мощности зоны аэрации); строения и литологии пород зоны аэрации; мощности слабопроницаемых отложений в разрезе зоны аэрации; фильтрационных свойств пород зоны аэрации и прежде всего слабопроницаемых отложений.
Наименее защищенными являются грунтовые воды в условиях, когда зона аэрации сложена относительно хорошо проницаемыми отложениями и в разрезе зоны аэрации отсутствуют слои слабопроницаемых пород. Увеличение глубины залегания уровня грунтовых вод хотя и улучшает защищенность грунтовых вод, но влияние этого фактора на защищенность грунтовых вод существенно меньше, чем наличие в разрезе слабопроницаемых отложений.
Качественная оценка природной защищенности грунтовых вод может быть выполнена на основе сопоставления выделенных категорий защищенности. Каждая категория защищенности отличается своей суммой баллов, зависящей от глубины залегания уровня грунтовых вод, мощности слабопроницаемых отложений и их литологии (с литологией связаны фильтрационные свойства этих отложений). Более высоким категориям защищенности соответствует большая сумма баллов. Обоснование баллов, соответствующих разным глубинам залегания уровня грунтовых вод, мощностям и литологии (фильтрационным свойствам) слабопроницаемых отложений, производится исходя из времени достижения фильтрующимися с поверхности земли загрязняющими веществами уровня грунтовых вод.
В качестве исходной единицы для оценки баллов принято определенное по формуле (6.5) время фильтрации 6 через зону аэрации, сложенную хорошо проницаемыми породами (/г ~ 2 м/сут) мощностью 16 м. Время фильтрации tz через зону аэрации мощностью 20 м, сложенную такими же породами, примерно вдвое больше (6^26); через зону аэрации мощностью 30 м — втрое больше (/3 ~ 3/1) и т.д.
Обычно мощность зоны аэрации (глубина залегания уровня грунтовых вод) колеблется от 3 до 30 м, редко превышая 40— 50 м. Поэтому выделяется пять градаций глубин залегания грунтовых вод: до 10, 10—20, 20—30, 30—40 м, свыше 40 м. Каждая последующая градация отличается от предыдущей в среднем на 10 м. Первой градации с минимальной глубиной залегания уровня грунтовых вод (И Ю м), время фильтрации до которого равно 6, соответствует I балл; второй градации глубин уровня грунтовых вод (10 <//^20 м), время фильтрации до которого примерно вдвое больше (/2 ~ 26), соответствует 2 балла; третьей градации — 3 балла, четвертой — 4 балла и пятой — 5 баллов.
Мощность слабопроницаемых отложений в разрезе зоны аэрации подразделяется па 11 градаций: до 2, 2—4, 4—6, ..., 18—20 и свыше 20 м. Одна градация отличается от другой в среднем на 2 м. По литологии и фильтрационным свойствам слабопроницае
192
мых отложений выделяются три группы: группа а — супеси, легкие суглинки (k 0,1 4-0,01 м/сут), группа с — тяжелые суглинки и глины (k <z 0,001 м/сут), группа b (промежуточная между а и с) —смесь пород групп а и с (k ~ 0,01 -^0,001 м/сут).
Соответствие баллов градациям мощностей слабопроницаемых пород и их литологии устанавливается следующим образом.
Согласно расчетам по формуле (6.5), время фильтрации через слой пород мощностью Юме коэффициентом фильтрации около 2 м/сут (т. е. через хорошо проницаемые породы) примерно равно времени фильтрации через слой пород мощностью 2 м с коэффициентом фильтрации 0,02 м/сут, или времени фильтрации через слой пород мощностью около 1 м с коэффициентом фильтрации 0,002 м/сут, или времени фильтрации через слой пород мощностью 0,5 м с коэффициентом фильтрации 0,0002 м/сут. Таким образом, приближенно можно допустить, что по своему защитному действию слой мощностью 10 м хорошо проницаемых пород эквивалентен слою пород мощностью 2 м с k « 10-й м/сут, или слою пород МОЩНОСТЬЮ 1 М С Й«10“® м/сут, или слою пород мощностью 0,5 м с йа?10~4 м/сут. Поэтому, если слою хорошо проницаемых пород соответствует 1 балл (как было принято выше), то слой пород мощностью 2 м с £«10-2 м/сут также характеризуются 1 баллом, мощностью 2 м с Л«10-3 м/сут — 2 баллами, мощностью 2 м с k~ 10~4 м/сут — 4 баллами.
Градации глубин залегания уровней грунтовых вод н мощностей слабопроницаемых отложений в разрезе зоны аэрации и соответствующие им баллы указаны в табл. 22 и 23.
Таблица 22
Градации глубин залегания уровней грунтовых вод и соответствующие им количества баллов
Номер градации	1
Глубина Н м . . <10 Количество баллов	I
2	3	4	5
10 <#<20 20<#<30 30 <#<40	>40
2	3	4	5
Сумма баллов, зависящая от градации глубин залегания грунтовых вод, мощности слабопроницаемых отложений и их литологии, определяет защищенность грунтовых вод, выражаемую показателем защищенности е. По сумме баллов выделяются шесть категорий защищенности грунтовых вод (табл. 24).
Наименее благоприятными являются условия защищенности, соответствующие категории I, наиболее благоприятными — категории VI.
Пусть, например, грунтовые воды залегают на глубине 7 м (1 балл по табл. 22) и в разрезе зоны аэрации имеется слой супеси и легких суглинков мощностью 3 м (2 балла, см. табл. 23, № 7, группа а). Тогда по сумме баллов, равной 3, эти условия соответствуют I категории защищенности. Если же грунтовые воды залегают на глубине 14 м (2 балла по табл. 22) и имеется
13 Заказ № 238
193
Таблица 23
Градации мощностей слабопроницаемых отложений зоны аэрации и соответствующие им количества баллов
Номер градации	Мощность отложений та м	Группа отложений		
		а	ь	с
6	<2	1	1	2
2	2 < т0 4	2	3	4
3	4 < то < 6	3	4	6
4	6 < то <. 8	4	6	8
5	8 < то < 10	5	7	10
6	10 < то < 12	6	9	12
7	12 < та 14	7	10	14
-8	14 < то Ю	8	12	16
9	16 < то < 18	9	13	18
10	18 < то 20	10	15	20
11	>20	12	18	25
Таблица 24
Категории защищенности грунтовых вод (по сумме баллов)
Категория защи-
щенности ... I 11 Ш IV	V VI
Показатель защи-
щенности е .	^5 5 < е 10 10 < е < 15 15 < е 20 20 < е 25 >25
слой глин мощностью 5 м (6 баллов по табл. 23), то сумма баллов равна 8, что соответствует II категории защищенности.
На карте качественной оценки защищенность показывается: условными значками (крапом) —области с разной глубиной залегания уровня грунтовых вод (о градация 1, ” градация 2, ~ градация 3, V градация 4, градация 5); изолиниями — мощности слабопропицаемых отложений; сплошной штриховкой — зоны разной литологии слабопроницаемых отложений (горизонтальные линии— группа а, вертикальные линии — группа Ь, наклонные линии— группа с); разным цветом — категории защищенности (категории I и II — оттенками желтого цвета, категория III — оранжевым цветом, категории IV—VI — оттенками коричневого цвета; густота оттенков желтого и коричневого цветов возрастает с увеличением категории защищенности).
Если результирующая карта оказывается загруженной, то на нее наносятся только участки разных категорий защищенности.
194
На карту среднего и крупного масштаба выносятся также основные источники загрязнения грунтовых вод (крупные промышленные предприятия, поверхностные хранилища жидких и твердых отходов, поля фильтрации, поля орошения сточными водами, крупные животноводческие комплексы и др.) и водозаборы подземных вод. Эти объекты отмечаются внемасштабным знаком. На карте указываются участки развития карста.
9.2.2.	КОЛИЧЕСТВЕННАЯ ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ ГРУНТОВЫХ ВОД
В основе количественной оценки защищенности грунтовых вод лежит определение времени, за которое фильтрующиеся с поверхности земли загрязненные воды достигнут уровня грунтовых вод.
Оценка времени достижения загрязняющими веществами уровня грунтовых вод дается для двух схем: фильтрации из поверхностных бассейнов сточных вод с постоянным уровнем — формула (6.5) —и сброса сточных вод на поверхность земли с постоянным расходом — формулы (6.7) и (6.8).
Для расчетов времени фильтрации по формуле (6.5) для первой схемы в качестве унифицированного принимается значение Но, равное 5 м. Обычно в поверхностных хранилищах сточных вод значение Но изменяется в пределах 2—10 м; среднее значение Но близко к 5 м, поэтому оно и выбрано в качестве расчетного.
Для расчета времени фильтрации по формулам (6.7) и (6.8) для второй схемы в качестве расчетного значения q принимается 0,03 м/сут. Это обусловлено следующими соображениями. Согласно работе [18], сброс сточных вод составляет: на коммунальные поля орошения 10—30 м3/(га-сут), на земледельческие поля орошения не более 5—20 м3/(га-сут), на поля фильтрации 100— 300 м3/(га-сут). В соответствии с этими данными, принимая Q = = 300 м3/сут и F =- 1 га=104 м2, имеем q = 0,03 м/сут. Таким образом, в качестве унифицированных исходных значений для расчета времени движения загрязненных вод при оценке защищенности грунтовых вод принимается /То = 5 м и q = 0,03 м/сут.
По времени достижения уровня грунтовых вод можно выделить следующие категории защищенности грунтовых вод: I — t ^10 сут; II—10 сут < t 50 сут; III — 50 сут С/^100 сут; IV — 100 сут < t	200 сут; V — 200 сут < t 400 сут; VI — t >
> 400 сут. Чем выше категория, тем лучше защищенность. По отношению к отдельным видам загрязняющих веществ с известным временем их распада могут быть даны абсолютные оценки защищенности грунтовых вод. В частности, это относится к бактериальному загрязнению и к загрязнению отдельными видами пестицидов.
На карту наносятся глубина залегания уровня грунтовых вод, мощность (суммарная) слабопроницаемых слоев, коэффициенты фильтрации пород зоны аэрации и как результирующий показатель— категории защищенности. Дополнительно на карту количественных оценок защищенности грунтовых вод наносятся те же знаки, что и на карту качественных оценок защищенности.
13*
195
9.3. ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ НАПОРНЫХ ВОД
9.3.1.	ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ
Анализ защищенности напорных вод производится для первого от поверхности эксплуатируемого напорного горизонта. Загрязняющие вещества в этот напорный горизонт могут проникнуть сверху из вышележащего водоносного горизонта, воды которого по тем или иным причинам загрязнены. Во многих случаях таким вышележащим горизонтом является горизонт грунтовых вод.
Оценка защищенности напорных вод может быть выполнена на основе следующих показателей: 1) мощности водоупора; 2) литологии водоупора; 3) фильтрационных и миграционных параметров водоупора и 4) соотношения уровней исследуемого и вышележащего водоносных горизонтов. Поступление загрязняющих веществ из вышележащего горизонта в горизонт напорных вод через водоупорный слой происходит в результате перетекания (конвективного переноса), молекулярной диффузии или совместного действия этих процессов. Основная роль в поступлении загрязняющих веществ принадлежит конвективному переносу, масштабы которого в условиях зоны активного водообмена во много раз превосходят диффузионный перенос.
Важным для оценки защищенности напорного горизонта является соотношение уровней напорного и вышележащего горизонтов, которое определяет механизм поступления загрязняющих веществ в напорный горизонт.
Если обозначить уровень вышележащего горизонта через Hi, нижележащего напорного горизонта через то для выяснения защищенности напорного горизонта могут быть выделены три случая: 1) Н2 > Hi, 2) Н2 ~ Hi и 3) Н2 < Н\. В первом случае, т-е. когда уровни исследуемого напорного горизонта выше уровней вышележащего горизонта, при наличии выдержанного по площади и достаточно мощного водоупора, обеспечивающего сохранение этого перепада уровней, рассматриваемый напорный горизонт может считаться защищенным с большой вероятностью для любых видов загрязняющих веществ, пока выполняется условие Н2> Н\. При таком соотношении уровней, когда вертикальный градиент потока направлен снизу вверх (положительный градиент), невозможно поступление конвективным путем загрязняющих веществ из вышележащего горизонта в нижележащий. Движение загрязняющих веществ через водоупор в нижний водоносный горизонт в этих условиях может происходить только по механизму молекулярной диффузии. Однако диффузионный перенос будет тормозиться, так как градиент концентрации, обусловливающий процесс диффузии, и вертикальный градиент напора направлены в противоположные стороны (навстречу друг другу). Поэтому данные гидрогеологические условия характеризуют наилучшую защищенность напорных вод от поступления в них загрязняющих веществ из вышележащего горизонта.
196
Менее благоприятной является гидродинамическая ситуация, когда уровни ниже- и вышележащего горизонтов совпадают (Hi ж Н2). В этом случае отсутствует направленный снизу вверх вертикальный градиент напора, препятствующий движению загрязненных вод сверху. Но в то же время отсутствует направленный сверху вниз градиент напора (отрицательный градиент), за счет которого могло бы происходить перетекание через водоупор загрязненных вод сверху. Поступление загрязняющих веществ в горизонт напорных вод из вышележащего горизонта осуществляется вследствие диффузии, которая в данных условиях не тормозится отсутствующим положительным градиентом напора.
Наиболее неблагоприятными гидродинамическими условиями для защищенности напорного горизонта являются такие, когда уровни напорного горизонта ниже уровней вышележащего горизонта (Н2 С Hi). В этом случае имеет место направленный сверху вниз вертикальный градиент напора и возникают гидродинамические условия для перетекания загрязненных вод из вышележащего горизонта в нижележащий горизонт напорных вод. Перенос загрязняющих веществ через водоупор будет происходить за счет совместного действия конвекции и диффузии, направленных в одну сторону.
Таким образом, соотношение уровней обусловливает возможность и характер поступления загрязняющих веществ в напорный горизонт и имеет большое значение для его защищенности.
Вместе с тем, несмотря на важность этого показателя, он не может быть принят в качестве основного для оценки защищенности напорного горизонта. Это объясняется тем, что соотношение уровней подземных вод в результате их эксплуатации может изменяться во времени. Так, если уровни эксплуатируемого горизонта первоначально были выше уровня грунтовых вод и напорный горизонт был защищен от поступления в него загрязненных грунтовых вод, то в дальнейшем вследствие отбора подземных вод соотношение уровней может стать обратным, что создаст предпосылку для перетекания грунтовых вод в напорный горизонт и защищенность последнего существенно ухудшится. Таким образом, если соотношение уровней может меняться во времени, то переменной во времени может быть и защищенность горизонта напорных вод. Это важное обстоятельство, которое необходимо учитывать при анализе защищенности напорных вод. Отсюда можно сделать следующие выводы: карты защищенности напорных вод должны составляться по состоянию на определенный период времени; соотношение уровней на исследуемой территории должно контролироваться во времени; на территории, в пределах которой изучается защищенность напорных вод, должны быть оборудованы кусты наблюдательных скважин (на исследуемый напорный и вышележащий горизонты) для контроля соотношения уровней подземных вод.
В качестве основного показателя защищенности напорных вод, стабильного и достаточно надежно определяемого, целесообразно
197
принять мощность водоупора. Другими важными показателями являются литология водоупорных пород, обусловленные ею фильтрационные свойства этих пород и рассмотренное выше соотношение уровней подземных вод.
В зоне развития пресных подземных вод водоупоры большей частью представлены глинистыми породами, иногда мергелями и карбонатными отложениями. Считается, что наиболее надежны глинистые водоупоры, хотя это положение и не всегда может выдерживаться. Экранирующие свойства глинистого водоупора будут различными в зависимости от типа глинистых минералов: более надежным является водоупор, когда в составе глин преобладает монтмориллонит, и менее надежным — когда преобладает каолинит.
Оценка защищенности напорных вод может быть качественной и количественной.
9.3.2.	КАЧЕСТВЕННАЯ ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ НАПОРНЫХ ВОД
Качественная оценка производится по мощности водоупора или по отношению мощности водоупора к его коэффициенту фильтрации с использованием данных о соотношении уровней подземных вод.
Выделяются следующие градации мощности водоупора то: I — то 5 м; II — 5 м < т0 10 м; III — 10 м < т0 20 м; IV-— 20 м < то 30 м; V — 30 м < т0 50 м; VI — то > 50 м.
Оценки защищенности по то на основе этих градаций являются сравнительными, а именно: защищенность II лучше, чем I, а III лучше, чем II, и т. д.
Если известны фильтрационные свойства водоупора (коэффициент фильтрации ko), то качественная оценка защищенности может быть выполнена по параметру a = mo]ko. Защищенность подземных вод тем лучше, чем больше то и меньше /?©• Физически параметр е характеризует время фильтрации (сут) при вертикальном градиенте напора, равном единице. Если для мощности водоупора принять приведенные выше значения то, а для коэффициента фильтрации — интервал значений от 10-3 до 10-5 м/сут, то параметр е будет меняться от 103 до I07 сут.
По значению параметра а выделяются следующие интервалы: I —а<108; II — 103<а< 104; III — 104<а	10G; IV—105<
<С4^1О6; V— 106<a=sC107; VI— а>107.
Оценка защищенности напорного горизонта по параметру с« также носит сравнительный характер.
На основе сочетания двух показателей (т0 и соотношение уровней Я2 исследуемого напорного горизонта и Иi — вышележащего горизонта) могут быть выделены следующие основные группы защищенности напорных вод:
1	(защищенные) — напорные воды перекрыты выдержанным по площади и без нарушения сплошности водоупором при то > 10 м. и Яг > #1/
198
II	(условно защищенные) напорные воды перекрыты выдержанным по площади водоупором без нарушения сплошности при 5 м то < 10 м н Яг > Hi (а) и то > Ю м и Н\ (б);
III	(незащищенные) —водоупор небольшой мощности то < 5 м и И2 Н\ (а) или водоупор, не выдержанный по площади, имеются нарушения сплошности (литологические «окна», зоны интенсивной трещиноватости, разломы), H^Hi (б).
В группе I защищенность напорных вод обеспечивается большой мощностью водоупора и такими гидродинамическими условиями, при которых невозможно перетекание загрязненных подземных вод сверху. Внутри группы I защищенность будет неодинаковой в зависимости от мощности водоупора и перепада уровней: она будет тем выше, чем больше то и ЛЯ.
Необходимо подчеркнуть, что если водоупор не выдержан по площади и имеются нарушения его сплошности, то даже при Н2 > Н^ напорный горизонт не может считаться защищенным.
Незащищенными также являются напорные воды в следующих случаях (помимо указанных в определении группы III): в речных долинах, когда водоупор прорезывается руслом реки; в карстовых районах, если водоупор захватывается карстовыми процессами; в районах со сложными тектоническими условиями в зоне активного водообмена и интенсивными неотектоническими движениями.
Так как выделение категорий «защищенные» и частично «условно защищенные» включает гидродинамический показатель Hz Ну, это условие, как уже отмечалось, должно постоянно контролироваться.
На карте качественных оценок защищенности напорных вод отображаются: мощность водоупора (цветом), перепад уровней (условными значками), группы защищенности I—III (штриховкой). На карте указываются водозаборы, эксплуатирующие исследуемые водоносные горизонты; участки с разведанными запасами подземных вод этих горизонтов; источники загрязнения; участки загрязнения водоносных горизонтов; направление движения подземных вод.
9.3.3.	КОЛИЧЕСТВЕННАЯ ОЦЕНКА ЗАЩИЩЕННОСТИ НАПОРНЫХ ВОД
Количественная оценка защищенности напорных вод может быть выполнена по времени фильтрации загрязненных вод из вышележащего горизонта в исследуемый напорный горизонт через разделяющий эти горизонты водоупор. Время фильтрации зависит от мощности водоупора то, коэффициента фильтрации водоупорных пород ko и приближенно оценивается по формуле
t — топ/(^о АЯ),
где ЛЯ = Н\ — Hz; п — пористость водоупорных пород.
Из параметров, входящих в формулу, наименее изученной и трудно определяемой является пористость (имеется в виду активная пористость) слабопроницаемых и прежде всего глинистых
199
пород. Поэтому условно в расчетах времени фильтрации через водоупор пористость может быть принята равной 0,01.
Количественная оценка защищенности выполняется при < < Н\, так как в этом случае существуют гидродинамические условия для перетекания загрязненных вод сверху.
Выделяются следующие градации времени фильтрации загрязненных вод из вышележащего горизонта в горизонт напорных вод: t 1; 1 < t 5; 5 < t 10; 10 < t 20 и t > 20 лет.
Защищенность напорных вод тем лучше, чем больше время фильтрации. Сопоставляя время фильтрации с известным временем распада отдельных загрязняющих веществ в водной среде, можно ориентировочно оценить, по отношению к каким загрязняющим веществам водоносный горизонт является защищенным.
Выделенным градациям времени фильтрации отвечают градации защищенности: 1 — ?<1 года, 2 — 1 год<£^5 лет, 3 — 5 лет</^10 лет, 4—10 лет</^20 лет и 5 — £>20 лет. Эти градации по времени соответствуют выделенным при качественной оценке группе II «условно защищенные» (градации 2—5) и группе III «незащищенные» (градация 1).
На карте количественных оценок защищенности напорных вод отображаются: изопахитами — мощность водоупора, цветом — время фильтрации, условными значками — перепад уровней, штриховкой — участки незащищенных напорных вод. Последние выделяются по признакам, указанным при качественной оценке. На карту наносятся: водозаборы, эксплуатирующие исследуемые водоносные горизонты; разведанные участки с утвержденными запасами подземных вод; источники загрязнения подземных вод; участки загрязнения исследуемых водоносных горизонтов; направление движения подземных вод.
10. МОНИТОРИНГ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ вод
Загрязнение подземных вод тесно связано с загрязнением окружающей природной среды. Поэтому мониторинг загрязнения подземных вод должен быть увязан с системой наблюдений и контроля за уровнем загрязнения внешней среды, разработанной и осуществляемой Госкомгидрометом.
10.1. МОНИТОРИНГ ПОДЗЕМНЫХ ВОД И ЕГО связь
С ИЗУЧЕНИЕМ РЕЖИМА ПОДЗЕМНЫХ ВОД
Понятие «мониторинг» получило широкое распространение в отечественной гидрометеорологической литературе в связи с созданием в нашей стране в системе Госкомгидромета Общегосударственной службы наблюдения и контроля за уровнем загрязнения объектов внешней среды.
Впервые идея о необходимости создания системы глобального международного мониторинга окружающей среды была, по-видимому, высказана специальной комиссией Научного комитета по проблемам окружающей среды Международного совета научных союзов в 1971 г. В этом же году была опубликована брошюра «Глобальный мониторинг природной среды». Английское слово monitoring переводится как «контроль», а французское слово шо-nitore — как «обозрение» (круговое).
В отечественной литературе трактовка понятия «мониторинг» дается в работах И. П. Герасимова н Ю. А. Израэля [28, 56, 58, 59]. По Герасимову, мониторинг — это система наблюдений, контроля н управления состоянием окружающей среды, осуществляемая в различных масштабах, в том числе и в глобальном. Ю. А. Израэль отмечает, что система мониторинга возникла в связи с необходимостью выделения антропогенных изменений природной среды на фоне естественных изменений, т. е. изменений состояния биосферы под влиянием человеческой деятельности. Такую систему следовало бы называть мониторингом антропогенных изменений окружающей природной среды н из нес в первую очередь выделить мониторинг антропогенных загрязнений [56, 58]. Таким образом, подчеркивается, что система мониторинга предназначена для выявления антропогенных изменений в природной среде.
В работах [56, 58, 59] отмечается, что система мониторинга не является принципиально новой. Она входит составной частью в систему наблюдений н контроля состояния природной среды, уже развивающуюся многие годы в Советском Союзе и других странах. Поэтому делается вывод, что система мониторинга загрязнения природной среды может и должна быть частью уже существующей службы наблюдений и контроля состояния природной среды; необходимо использовать опыт этой службы, имеющуюся сеть наблюдательных пунктов (конечно, с включением измерений новых элементов). Это принципиальное положение, которое показывает место мониторинга среди существующих систем
201
наблюдений и преемственность ранее разработанных теоретических и методических позиций для обоснования мониторинга.
По данному Израэлем определению, мониторинг — это система наблюдений, оценки и прогноза состояния природной среды, не включающая управления качеством окружающей среды.
Мониторинг — прежде всего информационная система, и поэтому его основой является сеть наблюдательных пунктов. Согласно этому определению, в функции мониторинга не входит непосредственное управление окружающей природной средой, но данные мониторинга, несомненно, являются основой, которая обеспечивает такое управление. Для выполнения прогностических функций мониторинг должен опираться на систему оптимальных экосистемных моделей [56].
Выявление изменений в природной среде, вызванных антропогенными причинами, возможно при наличии представительной информации о естественных колебаниях и изменениях состояния среды. Характеристике естественного (фонового) состояния природной среды уделяется большое внимание при осуществлении мониторинга. Об этом свидетельствуют программы фонового мониторинга и специальные обсуждения этого вопроса [56, 71].
Таким образом, главным в мониторинге окружающей природной среды является система наблюдений, оценка современного состояния среды и прогноз ее изменения в условиях антропогенных воздействий. Оценка и прогноз изменений природной среды на основе мониторинга дается преимущественно по показателям качества, т. е. дается оценка и прогноз степени загрязнения среды.
С позиций общей характеристики мониторинга окружающей природной среды рассмотрим мониторинг подземных вод, являющихся составной частью природной среды.
По аналогии с мониторингом природной среды под мониторингом подземных вод следует понимать систему наблюдений, на основе которой дается оценка существующего состояния подземных вод и прогноз его изменения под влиянием антропогенных воздействий.
Рассмотрим, в каком соотношении находятся понятия «мониторинг подземных вод» и «изучение режима подземных вод». Согласно А. А. Коноплянцеву и С. М. Семенову [72], под режимом подземных вод понимается совокупность количественных и качественных изменений в подземных водах (уровни, дебит, скорости фильтрации, состав) как проявление процессов их формирования, происходящее под воздействием естественных и искусственных факторов. По В. С. Ковалевскому [88 и др.], под режимом подземных вод понимается «естественно-исторический процесс, отражающий формирование подземных вод и характеризующий изменение во времени ресурсов, свойств и состава подземных вод, включая уровни или напоры, расходы, скорости, температуру, химический, газовый и бактериологический состав». Д. М. Кац характеризует режим подземных вод как происходящие под влиянием природных и хозяйственных факторов изменения: уровня,
202
температуры и химического состава грунтовых вод; пьезометрического уровня, температуры, химического и газового состава напорных вод; дебита, температуры (химического и газового состава источников и фонтанирующих скважин; расхода, температуры и химического состава возвратных вод.
Таким образом, характеристика режима подземных вод дается по широкому комплексу показателей, поэтому и наблюдения за режимом подземных вод ведутся по комплексу показателей. Эти наблюдения осуществляются на сети наблюдательных скважнн в естественных и нарушенных хозяйственной деятельностью гидрогеологических условиях. Изучение режима подземных вод не ограничивается наблюдениями и оценкой существующего состояния подземных вод. Огромное значение имеет прогноз изменения режима подземных вод в различных условиях (естественные и нарушенные). Этому вопросу посвящена многочисленная литература н в первую очередь работы А. А Коноплянцсва, В. С. Ковалевского, А. В. Лебедева, С. М. Семенова. Разработаны различные виды и методы прогнозов уровенного режима подземных вод.
Оценка существующего загрязнения подземных вод па участках интенсивного техногенного воздействия сводится к изложенному в п. 4.2 определению масштабов загрязнения подземных вод. Для прогноза развития этих процессов могут быть использованы методы, рассмотренные в п. 4.3.
Таким образом, содержанием изучения режима подземных вод, так же как и мониторинга подземных вод, являются наблюдения за ними, оценка их современного состояния и прогноз его изменения в естественных и нарушенных антропогенным воздействием гидрогеологических условиях. Следовательно, понятия мониторинга подземных вод и изучение нх режима по своей сути очень близки между собой. Вместе с тем между ними есть некоторые различия. Так, в мониторинге более четко между собой увязаны как единое целое наблюдения, оценка и прогноз, больший упор делается на изучение качества и загрязнения подземных вод. В изучении же режима подземных вод основное внимание уделялось н уделяется нх уровенному режиму; что же касается изучения качества подземных вод, то оно оставляет желать много лучшего. Наконец, мониторинг подземных вод четко нацелен на изучение состояния подземных вод в условиях антропогенных воздействий. Но в целом, несмотря на эти различия, понятия «мониторинг подземных вод» и «изучение режима подземных вод» практически являются синонимами.
Мониторинг должен стать частью существующей уже много лет в Д1инистерстве геологии СССР службы изучения режима подземных вод, совершенствоваться на ее базе; необходимо использовать большой опыт и разработанные научно-методические основы изучения режима подземных вод и развивать их применительно к решению новых задач, главным образом в части постановки наблюдений, оценки и прогноза качества и загрязнения подземных вод, их состояния по комплексу показателей.
203
10.2. ОСНОВНЫЕ СВЕДЕНИЯ ОБ ОРГАНИЗАЦИИ В СССР МОНИТОРИНГА ОКРУЖАЮЩЕЙ ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ 1
Изложение данного материала дастся по работам Ю. А. Изра-. эля, Н. К. Гасилиной, Ф. Я- Ровииского и др. {55, 56, 58].
Одним из наиболее опасных последствий антропогенного воздействия на окружающую среду является загрязнение атмосферного воздуха, вод суши (включая подземные воды) и морей, почвы. К особенно острым проблемам, связанным с загрязнением природной среды, относится ее загрязнение тяжелыми металлами, двуокисью серы, нефтепродуктами, пестицидами и канцерогенными веществами. Поэтому организация системы мониторинга загрязнения природной среды является важнейшим элементом системы мониторинга антропогенных изменений состояния природной среды.
Созданная Госкомгидрометом с участием других министерств и ведомств Общегосударственная служба наблюдений и контроля за уровнем загрязнения объектов внешней среды (ОГСНК) выполняет функции национальной системы мониторинга загрязнения природной среды. Основными задачами ОГСНК являются: а) наблюдение и контроль уровня загрязнения атмосферы, вод суши н морей, почвы по физическим, химическим и гидробиологическим показателям для установления распределения загрязняющих веществ во времени и в пространстве, оценки состояния природной среды и выявления источников загрязнения; б) обеспечение заинтересованных организаций систематической и экстренной информацией об изменении уровней загрязнения природных сред, прогнозами и предупреждениями о возможных изменениях этих уровней. На основе данной информации подготавливаются материалы для осуществления охраны природной среды, проектирования промышленных предприятий, водохозяйственных сооружений, планирования развития городов, размещения крупных промышленных и се л ьскохозя йств с иных ком пл ексов.
В структурном отношении ОГСНК состоит из следующих подсистем: мониторинга источников загрязнения; мониторинга загрязнения атмосферного воздуха; мониторинга загрязнения вод суши; мониторинга загрязнения морей; мониторинга загрязнения почв; фонового мониторинга (биосферные заповедники, региональные и базовые станции).
Наиболее универсальным подходом к определению содержания системы мониторинга антропогенных изменений природной среды является его разделение на блоки: «Наблюдение», «Оценка существующего состояния», «Прогноз» и «Оценка прогнозируемого состояния». В эту схему укладываются все перечисленные выше подсистемы мониторинга.
Мониторинг природных сред базируется на информации о состоянии этих сред и его изменении под влиянием хозяйственной
Раздел написан совместно с Л. П. Лапшовой.
204
деятельности. Получение такой информации является главной задачей системы мониторинга, включающей наблюдения, оценку и прогноз воздействия на окружающую среду антропогенных факторов и в первую очередь загрязнений.
Национальная система мониторинга опирается на существующую в Госкомгндромете информационную систему, предназначенную для получения, обработки, подготовки и представления информации. Она построена по иерархическому принципу и состоит из нескольких уровней: первый (низший) уровень — станции, на которых осуществляются наблюдения, а также определенная обработка и обобщение данных; второй уровень — территориальные и региональные центры, где осуществляется обобщение, анализ материалов, а также составляются прогнозы и оценки состояния природной среды по территории этих центров; третий (высший) уровень— Гидрометеорологический центр СССР (Мировой центр) и другие головные институты, которые осуществляют разработку прогнозов и оценку состояния окружающей природной среды в национальном и глобальном масштабах.
Вся передаваемая информация о загрязнении природных сред, делится на три категории: 1) экстренная информация о резких изменениях уровня загрязнения, которые могут быть вызваны либо-неблагоприятными гидрометеорологическими, либо технологическими условиями (аварийные ситуации), повлекшими за собой повышенный выброс вредных веществ в окружающую среду; 2) оперативная информация, она охватывает месячный период наблюдений; 3) режимная информация, опа охватывает годовой период наблюдений и отражает общее состояние загрязнения природных сред, тенденции в этой области.
Для сопоставимости данных наблюдений за уровнем загрязнения объектов окружающей среды в общегосударственной службе введены единые (унифицированные) методики.
Важное значение имеет выбор показателей, по которым характеризуется состояние природных сред. Наличие большого перечня загрязняющих веществ, который к тому же постоянно расширяется, требует выделения из этого перечня приоритетных веществ и показателей загрязнения, в первую очередь подлежащих контролю в национальной системе мониторинга. К таковым предлагается отнести вещества, выброс которых имеет массовый характер, и поэтому загрязнение ими является наиболее распространенным. Кроме того, наблюдению должны подлежать наиболее токсичные вещества, т. е. имеющие абсолютно низкие значения ПДК.
Так, для фонового мониторинга в биосферных заповедниках рекомендуется следующий набор показателей {56, 58]: атмосферный воздух — взвешенные частицы, окись углерода, двуокись серы, окислы азота, углеводороды, бенз (а) пирен, ДДТ и другие хлор-органические соединения, свинец, ртуть, кадмий, мышьяк; атмосферные осадки (дождевые, снеговые) — свинец, ртуть, кадмий, мышьяк, ДДТ, беиз(а)пирен, анионы и катионы по программе Всемирной метеорологической организации; поверхностные и
205
подземные воды, донные отложения и взвеси — свинец, ртуть, кадмий, мышьяк, ДДТ, бенз(а)пнрен, биогенные элементы; почва — свинец, ртуть, кадмий, мышьяк, ДДТ, бенз (а)пирен, биогенные элементы. Большинство приоритетных показателей для разных природных сред одни и те же. Это совершенно правильно, учитывая взаимосвязь загрязнения природных сред. Для всех природных сред должны быть выделены общие приоритетные показатели.
Мониторинг загрязнения природных сред осуществляется на сети станций наблюдений. В их число входят станции, находящиеся в районах, подверженных непосредственному техногенному воздействию, и станции, предназначенные для проведения фоновых наблюдений. К последним относятся: базовые станции, расположенные в районах, куда загрязняющие вещества попадают только вследствие их глобального распространения; региональные станции, расположенные в промежуточных районах, в которые загрязняющие вещества поступают в результате местных миграционных процессов; станции, расположенные в биосферных заповедниках. Сеть фоновых станций национальной системы наблюдений одновременно является частью Глобальной системы мониторинга окружающей среды (ГСМОС).
Рассмотрим структуру наблюдательной сети и программы наблюдений мониторинга загрязнения вод суши. Наблюдения, проводимые в этой подсистеме мониторинга ОГСНК, представляют особый интерес, так как существует тесная взаимосвязь поверхностных вод суши с подземными водами и в первую очередь с пресными подземными водами зоны активного водообмена.
Основная цель мониторинга загрязнения вод суши заключается в получении информации о качестве вод, необходимой для проведения мероприятий по их охране. В связи с этим в основные задачи, решаемые службой мониторинга, входят: наблюдения и контроль уровня загрязнения вод по физическим, химическим и гидробиологическим показателям; изучение динамики загрязняющих веществ и выявление условий, при которых происходят резкие колебания уровня загрязнения, для обеспечения прогнозов загрязнения водных объектов; изучение закономерностей процессов самоочищения загрязненных поверхностных вод и накопления загрязняющих веществ в донных отложениях; изучение закономерностей выноса веществ через устьевые створы рек для определения -баланса этих веществ в водоемах.
Систематические наблюдения и контроль уровня загрязнения поверхностных вод осуществляются путем организации: стационарной сети пунктов наблюдений за естественным составом и загрязнением поверхностных вод; специализированной сети пунктов на загрязненных водных объектах для решения научно-исследовательских задач; временной экспедиционной сети пунктов на объектах, не охваченных первыми двумя видами наблюдений.
Пункт наблюдений включает несколько створов. Под створом понимается поперечный разрез через водный объект, на котором
206
проводятся наблюдения (гидрологические, гидробиологические, гидрохимические). В каждом пункте, расположенном на реке, организуют несколько створов наблюдений: один (фоновый для данного пункта) на расстоянии примерно 1 км выше источника загрязнения и один или несколько — на расстоянии 500 м от места сброса сточных вод или ниже источника загрязнения в месте достаточно полного перемешивания сточных вод с речными. На водоемах с замедленным водообменом фоновый створ располагают в части водоема, не подверженной влиянию загрязнения, а остальные створы — в радиальном направлении от места выпуска сточных вод: первые из них на расстоянии 0,5—0,6 км от места выпуска сточных вод, последние — за пределами рассчитанной зоны загрязнения.
Отбор проб воды в фоновом створе производится с поверхности, в остальных створах — на нескольких отметках: при глубине объекта до 5 м — с поверхности; от 5 до 10 м — с поверхностного и придонного горизонтов; свыше 10 м—дополнительно с промежуточного горизонта. Пункты наблюдений обязательно совмещаются с гидрологическими постами, на которых измеряются расходы воды, или с участками, обеспеченными расчетными гидрологическими данными.
Основу мониторинга загрязнения поверхностных вод составляет стационарная наблюдательная сеть. Она состоит примерно из 4000 пунктов и охватывает более 1200 водных объектов страны [58].
Все пункты стационарной сети наблюдений разделены на четыре категории по следующим критериям: значение водного объекта как источника питьевого и культурно-бытового, промышленного, сельскохозяйственного водоснабжения; степень рыбохозяйственного использования водного объекта; степень существующей загрязненности водного объекта. К категории I отнесены пункты, расположенные на водных объектах, имеющих особо важное народнохозяйственное значение и подвергающихся в наибольшей степени антропогенному загрязняющему воздействию. К категории II отнесены пункты в пределах промышленных городов и рабочих поселков с централизованным использованием поверхностных вод для хозяйственно-питьевых нужд, в местах сброса коллекторно-дренажных вод, отводимых с сельскохозяйственных угодий и в других местах; для водных объектов категории II характерно значительное влияние на них антропогенных факторов. К категории III относятся пункты, расположенные на водных объектах, где антропогенное воздействие на качество воды носит умеренный и слабый характер. К категории IV относятся пункты на незагрязненных водных объектах (фоновые участки). Одним из требований, предъявляемых к расположению пункта наблюдений, является его репрезентативность в отношении масштабов и видов загрязнения сточными водами отдельных отраслей народного хозяйства.
В пунктах стационарной сети перечень наблюдаемых ингредиентов и показателей качества воды определяется главным
207
образом составом сточных вод, их токсичностью и требованиями со стороны водопотребителей. К этим показателям относятся температура воды, взвешенные вещества, минерализация, цветность, запах, значение pH, растворенный кислород, БПК5, ХПК, главные ионы, биогенные компоненты и такие широко распространенные загрязняющие вещества, как нефтепродукты, СПАВ, летучие фенолы, пестициды, соединения тяжелых металлов.
Таким образом, полная программа наблюдений в каждом пункте сети состоит из определения обязательных показателей и специфических загрязняющих веществ, характерных для конкретных сточных вод, поступающих в наблюдаемый водный объект.
Для сопоставимости данных о состоянии водных объектов контроль содержания в них загрязняющих веществ и показателей качества воды производится по единым официально утвержденным методикам, обязательным для всех пунктов сети.
Программы наблюдений в зависимости от категорий пунктов различаются как по объему показателей, так н по частоте наблюдений. В пунктах категории I наблюдения производятся ежедневно по сокращенной программе; в пунктах категории II — ежедневно производятся только визуальные наблюдения, наблюдения по полной программе — ежемесячно; в пунктах категории III — ежемесячные наблюдения по сокращенной программе и в основные гидрологические фазы -по полной программе; в пунктах категории IV — только по полной программе в основные гидрологические фазы.
10-3- ПРИНЦИПЫ ОРГАНИЗАЦИИ МОНИТОРИНГА ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД1
В соответствии с общим определением мониторинга под мониторингом загрязнения подземных вод следует понимать целенаправленную систему наблюдений, оценок и прогнозов (оперативных н долгосрочных) качества подземных вод в условиях антропогенных воздействий.
Работы, связанные с мониторингом загрязнения подземных вод, выполняются производственными геологическими организациями Мингео СССР и входят в состав работ по изучению режима подземных вод и одновременно в состав работ по контролю охраны подземных вод. Работы по мониторингу загрязнения подземных вод, так же как по мониторингу подземных вод вообще, тесно связаны с работами по Государственному учету вод (ГУВ) и с ведением Государственного водного кадастра (ГВК)- Поэтому размещение наблюдательной сети, программы наблюдений должны быть согласованы и отвечать требованиям ведения ГУВ и ГВК по подземным водам.
Поскольку загрязнение подземных вод зависит ст загрязнения других природных сред (атмосферный воздух, поверхностные воды,
1 Раздел написан совместно с Л. П. Лапшовой.
208
почвы), мониторинг загрязнения подземных вод должен быть увязан с мониторингом вод суши, мониторингом атмосферного воздуха и атмосферных осадков, мониторингом почв.
В связи с созданием литомоннторинга СССР как государственной системы изучения, прогноза и контроля состояния геологической среды, изменением гидрогеологических, инженерно-геологических н геокриологических условий под влиянием антропогенных факторов система мониторинга подземных вод и его подсистема — мониторинг загрязнения подземных вод — будут важными элементами этой крупной комплексной системы наблюдений.
В схеме создания и ведения мониторинга подземных вод можно выделить три этапа: подготовительные работы и создание специальной наблюдательной сети; организация н производство систематических наблюдений, анализ и обработка материалов наблюдений, создание информационной базы; оценка состояния подземных вод н прогноз его изменения.
Мониторинг подземных вод (МПВ) должен обеспечивать наблюдения, оценку и прогноз их состояния в районах, не затронутых или слабо затронутых хозяйственной деятельностью (фоновые участки), в региональном масштабе, в районах интенсивного хозяйственного освоения (локальные участки).
Основой МПВ является наблюдательная сеть, обеспечивающая изучение качества подземных вод в естественных и нарушенных антропогенным воздействием условиях, выявление источников загрязнения.
На наблюдательной сети изучаются пресные подземные воды хозяйственно-питьевого назначения, приуроченные к зоне активного водообмена. Особенно тщательному наблюдению подлежат горизонт грунтовых вод и первый от поверхности горизонт межпластовых вод как в наибольшей степени подверженные загрязнению с поверхности земли.
Наблюдательная сеть МПВ должна быть размещена в типичных природных и техногенных условиях и на важных в народнохозяйственном отношении объектах подземных вод. Под природными понимаются геолого-гидрогеологические, климатические, ландшафтные условия, под техногенными — характерная хозяйственная деятельность, оказывающая влияние на подземные воды (например, химические, нефтеперерабатывающие, металлургические, горнодобывающие предприятия, топливно-энергетические комплексы, гидротехнические сооружения, животноводческие комплексы). Важными в народнохозяйственном отношении объектами подземных вод являются крупные месторождения пресных подземных вод, которые используются или могут быть использованы для централизованного водоснабжения.
Сеть МПВ в зависимости от решаемых задач и характера антропогенного воздействия на подземные воды целесообразно подразделить на следующие виды: фоновая сеть, региональная сеть, специализированная (локальная) сеть. Внутри последней можно
14 Заказ № 238
209
выделить опытно-производственные полигоны, представляющие собой стационары MIIB, создаваемые на территории крупных типовых промышленных и сельскохозяйственных объектов и изучающие влияние этих объектов на подземные воды в натурных, производственных условиях.
Фоновая сеть изучает качество подземных вод в не нарушенных (или слабо нарушенных) хозяйственной деятельностью условиях. Региональная сеть исследует загрязнение подземных вод на крупных площадях (регионах), которое может быть в значительной степени обусловлено транспортировкой загрязняющих веществ воздушными массами с последующим их выпадением на поверхность земли и инфильтрацией в подземные воды. Специализированная сеть предназначена для выявления загрязнения подземных вод на локальных участках в районах источников загрязнения — крупных промышленных и сельскохозяйственных объектов, с одной стороны, и на участках крупных централизованных водозаборов подземных вод, где имеется опасность их загрязнения, — с другой. На опытно-пронзводствеиных полигонах производятся детальные наблюдения за загрязнением подземных вод, изучается взаимосвязь загрязнения подземных вод н других природных сред, исследуется миграция загрязняющих веществ в подземных водах.
Таким образом, по аналогии с мониторингом поверхностных вод суши в мониторинге подземных вод также можно выделить четыре категории пунктов наблюдений: I — опытно-производственные полигоны, II — пункты специализированной сети, Ш — пункты региональной сети, IV — пункты фоновой сети.
Размещение фоновой и региональной сети определяется преимущественно природными условиями; специализированной сети и опытно-производственных полигонов — техногенными и природными условиями.
При планировании отбора проб подземных вод необходимо учитывать мощность водоносного горизонта, его литологию и фильтрационные свойства по разрезу (слоистость). При мощности горизонта до 15 м достаточно ограничиться пробами из верхней части горизонта; при мощности до 40 м отбор проб следует производить из верхней и нижней части водоносного горизонта; при мощностях свыше 50 м опробованию должны быть подвергнуты верхняя, средняя и нижняя части водоносного горизонта.
В случае слоистого разреза водоносного горизонта отбор проб по вертикали следует производить с учетом литологии, а следовательно, и фильтрационных свойств отдельных слоев. Если, например, в нижней части водоносного горизонта мощностью до 40 м залегают менее проницаемые отложения (тонкозернистые пески с глинистым материалом), то отбор проб следует производить из верхней и средней частей пласта. В соответствии с этим отдельные точки наблюдений могут состоять или из одной скважины, илн из куста ярусно расположенных скважин.
В зависимости от особенностей гидрогеологических условий района н характера антропогенного воздействия система наблю-
210
депий МП В может быть построена по одной скважине или кусту скважин (фоновая сеть), створ у или пакету скважин (фоновая,, региональная, специализированная сеть), системе створов или площадной системе скважин (специализированная сеть, опытно-производственные полигоны). Наблюдательными водопунктами могут быть не только скважины, ио и родники, колодцы, шахты,, водозаборы подземных вод.
Характеристику загрязнения подземных вод следует производить по двум группам показателей — общим и специальным. Общие показатели охватывают наиболее распространенные загрязняющие вещества, которые упоминались выше (см. п. 8.2). Среди общих целесообразно выделить такие показатели, которые являются как бы обобщенными показателями качества воды, а именно электропроводимость, минерализация, значение pH, жесткость. К специальным показателям загрязнения относятся специфические вещества, выбрасываемые в природную среду, и свойственные конкретным видам промышленных производств.
Показатели загрязнения подземных вод должны быть общими (по крайней мере часть этих показателей) с показателями загрязнения других природных сред (поверхностные воды, атмосферные осадки, почвы).
10.4.	РАСПОЛОЖЕНИЕ НАБЛЮДАТЕЛЬНЫХ СКВАЖИН
ФОНОВОЙ И РЕГИОНАЛЬНОЙ СЕТИ
10.4.1.	ФОНОВАЯ СЕТЬ
Фоновая наблюдательная сеть МПВ предназначается для изучения естественного (фонового) режима подземных вод, выступающего в качестве исходного уровня, по отношению к которому оцениваются антропогенные изменения, наблюдаемые в подземных водах. В состав фоновых наблюдательных пунктов входит специальная сеть фоновых наблюдений, ГСМОС, приуроченных к биосферным заповедникам.
Природным фоном следует называть те количественные и качественные показатели состояния подземных вод (уровень, температура, химический состав), которые формируются под воздействием естественных процессов и слабо затронуты антропогенным воздействием. Природный фон выступает в качестве эталона, отклонение от которого указывает па нарушение гидрогеодинами-ческого режима подземных вод или наличие загрязнения.
Фоновые наблюдения представляют собой весьма сложную проблему, поскольку антропогенные эффекты в районах, пе затронутых или слабо затронутых хозяйственной деятельностью, трудно^ различимы, ио их выявление для своевременного принятия мер особенно необходимо.
Основное требование к выбору и размещению фоновой наблюдательной сети заключается в том, чтобы она была приурочена к водным объектам, которые находятся под влиянием естественных колебаний и изменений природной среды, иа фоне которых развиваются антропогенные последствия глобального характера.
14*
211
В соответствии с этим наблюдательные точки фоновой сети должны располагаться на значительном удалении от очагов существующего и потенциального загрязнения. Для сохранения фонового режима подземных вод рекомендуется следующее расположение наблюдательных точек:
—	на удалении не менее чем 25—30 км от крупного (более •500 000 жителей) города;
—	на удалении не менее 10—15 км от крупных промышленных предприятий и крупных животноводческих комплексов;
—	в районах, не подверженных влиянию водохозяйственных мелиораций, химической обработки сельскохозяйственных полей.
Фоновая сеть МПВ создается на основе существующей опорной наблюдательной сети, причем предпочтение отдается пунктам с длинными рядами наблюдений, так как в этом случае имеется возможность достоверного определения фоновых значений изучаемых компонентов гидродинамического и гидрогеохимнчсского режима подземных вод. Фоновую сеть МПВ целесообразно приурочивать к заповедникам, заповедным и охранным зонам. В связи с этим создание фоновой сети МПВ выдвигает необходимость организации гидрогеологических заповедников и заповедных зон, в пределах которых возможно сохранение естественных условий формирования подземных вод. Фоновая сеть МПВ должна охватить наблюдениями все крупные гидрогеологические регионы с учетом общей гидрогеологической и гидрогеохимической зональности подземных вод. Применительно к территории деятельности гидрогеологической режимной партии общая численность фоновой сети должна составить не более 10 наблюдательных точек.
В СССР создается первая очередь станций комплексного фонового мониторинга, которые включены в ГСМОС и размещаются в биосферных заповедниках Березинском, Кавказском, Центрально-Черноземном, Приокско-Террасном, Репетекском, Сары-Челекском, Сихотэ-Алииьском. В большинстве из названных заповедников, сеть которых, по существу, охватывает все основные типы природных зон, наблюдения за режимом подземных вод ведутся уже длительное время. Целесообразно в этих районах пересмотреть и при необходимости дополнить сеть, организовать систематические наблюдения за подземными водами и включить их в комплекс исследований в целях мониторинга всех других природных сред.
Ведение фонового МПВ на первом этапе предполагает использование стандартных методов анализа вод, унифицированных и апробированных методов и руководств с учетом имеющейся в отрасли аппаратуры и возможностей ее модернизации. В дальнейшем в связи с необходимостью выявления начальной стадии загрязнения для ведения фонового МПВ необходимо использование более чувствительных методов и аппаратуры.
10.4.2.	РЕГИОНАЛЬНАЯ СЕТЬ
Региональная наблюдательная сеть МПВ наряду с глобальной миграцией загрязняющих веществ должна учитывать региональные 212
природные особенности формирования подземных вод, природные геохимические аномалии, а также выявлять причины и следствия тех или иных негативных проявлений хозяйственной деятельности, которые оказывают влияние на изменения режима уровня и химического состава подземных вод региона.
Принципы выбора и размещения региональной наблюдательной сети МПВ должны учитывать: а) природнб-гидрогеологические особенности изучаемой территории; б) виды, масштабы и характер антропогенных воздействий; в) народнохозяйственную, экологическую и социальную значимость водного объекта. Должны учитываться региональные направления ветров.
Региональная сеть МПВ размещается таким образом, чтобы охватить наблюдениями все типы (провинции), подтипы (зоны) и классы (области) режима подземных вод.
В пределах гидрогеологических районов (подклассов) режима подземных вод наблюдательная сеть размещается в строгом соответствии с геолого-гидрогеологическими особенностями территории, с учетом геоморфологического строения, глубины залегания, мощности водоносного горизонта (комплекса), условий взаимосвязи водоносных горизонтов, особенностей характера питания, движения и разгрузки подземных вод. Требования, предъявляемые к размещению наблюдательной сети, учитывающие специфику названных условий, изложены в ряде методических руководств [72, 93 и др.[. При создании сети необходимо стремиться к комплексности исследований, совмещая по возможности сеть МПВ с сетью мониторинга других сред (атмосфера, поверхностные воды, почвы).
В связи с тем что региональная сеть мониторинга подземных вод предназначается для изучения и контроля влияния региональных источников загрязнения, важное место в планировании сети приобретает выбор первоочередных гидрогеологических объектов наблюдений. К ним относятся: 1) участки месторождений подземных вод, разведанных и прогностических; 2) водоносные горизонты, перспективные для хозяйственно-питьевого водоснабжения; 3) районы планируемого хозяйственного освоения, где целесообразно предварительное изучение фонового режима подземных вод (магистральные газопроводы, участки мелиоративных работ, промышленные комплексы и др.); 4) водные объекты, не испытывающие непосредственного локального техногенного воздействия, но располагающиеся в пограничной области с участком, где нарушен режим подземных вод.
10.4.3.	ОПРЕДЕЛЕНИЕ КОЛИЧЕСТВА ПУНКТОВ
ДЛЯ РЕГИОНАЛЬНЫХ НАБЛЮДЕНИЙ1
С целью определения необходимого числа пунктов наблюдений п для региональных оценок при соблюдении ряда условий можно воспользоваться формулой, выражающей среднюю
Раздел написан И. В. Семеновым.
213
квадратическую погрешность расчетов средней концентрации ингредиента с по территории (<ъ) как функцию средней концентрации этого ингредиента в отдельных точках (с):
=	(10.1)
где Ос — средняя квадратическая погрешность определения в одном пункте, вычисляемая по формуле
Ог= „1 [- Д (с.- — ё)2.	(10-2)
Формулу (10.1) можно записать в виде
П — (ос/Ос)2	(10.3)
или при использовании средних квадратических погрешностей, выраженных аз относительных величинах (%), в виде
n =	(10.4)
где s= (ос/с) • 100 %; s' — заданная погрешность, т. е. погрешность метода определения вещества, погрешность при отборе проб и т. д.
Формулы (10.3), (10.4) позволяют определить необходимое число пунктов наблюдений при заданной погрешности и известной дисперсии значений концентрации загрязняющего вещества. Так, например, для региональных наблюдений на территории Латвийской ССР необходимо 30—50 пунктов (в зависимости от природы загрязняющего вещества и изучаемого водоносного горизонта). Исходя из числа пунктов определяется длина стороны квадрата сети пунктов региональных наблюдений. Целесообразно некоторое «искривление квадратов» для совмещения их в пространстве с уже существующими пунктами режимных гидрогеологических наблюдений, гидрометрическими створами, пунктами ОГСНК (различных подсистем мониторинга). Изучению подлежат главные водоносные горизонты и комплексы, используемые в данной местности для хозяйственно-бытового водоснабжения.
10.5.	РАЗМЕЩЕНИЕ СПЕЦИАЛИЗИРОВАННОЙ НАБЛЮДАТЕЛЬНОЙ СЕТИ ДЛЯ КОНТРОЛЯ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
10.5.1,	ОБЩИЕ ПОЛОЖЕНИЯ
Создание наблюдательной сети, охватывающей промышленные и сельскохозяйственные объекты, крупные централизованные водозаборы, населенные пункты, является первоочередным мероприятием при изучении загрязнения подземных вод. Эта сеть является составной частью общей системы мониторинга подземных вод. Необходимость охвата наблюдательной сетью одновременно и промышленных объектов, и водозаборов обусловлена
214
следующим. Возникающее в районе промышленного объекта (главным образом на участках накопителей, шламохранилищ и др.) загрязнение подземных вод под влиянием источника загрязнения (накопитель, шламохранилище) и естественного движения подземных вод распространяется по водоносному горизонту. Скорость этого распространения резко возрастает при наличии крупных водозаборов, при этом происходит загрязнение водозабора, и он выходит из строя. Поэтому сеть наблюдательных скважин должна охватывать как участок источника загрязнения подземных вод и область загрязнения, так и участок водозабора пресных подземных вод — основной объект охраны подземных вод.
Как отмечалось выше (см. главу 2), загрязнение подземных вод в значительной степени обусловлено загрязнением окружающей природной среды — атмосферы и атмосферных осадков, поверхностных вод, почвы. Поэтому контроль загрязнения подземных вод должен быть увязан с контролем загрязнения указанными компонентами природной среды.
Задачами мониторинга подземных вод на специализированной сети наблюдательных скважин в связи с охраной подземных вод в районах крупных промышленных объектов и водозаборов являются: 1) систематические наблюдения и своевременное обнаружение загрязнения подземных вод (особенно па участках водозаборов) ; 2) оценка масштабов загрязнения подземных вод и изучение его развития во времени и площади, т. е. определение скорости и направления распространения загрязнения, и размеров области загрязнения подземных вод; 3) прогноз распространения загрязненных вод в пласте: 4) изучение миграции загрязняющих веществ в подземных водах и определение миграционных параметров по наблюдениям за динамикой области загрязнения.
По результатам наблюдений за режимом подземных вод •обосновывается необходимость мероприятий по охране подземных вод от загрязнения и истощения.
Сеть наблюдательных скважин размещается с учетом следующих факторов: местоположения, характера и размеров (формы) источников загрязнения; конфигурации области загрязнения подземных вод; строения водоносного горизонта (мощность, неоднородность) и его граничных условий; направления естественного движения подземных вод; скорости движения загрязненных подземных вод; местоположения водозаборов и путей поступления к ним загрязненных или природных некондиционных вод.
Количество наблюдательных скважин и их расположение должно быть «скользящим» во времени, т. е. наращивание такой сети должно определяться характером и скоростью перемещения загрязненных вод. Поскольку в процессе режимных наблюдений необходимо уловить изменение гидрохимической обстановки, то одним из основных факторов, определяющих расположение наблюдательных скважин, является характер и скорость продвижения по пласту загрязненых вод. Время и скорость продвижения загрязненных вод к водозабору определяются по формулам, при
215
веденным в главах 3 и 6 и в работах [18, 35, 37, 98], а продвижение загрязненных вод от источников загрязнения — в главе 4 и в работах [17, 37, 1015 146].
В районах промышленных объектов (источники загрязнения) наблюдательная сеть наращивается от источника загрязнения, в районе водозабора — от границы области загрязненных или некондиционных вод по направлению к водозабору.
Так как в районе промышленных объектов основная нагрузка поступающими с поверхности земли загрязняющими 'веществами падает иа грунтовые воды, то наблюдательные скважины оборудуются преимущественно на горизонт грунтовых вод.
Наблюдательная сеть должна включать как скважины, находящиеся в зоне влияния источника загрязнения, так и фоновые скважины. Несомненно, этот фон должен быть представительным для данного водоносного горизонта.
Анализ проб воды производится не только иа стандартные показатели, но и на характерные для данного района загрязняющие вещества.
Поскольку создание специализированной сети требует бурения скважин, а с этим связаны существенные затраты, то для этих целей необходимо максимально использовать уже имеющиеся наблюдательные скважины и колодцы. Для этого должен быть выполнен анализ состояния существующей режимной сети и ее пригодности для решения задач охраны подземных вод. При этом должны быть учтены следующие моменты: количество во-допунктов (скважины, колодцы, источники) иа исследуемой территории, которые могут быть использованы в качестве наблюдательных; техническое состояние существующих водопунктов и их пригодность для проведения систематических режимных наблюдений; горизонты, на которые оборудованы существующие наблюдательные скважины, интервалы установки фильтров; расстояние, на котором расположены наблюдательные водопункты от источников загрязнения или границы некондиционных вод; расположение скважин относительно направления естественного движения подземных вод — вверх илн вниз по потоку от источ иика загрязнения; возможности контролирования с помощью скважин пути поступления загрязнения к водозаборам подземных вод; дата начала и частота наблюдений за качеством под земных вод в существующих водопунктах; перечень загрязняю щих компонентов, за которыми проводятся наблюдения, и сто пень, с которой эти компоненты характеризуют существующие в исследуемом районе источники загрязнения.
10.5.2.	МЕТОДИКА РАЗМЕЩЕНИЯ НАБЛЮДАТЕЛЬНЫХ СКВАЖИН НА ВОДОЗАБОРАХ
Загрязнение подземных вод на водозаборах может быть обу словлено: 1) проникшими в горизонт с поверхности промышленными и бытовыми стоками или 2) содержащимися в эксплуа
216
тируемом горизонте, а также в смежных пластах природными некондиционными водами. Изучение загрязнения подземных вод должно проводиться как непосредственно на участке водозабора, так и на прилегающей к нему территории, особенно на пути возможного поступления загрязненных вод.
Крупные централизованные водозаборы в большинстве случаев связаны с эксплуатацией подземных вод речиых долин или напорных вод артезианских бассейнов. К водозаборам речных долин относятся прежде всего инфильтрационные водозаборы, эксплуатирующие подземные воды аллювиальных отложений, непосредственно, связанные с речными водами, а также водозаборы, эксплуатирующие близко залегающие от поверхности напорные горизонты и получающие питание из аллювия.
В случае водозабора, расположенного в речной долине и эксплуатирующего напорные горизонты, подпитываемые из аллювия, при размещении наблюдательных скважин необходимо учитывать следующие обстоятельства. Если загрязнение эксплуатационного горизонта связано с речными и аллювиальными водами, а в самом горизонте загрязнение подземных вод отсутствует, то наблюдательная сеть скважин должна охватывать аллювиальные отложения на участке между водозабором и рекой. Количество наблюдательных скважин определяется в зависимости от размеров, типа водозабора (площадной водозабор, линейный ряд) и площади развития аллювиальных отложений, попадающих в область питания водозабора. Размеры этой области приближенно оцениваются по кратчайшему расстоянию хк, в пределах которого время движения загрязненных вод к водозабору будет равно расчетному сроку его эксплуатации. В случае площадного водозабора
хк — Qt3/(nmn), (10.5) а в случае линейного ряда
хк = Qot3/(2nom); (10.6)
здесь Q— дебит водозабора; /э— срок эксплуатации водозабора (срок, на который оценены эксплуатационные запасы); т— средняя мощность водоносного горизонта; п — пористость; Qo—дебит отдельной скважины ряда; о — расстояние между скважинами в ряду.
Если в эксплуатируемом водоносном горизонте содержатся загрязненные воды, поступившие с поверхности земли, то для контроля их перемещения к водозабору необходимы наблюдательные скважины как в самом эксплуатируемом водоносном горизонте, так и в вышележащем аллювиальном водоносном горизонте. При проходке наблюдательных скважин на эксплуатируемый напорный горизонт необходима тщательная изоляция аллювиального горизонта, с тем чтобы не допустить проникновения загрязненных аллювиальных вод в эксплуатируемый водоносный горизонт и его загрязнения. Если этого не предусмотреть, то
217
можно сделать неправильный вывод относительно загрязнения эксплуатируемого горизонта.
Наблюдательные скважины в эксплуатируемом горизонте размещаются по фронту водозабора в двух-трех створах по направлению к области загрязнения подземных вод. В каждом створе располагаются две-три скважины. Указанное число наблюдательных скважин между водозабором и областью загрязнения подземных вод следует считать ориентировочным. В каждом конкретном случае количество наблюдательных скважин устанавливается исходя из реальных условий.
Общая наблюдательная сеть скважин складывается из наблюдательных скважин на площади водозабора и на участке очага загрязнения подземных вод, т. е. на участке промышленного объекта и прежде всего на площади поверхностных хранилищ отходов. Пробы должны отбираться не реже одного раза в квартал из скважин, расположенных близко к границе загрязненных вод, и одного раза .в полгода из удаленных скважин. Частота отбора проб из наблюдательной скважины должна возрастать по мере приближения к ней фронта загрязненных вод.
10.5,3.	МЕТОДИКА РАЗМЕЩЕНИЯ НАБЛЮДАТЕЛЬНЫХ СКВАЖИН
В РАЙОНЕ ПРОМЫШЛЕННЫХ ОБЪЕКТОВ
На территории промышленных объектов загрязнение подземных вод может происходить: на участках производственных цехов, из канализационных систем, на участках вспомогательных производств, очистных сооружений, в районах поверхностных хранилищ сточных вод и твердых отходов (пруды-накопители, испарители, отстойники, шламонакопителй, хвостохранилища, золоотвалы, солеотв алы и др.). Но главным источником загрязнения подземных вод, как уже отмечалось, являются поверхностные хранилища сточных вод, из которых очищенные или неочищенные стоки частично фильтруются в горизонт грунтовых вод, создавая зону загрязнения подземных вод вокруг этих хранилищ и на пути их движения к области разгрузки или водозабору.
Сточные воды, инфильтруясь из хранилищ, загрязняют почву и зону аэрации. Даже после ликвидации хранилища стоков вследствие загрязнения почвы и зоны аэрации возникают вторичные очаги загрязнения подземных и прежде всего грунтовых вод, связанные с загрязнением почвы и зоны аэрации. Атмосферные осадки и тающий снег вымывают из них загрязняющие компоненты и, инфильтруясь в горизонт грунтовых вод, загрязняют в свою очередь его и более глубоко залегающие горизонты подземных вод.
Вследствие значительных размеров поверхностных хранилищ отходов загрязнение подземных вод носит площадной характер. Перенос загрязняющих веществ от источника загрязнения по водоносному горизонту происходит за счет их растекания от хранилища под воздействием этого хранилища, естественного потока подземных вод, влияния крупных водозаборов подземных вод.
218
Как показал анализ этого процесса, влияние хранилищ довольно быстро затухает с удалением от него, и основную роль в миграции загрязняющих компонентов по водоносному горизонту играют естественное движение подземных вод и водозаборы.
Наличие естественного потока подземных вод обусловливает неравномерное перемещение веществ в подземных водах, а именно: замедленное и ограниченное по площади распространение загрязнения вверх по потоку и ускоренное распространение вниз по нему (до области разгрузки подземных вод).
Загрязненные воды движутся в пласте под воздействием естественного потока подземных вод со скоростью
vA = kie, (10.7)
где k — коэффициент фильтрации; te — уклон естественного потока. За время t загрязненные воды переместятся на расстояние х:
х — (10.8)
где и — пористость водоносных пород.
При размещении наблюдательных скважин в районе промышленного объекта и на участке хранилищ отходов, в частности, необходимо учитывать: 1) общее направление и скорость движения подземных вод; 2) расположение участков водоносного горизонта с наибольшей водопроводимостью пород; 3) местоположение ближайших водозаборов подземных вод и их расстояние до источника загрязнения; 4) размеры и форму хранилищ отходов; 5) примерное расположение промышленной канализационной системы (трубопроводы, коллекторы), которая также может быть источником загрязнения подземных вод; 6) расстояние от хранилища стоков до реки; 7) наличие разломов и литологических «ОКОИ».
Наблюдательные скважины должны располагаться прежде всего по направлению естественного движения подземных вод и по направлению к ближайшим водозаборам подземных вод.
В районе хранилищ стоков (или системы хранилищ) наблюдательные скважины размещаются в двух-трех створах, охватывающих направление по потоку подземных -вод и в сторону водозабора, в одном боковом створе и одном створе против потока подземных вод. В створах, расположенных по потоку и в сторону водозабора, оборудуются две-четыре скважины на горизонт грунтовых вод (аллювиальный) и примерно столько же скважин или несколько меньше на нижележащий горизонт напорных вод. Бурение скважин на горизонт напорных вод в области загрязненных аллювиальных вод должно производиться с особой тщательностью, с тем чтобы избежать загрязнения нижележащего горизонта вследствие технически некачественной проходки скважин.
Расстояние между скважинами в этих створах определяется скоростью растекания загрязненных вод по горизонту. Если скважины расположить на большом расстоянии друг от друга и от
219
хранилища, то в течение длительного времени можно вообще не обнаружить загрязнения подземных вод. Если же скважины расположить очень близко от хранилища и на небольшом расстоянии друг от друга, то загрязненные воды могут через сравнительно короткий промежуток времени «проскочить» наблюдательные скважины и дальнейшие наблюдения по ним уже не будут характеризовать перемещение фронта загрязненных вод. Поэтому выбор расстояния между скважинами и хранилищем должен обосновываться скоростями движения загрязненных вод в пласте. Как показали фактические данные и результаты расчетов, в большинстве случаев скорость движения загрязненных вод составляет 0,01—0,5 м/сут. При такой скорости загрязненные воды за 2—3 года пройдут 10—500 м, в среднем 70—100 м; за 10 лет пройденные расстояния будут составлять 50—1500 м, в среднем 200—500 м. В соответствии с этим ближайшая к хранилищу отходов скважина в створе, расположенном по потоку подземных вод или в сторону водозабора, должна находиться на расстоянии не более 50—100 м; последующие скважины должны располагаться на расстоянии 100—200 м друг от друга.
Под влиянием водозабора скорости перемещения загрязненных вод могут быть больше приведенных значений, и это должно (учитываться при размещении наблюдательных скважин. В каждом конкретном случае расположение наблюдательных скважин и расстояние между ними должны уточняться в зависимости от реальных условий по уже имеющимся данным о скорости движения подземных вод и по данным расчетов с помощью приведенных выше формул.
В створе против потока подземных вод достаточно ограничиться одной-двумя скважинами, расположенными последовательно на расстоянии 50—70 и 100—150 м от хранилища отходов; в боковом створе наблюдательная скважина должна находиться на расстоянии 100—200 м от хранилища.
При расположении створов и наблюдательных скважин необходимо учитывать, что сеть скважин должна давать площадную картину состояния качества подземных вод. Необходимо также [учитывать фильтрационную неоднородность пород и приурочивать створы и скважины к наиболее проницаемым зонам, где скорость продвижения загрязненных вод наибольшая.
Пробы на анализ должны отбираться не реже одного раза в квартал из ближинх к зоне загрязнения скважин, но еще не загрязненных, и один раз в полгода — из скважин, более удаленных от зоны загрязнения, а также из скважин, уже находящихся в зоне загрязненных вод.
10.5.4.	РАЗМЕЩЕНИЕ НАБЛЮДАТЕЛЬНОЙ СЕТИ В НАСЕЛЕННЫХ ПУНКТАХ
Наряду с созданием наблюдательной сети на участках источников загрязнения (промышленные и сельскохозяйственные объекты) и водозаборах, необходимо создание специализированной наблюдательной сети в пределах населенных пунктов (горо
220
дов), так как источниками загрязнения подземных вод являются не только промышленные объекты, но и населенный пункт в целом. В пределах населенного пункта могут быть различные источники загрязнения: промышленные предприятия, мусорные свалки, автозаправочные станции, склады горючего, склады химических товаров, автомагистрали, кладбнша и др. Город в целом оказывает существенное влияние на химический состав подземных вод н их температурный режим. На фоне общей аномалии химического состава и температуры подземных вод, охватывающей городскую территорию в целом, выделяются отдельные «сверханомальные» участки, связанные с интенсивными локальными источниками загрязнения (химическое и тепловое).
Для обоснования размещения наблюдательных скважии с целью контроля уровня загрязнения подземных вод в пределах населенного пункта прежде -всего необходимо выделить фактические и потенциальные источники загрязнения подземных вод и составить схему их местоположения.
Наблюдательные скважины на территории населенного пункта целесообразно расположить по нескольким региональным профилям, ориентированным по потоку подземных -вод и проходящим через весь город. Региональные наблюдательные профили должны проходить через основные городские источники загрязнения подземных вод и городские водозаборы для того, чтобы были отражены н депрессионные вороики. Для охвата источников загрязнения, не попавших на региональные профили, проводятся дополнительные короткие продольные н поперечные профили. Система наблюдательных скважин на промышленном предприятии, находящемся в черте города, является составной частью общегородской наблюдательной сети.
10.5.5.	ИЗУЧЕНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОЧВ, ПОВЕРХНОСТНЫХ ВОД И АТМОСФЕРНЫХ ОСАДКОВ
Как уже отмечалось, изучение загрязнения подземных вод должно быть увязано с изучением загрязнения почв, атмосферных осадков н поверхностных вод.
Загрязнение почв связано с растеканием стоков по поверхности и их инфильтрацией на участках хранилищ промышленных отходов, с промышленными выбросами в атмосферу и последующим осаждением загрязняющих веществ на поверхность земли с пылью и атмосферными осадками. Отборы проб почвы на определение содержания в них загрязняющих веществ должны производиться на участках хранилищ промышленных отходов, на территории промышленной площадки и за ее пределами на расстоянии до 2—3 км. При выборе точек для отбора проб необходимо учитывать преобладающее направление ветров. Точки отбора должны быть размещены равномерно по исследуемой площади, с некоторым сгущением по преобладающему направлению ветров на участках складирования твердых и жидких промышленных отходов, на участках возможной разгрузки загрязненных
221
подземных вод в реку. В каждой точке следует производить отбор проб с поверхности (глубина 10—15 см) и с глубины 0,5—1,0 м два раза в год: в период наибольшего выпадения осадков (сразу же после завершения этого периода) и в период отсутствия осадков.
Отбор проб осадков (дождь, снег) целесообразно привязать к точкам отбора проб почв и грунтов, а также к отдельным наблюдательным скважинам на горизонт грунтовых вод, с тем чтобы в таких точках иметь комплекс данных, характеризующих загрязнение почв, атмосферных осадков и грунтовых вод. Отбор проб грунтовых вод в таких комплексных точках должен производиться как до (выпадения атмосферных осадков (таяния снега), так и после их выпадения, для того чтобы выявить связь между загрязнением атмосферных осадков и качеством грунтовых вод.
Отбор поверхностных вод производится на участках выше и ниже сброса сточных вод в реку, а также на участках русла, где возможна разгрузка загрязненных подземных вод в реку.
Для почв, атмосферных осадков (дождь, снег) и грунтовых вод необходимо производить анализ на характерные для исследуемого района загрязняющие вещества.
10.6.	ПРОГРАММЫ НАБЛЮДЕНИЙ ЗА КАЧЕСТВОМ ПОДЗЕМНЫХ ВОД»
Важным вопросом ведения МПВ является выбор программ наблюдений. Все наблюдения на сети МПВ должны проводиться по типовым программам и удовлетворять национальным интересам, системе литомониторинга СССР, Глобальной системе мониторинга природной среды (в части фоновых наблюдений) г а также являться частью отраслевой службы изучения режима подземных вод.
Основными принципами проведения наблюдений является их целенаправленность, систематичность и комплексность, что предусматривает совмещение наблюдений за качеством подземных вод с наблюдениями за загрязнением других природных сред. Поэтому программы наблюдений за подземными водами должны быть приближены к наблюдениям за изменением качественного состояния других сред (атмосферный воздух н атмосферные осадки, поверхностные воды, почвы) н сопоставимы с ними.
Ввиду большого количества загрязняющих веществ и показателей качества воды необходим выбор оптимального ограниченного числа приоритетных показателей. Эти показатели должны быть общими (едиными) для всех районов, характеризовать наиболее распространенные, а также специфические загрязняющие вещества, должны определяться по единой унифицированной методике достаточно просто и надежно (учитывая массовый поток анализов).
1 Раздел написан совместно с Л. П. Лапшовой и С. Г. Мелька новинкой..
222
Целесообразно выделить две группы показателей — общие и специальные, которые соответственно объединяются в общую (Л) и специальную (Б) программы наблюдений. Общая программа в свою очередь подразделяется на две программы — Лц и Az.
Программа Л] (сокращенная) включает показатели, которые являются обобщенными характеристиками качества воды и могут легко определяться в полевых условиях, а также дистанционным путем: минерализацию (электропроводимость), pH, температуру, содержание кислорода, общую жесткость. К обобщенным показателям качества воды, хотя и не определяемым в полевых условиях, но являющимся весьма полезными прн оценке загрязнения подземных вод, следует отнести перманганатную окисляе-мость (при невысоком уровне загрязнения), а также ХПК, ВПК п особенно содержание общего органического углерода (при высоком уровне загрязнения) н сумму тяжелых металлов.
Программа Л2 (полная) включает стандартные показатели качества воды и наиболее распространенные загрязняющие вещества. К этим показателям относятся: pH, Eht органолептические показатели (вкус, запах, цветность, мутность, осадок), минерализация, общая жесткость, главные ионы (катионы — Са2+, -Mg2+, Na++K+, анионы — С1~, SO^_, HCO^j, вещества неорганического происхождения (железо, фтор, цинк, марганец, стронций), биогенные элементы (нитраты, нитриты, аммиак и аммонийные ионы), кремниевая кислота, окисляемость перманганатная, общий органический углерод, микрокомпоненты (ртуть, свинец, кадмий, мышьяк, хром, молибден, никель, хром, медь, бериллий, ванадий), органические загрязняющие вещества (нефтепродукты, фенолы летучие, СПАВ, бенз (а) пирен, хлорорганиче-скне пестициды). Содержание таких веществ, как селей, никель, медь, бериллий, ванадий, определяется лишь в тех случаях, когда для этого имеются природные или техногенные предпосылки.
Специальная программа включает некоторые общие показатели качества подземных вод, наиболее распространенные загрязняющие вещества н специфические загрязнения: минерализацию, жесткость, pH, окисляемость перманганатную, тяжелые металлы (свинец, ртуть, кадмий, мышьяк, хром), нефтепродукты, фенолы летучие, бенз (а) пнрен, хлорорганические пестициды, характерные для района наблюдения специфические загрязняющие вещества.
Программа А у реализуется в пунктах категорий I, программа Az — в пунктах всех категорий, программа Б— в пунктах категорий I—III.
Может быть рекомендована следующая частота наблюдений: программа А2 в пунктах категории IV — один раз в год, в пунктах категории III — один-два раза в год, в пунктах категорий I и II—два раза в год; программа Б в пунктах категории III—'Два раза в год, в пунктах категории II —четыре раза в год, в пунктах категории I—четыре — шесть раз в год; программа Ai в пунктах категории I — ежемесячно.
223
Частота наблюдений по программам Ai и Б в пунктах категорий Т и II может меняться в зависимости от того, насколько быстро меняется гидрохимическая обстановка в водоносном горизонте в точке расположения наблюдательного пункта, а именно: частота отбора проб может возрастать по мере приближения к наблюдательной скважине фронта загрязненных вод.
10.7.	ОПЫТНО-ПРОИЗВОДСТВЕННЫЕ ПОЛИГОНЫ
Опытно-производственные полигоны (ОПП) создаются в связи с решением задач в области охраны подземных вод от загрязнения н контроля нх состояния. Они привязываются к большим промышленным н сельскохозяйственным объектам, выбрасывающим во внешнюю среду значительные количества отходов и расположенным в районах крупного водохозяйственного значения. ОПП предназначаются для изучения миграции загрязняющих веществ в подземных водах, отработки в натурных н производственных условиях методов контроля охраны подземных вод от загрязнения, совершенствования и развития научно-методических основ контроля охраны подземных вод путем изучения процессов загрязнения подземных вод © условиях эксплуатации промышленных н сельскохозяйственных предприятий. Так как контроль охраны подземных вод базируется па наблюдениях за их режимом, а следовательно на мониторинге подземных вод, то целесообразно ОПП считать одним из видов его наблюдательных систем.
Опытно-производственным полигоном называется гидрогеологический стационар, расположенный в типовых природных и техногенных условиях в районе крупного хозяйственного объекта или населенного пункта, воздействующего на используемые для. хозяйственно-питьевых целей пресные подземные воды, для изучения в натурной обстановке влияния антропогенных воздействий на подземную гидросферу, осуществления комплексного мониторинга подземных вод н природной среды, отработки научно-методических вопросов ведения мониторинга и контроля охраны подземных вод.
Таким образом, ОПП предназначены для решения вопросов,, связанных с осуществлением мониторинга подземных вод и контроля охраны подземных вод, и непосредственно вопросов охраны подземных вод от загрязнения. Задачами, решаемыми на ОПП, являются: мониторинг загрязнения подземных вод и природных сред в типовых природных н техногенных условиях н интенсивного антропогенного воздействия на окружающую среду; изучение процессов миграции загрязняющих веществ в подземных водах; изучение влияния загрязненных внешних природных сред (атмосферный воздух и атмосферные выпадения, поверхностные воды, почвы) на качество подземных вод; изучение защищенности подземных вод от поступления в них загрязняющих веществ; совершенствование методов выявления, изучения загрязнения подземных вод и контроля их состояния.
224
ОПП по существу представляет собой крупномасштабную натурную экспериментальную базу, функционирующую в реальных условиях интенсивного воздействия на подземные воды и природную среду. Результаты наблюдений н исследований иа ОПП могут быть перенесены на другие хозяйственные объекты в аналогичных природных н техногенных условиях.
Наиболее подвержены антропогенному воздействию пресные подземные воды, имеющие важное народнохозяйственное значение и залегающие близко от поверхности земли, откуда в них поступают различные загрязняющие вещества. Поэтому создание ОПП предусматривается прежде всего на месторождениях пресных подземных вод с действующими илн проектируемыми централизованными водозаборными сооружениями.
ОПП подразделяются в зависимости от типов месторождений подземных вод, геоморфологических и климатических условий, характера промышленного и сельскохозяйственного объекта. К распространенным месторождениям пресных подземных вод относятся месторождения речных долин, конусов выносов. Воды этих месторождений используются для крупного централизованного водоснабжения. Обычно здесь эксплуатируется аллювиальный нли первый от поверхности межпластовый водоносный горизонт, гидравлически связанный с вышележащим аллювиальным водоносным горизонтом и рекой. Указанные водоносные горизонты залегают в самой верхней части разреза, н на них в наибольшей степени сказываются техногенные условия на поверхности земли. Поэтому ОПП целесообразно создавать на таких илн подобного типа месторождениях, где эксплуатируемые водоносные горизонты залегают близко от поверхности земли.
Участки ОПП следует располагать в районах, различных по климатическим условиям, так как поступление загрязняющих веществ в подземные воды и их накопление там могут существенно различаться в областях аридного и гумндного климата.
Очень важен характер техногенного воздействия на окружающую природную среду и подземные воды. Загрязнение подземных вод, формы нахождения и миграция веществ в инх будут сильно зависеть от вида этих веществ, их физико-химических свойств, а следовательно от вида техногенных объектов на поверхности земли, нз которых происходят выбросы веществ. Так, загрязнение подземных вод нефтяными углеводородами сильно отличается от загрязнения высококонцентрированными рассолами или азотистыми соединениями. Поэтому ОПП необходимо создавать на различных объектах, с различными видами выбрасываемых в окружающую природную среду загрязняющих веществ. К объектам, наиболее загрязняющим подземные воды, почвы, атмосферу и поверхностные воды, относятся предприятия химической промышленности, нефтеперегонные заводы, топливно-энергетические комплексы, предприятия горнодобывающей, целлюлозно-бумажной, фармацевтической промышленности и др. •Среди сельскохозяйственных объектов в первую очередь следует
15 Заказ № 238
225
выделить крупные животноводческие комплексы (включая птицеводческие), которые по своему загрязняющему воздействию на природную среду могут превосходить промышленные предприятия, а также сельскохозяйственные площади, интенсивно обрабатываемые ядохимикатами. В число объектов, изучаемых на полигонах, следует включать крупные поля фильтрации и орошаемые сточными водами сельскохозяйственные площади.
ОПП может включать один или несколько исследуемых объектов; в последнем случае полигон следует рассматривать состоящим из нескольких участков (филиалов).
Основой полигона является хорошо оборудованная стационарная наблюдательная сеть скважин, которая должна охватывать как источники загрязнения (шламонакопители, пруды-отстойники, пруды-испарители и другие приемники отходов, промышленная канализационная сеть, промплощадка предприятия в целом), так и участки водозаборов подземных вод, находящихся в зоне влияния промышленного или сельскохозяйственного объекта. Методика размещения наблюдательных скважин изложена в п. 10.5 и в работах [37, 72, 93]. Очень важно выявить закономерности распространения загрязняющих веществ не только по пласту, в горизонтальном направлении, но н по вертикали, т. е. по мощности водоносного горизонта. Это имеет особое значение для водоносных горизонтов большой мощности (свыше 20 м), неоднородного строения по вертикали и для загрязняющих веществ, отличающихся по плотности от пресной воды. Прн большой мощности водоносного горизонта часть наблюдательных точек надо оборудовать в виде кустов с этажно расположенными скважинами. В одних случаях достаточно двух скважин — на верхнюю и нижнюю части или на верхнюю и среднюю части водоносного горизонта; в других случаях могут потребоваться три-четыре наблюдательные скважины на верхнюю, среднюю и нижнюю части водоносного горизонта. Во всяком случае, кусты с ярусно оборудованными скважинами являются обязательной частью наблюдательной сети ОПП.
Другая особенность наблюдательной сети ОПП заключается в том, что она должна давать длинные ряды наблюдений по каждому пункту или по части пунктов наблюдений, которые должны являться опорными. Это означает, что опорные точки наблюдений должны все время оставаться в одном и том же месте. Поэтому если наблюдательная скважина в опорной точке выходит по техническим причинам нз строя и не может быть восстановлена, то в этом же месте следует пробурить новую наблюдательную скважину, с тем чтобы по ней можно было продолжить наблюдения в данной точке. Это важное обстоятельство, н его необходимо учитывать прн анализе состояния наблюдательной сети и ее развитии.
Опорные пункты должны быть равномерно распределены по площади распространения загрязненных подземных вод. Необходимо, чтобы глубина наблюдений (т. е. глубина установки
226
фильтров) по всем скважинам была одинаковой в пределах всей исследуемой площади. Если задается интервал глубины установки фильтров на среднюю часть водоносного горизонта, то этот интервал должен соблюдаться по всем скважинам, оборудуемым на среднюю часть водоносного горизонта. То же относится к наблюдательным скважинам, сооружаемым на верхнюю и нижнюю части горизонта.
Наблюдательная сеть за подземными водами должна быть дополнена точками отбора проб почвогрунтов, атмосферных осадков, поверхностных вод и донных отложений нз ближайшего водотока или водоема, с которым гидравлически связаны подземные воды. Часть точек отбора проб почвогрунтов и атмосферных осадков должна быть совмещена с опорными пунктами наблюдений за подземными водами. Таким образом, эти опорные пункты будут представлять собой пункты комплексных наблюдений. При определении местоположения точек для отбора проб почв и атмосферных осадков необходимо учитывать направление преобладающих ветров в исследуемом районе и точки размещать по направлению ветров.
При создании ОПП должно быть предусмотрено оборудование стационарных опытных кустов для определения фильтрационных свойств пород исследуемого водоносного горизонта. Если этот горизонт перекрыт разделяющим слоем, а выше залегает водоносный горизонт (например, горизонт грунтовых вод), нз которого загрязняющие вещества поступают или могут поступать в исследуемый горизонт, то опытный куст должен быть оборудован таким образом, чтобы на нем определялись фильтрационные свойства основного горизонта, разделяющего слоя и вышележащего горизонта. По этим же кустам должно контролироваться соотношение уровней этих водоносных горизонтов в связи с оценкой защищенности основного водоносного горизонта. В понятие «основной» вкладывается тот смысл, что этот горизонт является или может быть эксплуатационным. Опытные кусты должны быть устроены в нескольких точках как внутри области загрязненных вод, так и за ее пределами, в области чистых подземных вод. По ним должны периодически (раз в 1—2 года) проверяться фильтрационные свойства пород водоносных горизонтов и разделяющего слоя, а именно: нх ожидаемое постоянство во времени в области чистых подземных вод и возможное изменение в области загрязненных вод в результате нх взаимодействия с породой. Судить о таком изменении можно только в том случае, если этот куст первоначально находился в области незагрязненных вод, а затем вследствие продвижения загрязненных вод и вытеснения чистых вод оказался в загрязненной части водоносного горизонта.
Результаты опытных фильтрационных работ должны дать картину распределения фильтрационных свойств пород водоносного горизонта и характеризовать возможные их изменения и различия в областях чистых и загрязненных вод.
227
15*
Наряду с определением фильтрационных свойств пород должно быть предусмотрено определение миграционных параметров (водоносного горизонта путем постановки опытно-миграционных работ и на основе анализа динамики области загрязнения.. Для выполнения опытно-миграциониых работ необходимо создание специальных опытных кустов, по возможности совмещенных с опытными кустами для определения фильтрационных свойств пород. Определение миграционных параметров на основе анализа динамики области загрязнения, т. е. по изменению во времени размеров этой области и концентрации в ней загрязняющих веществ, представляет собой обратную задачу. В этом случае по изменению поля концентраций (области загрязнения) определяются миграционные параметры (коэффициент дисперсии, пористость), обусловливающие эти изменения. Параметры могут быть оценены по изменению во времени ширины переходной зоны, положения изолиний концентраций, концентрации вещества в фиксированной точке (скважине).
Методика определения фильтрационных и миграционных параметров изложена в публикациях [17, 24, 101, 148].
Примерный состав работ на ОПП в связи с проведением мониторинга подземных вод н контроля их охраны составляет: 1) производство наблюдений за качеством подземных вод; 2) оценка существующих масштабов загрязнения подземных вод; 3) прогноз изменения качества подземных вод; 4) характеристика источников загрязнения подземных вод; 5) изучение загрязнения подземных вод во взаимосвязи с загрязнением окружающей среды; 6) изучение влияния загрязненных атмосферных осадков и почв на качество подземных вод; 7) изучение динамики области загрязнения; 8) определение фильтрационных и миграционных параметров; 9) изучение защищенности подземных вод и составление карт защищенности; 10) гидрогеологическое обоснование водоохранных мероприятий. В этот перечень не вошел ряд других работ, в частности связанных с выявлением и оконтуриванием области загрязнения, применением комплекса методов ее изучения и др.
В связи с необходимостью комплексного изучения загрязнения подземных вод и других природных сред целесообразна совместная постановка таких работ силами территориальных организаций геологической службы и территориальных организаций Г оскомгидромета.
10.8.	КОМПЛЕКСНОЕ ИЗУЧЕНИЕ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
И ПРИРОДНОЙ СРЕДЬ! НА ПРИМЕРЕ ПРОМЫШЛЕННОГО РАЙОНА1
Загрязнение подземных вод является следствием загрязнения окружающей среды в целом — почв, поверхностных вод, атмосферы. Исходя нз этого ВСЕГИНГЕО совместно с ПГО «Южгео-
1 Раздел написан совместно с В. М. ^Мошкиным.
228
логия» с 1975 г. изучают влияние фильтрации промстоков на гидрохимический режим подземных вод в одном из промышленных районов. Ниже излагаются основные результаты этих исследований. Более подробно они освещены в работе [38].
Исследуемый район расположен в долине реки. Здесь развиты трещинные воды верхнего мела, используемые для питьевого водоснабжения близлежащих городов и поселков. На участках пойменных террас реки сосредоточены накопители промстоков трех предприятий.
В пределах пойменных террас находятся два водозабора, эксплуатирующие верхнемеловой водоносный горизонт. Первый из них (А) расположен иа правом берегу реки, второй (В) —на левом. Накопители, находящиеся па правобережной пойме, удалены от водозабора А на 3—3.5 км. Расстояние от озера, в которое сбрасываются сточные воды, на левобережной пойме до водозабора В около 1,3 км.
В пределах поймы развиты (сверху вниз) аллювиальные песчано-глнннстые отложения и мергельно-меловая толща верхнего мела, ниже залегают породы карбона. Воды аллювия и трещиноватой зоны верхнего мела гидравлически связаны н образуют верхний комплекс водоносных горизонтов. Аллювиальный и верхнемеловой горизонты разделяются относительным водоупором (зона кольматации пород верхнего мела) мощностью до 5—7 м.
В естественных условиях подземный поток в аллювиальных отложениях н мергельно-меловой толще движется от водораздела к руслу реки и частично разгружается через аллювий в пойме.
В результате интенсивного водоотбора динамические уровни верхнемелового горизонта оказались ниже уровня подземных вод аллювиальных отложений. Это привело к тому, что воды аллювиальных отложений стали источниками питания верхнемелового водоносного горизонта. Таким образом, существуют гидродинамические условия для перетекания сверху вниз н поступления загрязняющих веществ из аллювиального горизонта в верхнемеловой.
Накопители промстоков находятся в сфере влияния депрес-сионных воронок водозаборов. Промстоки отличаются высоким содержанием сухого остатка, сульфатов, хлоридов, натрия, сероводорода, сероуглерода, поверхностно-активных веществ и органических соединений.
Фильтрация стоков из накопителей pi сбросных прудов, аварийные сбросы в пределах промышленных площадок — основной источник загрязнения окружающей среды. Вторичными источниками загрязнения подземных вод служат загрязненные промстоками: поверхностные воды, загрязненные грунты, газодымовые выбросы предприятий.
Для оконтуривания площади загрязнения водоносных горизонтов, наблюдений за гидрохимическим режимом подземных вод прежде всего необходимо было создать наблюдательную сеть,
229
которая до 1875 г. практически отсутствовала. С этой целью было пробурено 39 скважин, из иих 20 на верхнемеловой н 19 на аллювиальный водоносные горизонты. Оборудовано 15 спаренных наблюдательных кустов на оба водоносных горизонта. Скважины располагаются по профилям, ориентированным в направлении от хранилищ промстоков к водозаборам. Производятся комплексные наблюдения за загрязнением окружающей среды, охватывающие изучение загрязнения почв, поверхностных вод и атмосферных осадков (по 17 пунктам), а также стационарные наблюдения за режимом сброса и химическим составом промстоков.
|Л—Ч 1	Г~ё~1 3 [~О~ ]» F@~U LW1 е
Рис. 32. Схема размещения наблюдательной сети в исследуемом районе.
f— граница распространения водоносного горизонта аллювиальных отложений; 2 — отстойники и шламонакопителй промстоков; 3 — эксплуатационные скважины водозаборов; наблюдательные скважины: 4 — в аллювиальном водоносном горизонте, 5 — в верхнемеловом водоносном горизонте; 6 — комплексные точки наблюдений за загрязнением окружающей среды.
Пробы почв на определение содержания в ннх загрязняющих веществ отбираются на участках хранилищ промышленных отходов н за их пределами на расстоянии до 3—4 км. Чтобы иметь комплекс данных, характеризующих загрязнение почв, атмосферных осадков и подземных вод, в точках, привязанных к отдельным наблюдательным скважинам на аллювиальный водоносный горизонт, отбираются пробы атмосферных осадков и почв. Для отбора проб поверхностных свод выбираются участки выше и ниже сброса сточных вод в реку.
Таким образом, была создана специализированная режимная наблюдательная сеть по изучению загрязнения подземных вод и окружающей среды. Она охватывает всю площадь между водозаборами и источниками загрязнения и позволяет характеризовать как верхнемеловой, так н аллювиальный водоносные горизонты (рис. 32). В состав исследовательских работ вошли: обсле
230
дование источников загрязнения и водозаборов, полевые опытнофильтрационные работы, изучение гидродинамической картины движения подземных вод от источников загрязнения к водозаборам н оценка скорости вертикального водообмена через зону кольматации с применением индикатора, а также стационарные режимные наблюдения. Было выполнено моделирование процесса загрязнения и даны прогностические оценки миграции загрязненных подземных вод в верхнемеловом горизонте. В результате была выявлена картина загрязнения подземных вод в аллю-
И41®'1 ЕЗ7 ЕЗ-’ IIZ]s О
Рис. 33. Схема загрязнения подземных вод аллювиального водоносного горизонта. / — граница распространения водоносного горизонта аллювиальных отложений; 2 — отстойники и шламонакопители промстоков; 3 — канал сброса промстоков; 4 — эксплуатационные скважины водозаборов; 5 — наблюдательные скважины на аллювиальный водоносный горизонт (в числителе — номер скважины, в знаменателе — минерализация, кратная ПДК (ГОСТ 2874—8S); 6— изолинии минерализации аллювиальных вод, у с л. ед.; 7—10 — градации и условные знаки минерализации, превышающей ПДК: 7 — более чем в 5 раз, 8 — в 3—о раз. 9 — в 1—3 раза, 10 — менее 1 раза.
виальном и верхнемеловом водоносных горизонтах, получены данные о загрязнении почвенного слоя и атмосферных осадков.
Установлено, что при загрязнении подземных вод увеличиваются общая минерализация, жесткость, окисляемость, содержание сульфатов, натрия, хлоридов, а также появляются новые, несвойственные подземным водам, загрязняющие вещества.
Области загрязнения аллювиального и верхнемелового водоносных горизонтов представлены на рис. 33 и 34. Загрязнение этих горизонтов происходит с разной интенсивностью. Под влиянием поверхностных, природных и искусственных накопителей промышленных сточных вод прежде всего загрязняется аллювиальный водоносный горизонт. Этот горизонт ничем не защищен от фильтрации в него сточных вод с поверхности земли. Область загрязнения в аллювиальном горизонте наибольшая, площадь ее
231
по контуру общей минерализации 1 г/л составляет 14—15 км2. Верхнемеловой водоносный горизонт может загрязняться только вследствие поступления в него загрязненных аллювиальных вод через защитный слабопроницаемый слой (зону заиления).
Область загрязнения в верхнемеловом горизонте несколько меньших размеров, чем в аллювиальном горизонте: площадь области загрязнения составляет 11 —12 км2 (по изолинии общей минерализации 1 г/л). Наличие здесь области загрязнения свиде-
ЕЕ)/ 2 Д 5	5	8	7 F7I 8 [УП -° I I/O
Рис. 34. Схема загрязнения подземных вод верхнемелового водоносного гори-
зонта.
1 — граница распространения водоносного горизонта верхнемеловых отложений; 2 — отстойники и шламонакопитель промстоков; 3 — канал сброса промстоков; 4 — эксплуатационные скважины; 5 — наблюдательные скважины (в числителе — номер скважины, в знаменателе — минерализация, кратная ПДК (ГОСТ 2874—82), 6 — изолинии минерализации верхнемеловых вод, усл. ед.; 7—fO—градации и условные знаки минерализации, превышающей ПДК: 7— более чем в 3 раза, 8 — в 2—3 раза, 9 — в I—2 раза, — менее 1 раза.
тельствует о том, что разделяющий слой (зона заиления) не является экраном для проникновения загрязненных вод из аллювиального горизонта. Разделяющий слой не выдержан по мощности и неоднороден по фильтрационным свойствам. Учитывая, что зона заиления как относительный водоупор между аллювиальным и верхнемеловым горизонтами регионально распространена вдоль всей долины реки, можно предполагать, что в долине реки, где имеются источники загрязнения и существуют гидродинамические условия для перетекания из аллювиального горизонта в верхнемеловой, происходит загрязнение верхнемелового водоносного горизонта.
Область интенсивного загрязнения подземных вод в аллювиальном горизонте (содержание сухого остатка превышает ПДК в 3 раза) распространяется от шламонакопителей и отстойников сточных вод на 1,7—2,0 км (см. рис. 33). У загрязненных аллю
232
виальных вод характерные для промышленных сточных вод запах и светло-зеленая окраска; они сильно минерализованы, быстро окисляются на воздухе, имеют высокую жесткость, а также содержат значительное количество органических соединений, о чем свидетельствуют большие потери при прокаливании, окраска и высокая окисляемость подземных вод.
Верхнемеловой водоносный горизонт менее загрязнен по сравнению с водами аллювия (см. рис. 34). Однако в радиусе 1,3—1,5 км от шламонакопителей и отстойников содержание сухого остатка в водах верхиемеловых отложений превышает ПДК в 2,7—3,0 раза. Скорость продвижения фронта загрязнения (контур минерализации 1 г/л) по верхнемеловому горизонту по разным направлениям изменяется от 40 до 150 м/год и в среднем составляет 90—100 м/год. Максимальные скорости в начальный период загрязнения составляли 400—500 м/год. Коэффициент дисперсии, приближенно оцененный для верхнемелового горизонта по изменению во времени ширины переходной зоны, изменяется от сотых до десятых долей, а в отдельных случаях достигает единицы.
В результате проведенных индикаторных исследований установлено, что пористость трещиноватых водоносных пород верхнемелового горизонта колеблется в широких пределах—от тысячных до сотых долей; значения пористости, соответствующие движению основной массы индикатора, находятся в интервале 0,01—0,08, преобладают значения 0,01—0,03. Такие же значения пористости были получены по результатам решения обратной задачи исходя из данных изменения во времени качества воды на водозаборе А.
Загрязняющее воздействие поверхностных хранилищ отходов сказывается не только на подземных водах, но и на почвенном слое. Анализ 100 водных вытяжек нз грунтов показал, что наиболее загрязнены почвы на участках, прилегающих к хранилищам промстоков, где водные вытяжки представляют собой высокоминерализованные растворы сульфатно-яатриевого типа с повышенным содержанием ионов хлора. Наибольшие значения общей минерализации водных вытяжек (до 3 г/л) из грунта зафиксированы в районе накопителей промстоков (рис. 35). По сравнению с водными вытяжками, взятыми из грунтов вдали от очагов загрязнения, общая минерализация поровых растворов в районе накопителей промстоков выше в 30 раз, концентрация сульфатов — в 170 раз, натрия — в 70 раз. Сопоставление состава водных вытяжек из грунтов с водами аллювиального горизонта тех же участков указывает на их сходство в типе и минерализации. В водных вытяжках, как и в аллювиальных водах, более всего сульфатов, составляющих до 50 % сухого остатка. Близкие значения химического состава поровых растворов и аллювиальных вод на участке очагов загрязнения свидетельствуют о достаточно высокой фильтрационной проницаемости отложений, подстилающих накопители промстоков. В результате аккумуляции
233
минеральных солей из отходов промышленных производств, сбрасываемых в течение десятков лет, грунты превратились во вторичные источники загрязнения подземных вод, прежде всего аллювиального горизонта.
Характер загрязнения грунтов на рассматриваемой территории в общем соответствует распространению загрязнения в аллювиальном водоносном горизонте. Несомненно, область загрязнения подземных вод по сравнению с областью загрязнения поч-
ЕЗ' ЕЗ2 CLP И 5 Е3« ЕЗ 7	О5
Рис. 35. Схема загрязнения почв в районе хранилищ промышленных отходов.
I — отстойники и шламоиакопнтели промстоков, 2 — канал сброса промстоков; 3 — эксплуатационные скважины; 4 —пункты отбора проб грунта, цифра — минерализация водной вытяжки, мг/100 г грунта; 5 — изолинии минерализации водных вытяжек, мг/100 г грунта; 6—9 —градации и условные знаки минерализации (на 100 г грунта): б —более 100 мг, 7 — 500—1000 мг, 8— 100—500 мг. 9—до 100 мг.
венного слоя более мобильна; она расширяется во времени под влиянием естественного движения подземных вод и работы водозаборов, но вместе с тем можно отметить определенное совпадение конфигурации областей загрязнения почвенного слоя и аллювиального водоносного горизонта. Это позволяет предположить,. что загрязненность почвенного слоя — один из индикаторов загрязнения грунтовых вод, в которые прежде всего попадают вымываемые атмосферными осадками из почвенного слоя загрязняющие вещества. По загрязненности почвенного слоя можно в какой-то степени судить о загрязненности грунтовых вод. Загрязненность почвенного слоя в известной мере может оказаться поисковым признаком при изучении области загрязнения грунтовых вод и ее оконтуривании.
Существенное влияние на качество подземных вод оказывает загрязнение поверхностных вод. В балансе питания водозаборов А и В значительную роль играют речные воды вследствие взаи
234
мосвязи аллювиального горизонта с верхнемеловым. Несомненно, что вместе с речной водой к водозаборам поступают содержащиеся в ней загрязняющие вещества, и пока в реку спускаются сточные воды, водозаборы не могут быть чистыми. Сравнение результатов анализов воды из реки выше и ниже места сброса промстоков свидетельствует о весьма заметном влиянии сточных вод на физические свойства и химический состав речных вод.
Окружающая среда в рассматриваемом районе загрязняется и вследствие газодымовых выбросов промышленных отходов в атмосферу. Рассеяние газодымовых выбросов и выпадение загрязненных осадков происходит на расстоянии б—8 км от источника выбросов по преобладающему направлению ветров. Зона загрязненных осадков прослеживается в виде полосы, вытянутой по направлению ветров. При оседании пыли, выпадении атмосферных осадков и таянии снегов загрязняющие компоненты аккумулируются в почве, грунтах зоны аэрации, а затем попадают в аллювиальный водоносный горизонт.
Приведенные данные свидетельствуют о наличии значительного загрязнения подземных (вод и окружающей среды, которое вызывает сокращение запасов пресных вод питьевого качества, являющихся важным источником водоснабжения в данном районе. Это обусловливает необходимость осуществления мероприятий по защите подземных вод и локализации очага загрязнения. Были выполнены ориентировочные оценки работы защитного водозабора в верхнемеловом горизонте. Назначением такого водозабора в центре очага загрязнения были бы локализация и стягивание области загрязнения посредством откачки загрязненных подземных вод. Расчеты показали, что при производительности защитного водозабора б—8 тыс. м3/сут загрязнение верхнемелового водоносного горизонта, которое наиболее значительно, будет ликвидировано за 5—7 лет. При откачке загрязненных подземных вод верхнемелового горизонта будет усиливаться приток загрязненных вод из аллювиального горизонта вследствие взаимосвязи этих двух горизонтов, что может существенно снизить эффективность работы защитного водозабора. Поэтому загрязненные воды должны одновременно откачиваться из верхнемелового и аллювиального горизонтов.
При работе защитных водозаборов возникает проблема сброса больших количеств откачиваемых загрязненных подземных вод. Эта проблема сложная, так как откачиваемые воды сильно загрязнены и непосредственный сброс этих вод в реку невозможен, необходима их очистка. Однако откачка загрязненных вод даже из двух горизонтов будет недостаточной для предотвращения дальнейшего поступления загрязняющих веществ в подземные воды, если не будут ликвидированы существующие источники загрязнения (накопители, отстойники, сброс сточных вод в озера) на поверхности земли в долине реки в пределах развития верхнемелового горизонта. Ликвидация этих источников загрязнения —
235
первоочередная мера в деле защиты подземных вод и окружающей среды.
Необходима рекультивация земель на участках, прилегающих к поверхностным хранилищам отходов, так как загрязненные почвогрунты даже при ликвидации накопителей и отстойников могут оставаться в течение длительного (времени дополнительным источником загрязнения подземных вод.
Таким образом, мероприятия по защите подземных вод тесно связаны с общим комплексом мер по охране окружающей природной среды в целом.
Необходимо создать водоохранную зону в долине реки на территории, прилегающей к промышленному узлу. Водоохранная зона должна быть достаточно протяженной, особенно вверх по течению реки, включать оба берега и пойму реки в полосе развития верхнемелового водоносного горизонта.
В пределах водоохранной зоны должны быть осуществлены следующие мероприятия: запрещено дальнейшее строительство хранилищ промстоков; ликвидированы существующие накопители (новые накопители должны создаваться как нефнльтрующие и экранированные и только за пределами водоохранной зоны); полностью прекращен сброс сточных вод в реку; устранено или резко сокращено загрязнение атмосферы; проведена рекультивация загрязненных земель; запрещено строительство новых грязеемких промышленных или сельскохозяйственных объектов (например, животноводческих ферм); ограничены любые виды строительства и освоения территории, ведущие к ее загрязнению.
ЗАКЛЮЧЕНИЕ
Загрязнение подземных вод — большая, сложная проблема,, зависящая от природных и техногенных факторов. Взаимосвязь загрязнения подземных вод с загрязнением других природных сред обусловливает необходимость комплексного изучения и мониторинга загрязнения этих сред и планирования комплексных мероприятий по их охране. Важное значение приобретает изучение влияния техногенного загрязнения атмосферного воздуха и выпадений нз атмосферы на качество подземных вод, особенно в связи с тем, что это влияние носит региональный характер и распространяется на большие пространства. Также необходимо изучение влияния загрязненного отходами почвенного слоя на качество грунтовых вод. Большой интерес представляет исследование защитной роли почвенного слоя, в котором наиболее активно протекают физико-химические и биологические процессы преобразования вещества. Загрязнение подземных -вод в свою очередь может вызвать образование в зоне аэрации техногенного газового облака, приуроченного к областям интенсивного загрязнения подземных вод, в первую очередь углеводородами. Комплексное изучение загрязнения подземных вод и других природных сред целесообразно организовать совместными усилиями специалистов разных направлений на специальных полигонах в типовых природных и техногенных условиях.
СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ
1,	Агаев III, М., Степанов И. Н. О химическом составе атмосферных осадков Азербайджана.— ДАН СССР, 1964, т. 154, № 6, с. 1359—1360.
2.	Агрононик Е. 3., Бондарев Н. Д., Иванов В И. и др. Водоснабжение и канализация предприятий химической промышленности,— Л.: Строй-нздат, 1967.— 230 с.
3.	Алексеева Г. В., Кошелев А. А. О тепловом загрязнении окружающей среды объектами топливно-энергетического комплекса.— География и природные ресурсы, 1981, Ле 1, с, 68—74.
4.	А л ь б о в С. В., Д у б я и с к и й В. Н. Химический состав атмосферных осадков и его влияние на развитие карста Ай-Петринского горного массива.— Химическая география и гидрогеохнмия (Пермь), вып. 3(4), 1964, с. 7—17.
5.	Альтшулер II. И., Ермаков Ю. Г. Планетарные, региональные и локальные аспекты загрязнения атмосферы.— В кн.: Актуальные проблемы изменения природной среды за рубежом. М., 1976, с, 19—43.
6.	Ан а и ич ев К. В. Проблемы окружающей среды, энергии и природных ресурсов. Международный аспект.— М.: Прогресс, 1974.— 168 с.
7.	Андрианова А, Н., Д роз дов а В. М. Исследование химического состава снега вокруг г. Ленинграда,—Труды ГГО, 1975, вып. 352, с. 208—213.
8.	А р ц е в А. И. Инженерно-геологические и гидрогеологические исследования для водоснабжения и водоотведения.— М.: Недра, 1979.— 285 с.
9.	Атмосферная диффузия и загрязнение воздуха: Труды ГГО. Вып. 450.—• Л.: Гидрометеоиздат, 1982,— 134 с,
10.	Ауде ре А, К., Линдберг 3, Я., Смирнов Г. А. К вопросу об изучении загрязнения бензапиреном внешней среды крупного города.— Гигиена и санитария, 1975, № 4, с, 98—99,
11.	Бабушкин В. Д., Глазунов И, С„ Гольдберг В. М. и др. Поиски, разведка, оценка запасов и эксплуатация линз пресных вод.—М.: Недра, 1969,—304 с.
12.	Биогеохимические циклы в биосфере: Материалы 7-го пленума СКОПЕ. Москва, 15—22 ноября 1974 г./Под ред. В. А, Ковды.—Мл Наука, 1976.— 356 с.
13.	Бобовникова Ц. И., Малахов С. Г,, Махонько Э. П. Система наблюдения и контроля за уровнем загрязнения почв.— В кн,: Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: Труды 2-го Все-союз. совсщ. Обнинск, 1979 г. Л., 1980, с. 5—9.
14.	Богомолов Г. В„ Силнн-Бекчурин А. И. Подземные воды п их изучение.— Минск: Паука и техника, 1966.— 211 с,
15.	Большаков А, П., К и р и к и л и ц а С. И., П т у ш к а Л. И., Эдельман А, М. Техногенные ореолы ртути.— Гигиена и санитария, 1974, №2, с 111—112.
16.	Бочевер Ф. М., Гарлинов II. В., Лебедев А. В., Шестаков В. М. Основы гидрогеологических расчетов. 2-е нзд.— Мл Недра, 1969.— 567 с.
17.	Бочевер Ф. М., Лапшин И. Н., Ор а дов ска я А. Е, Защита подземных вод от загрязнения.— М., Недра, 1979.— 254 с.
18.	Бочевер ф, М., Орадовская А. Е. Гидрогеологическое обоснование защиты подземных вод и водозаборов от загрязнения.— М.: Недра, 1972.— 129 с
19.	Бр агннский А. П. Пестициды и жизнь водоемов.— Киев: Наукова думка, 1972.— 227 с.
20.	Б у л а т к и н а Г. А., Руднева Е. А. Химический состав атмосферных осадков и его связь с условиями погоды по данным экспериментальной полевой станции.— В ки.: Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: Труды 2-го Всесоюз. совещ. Обнинск, 1979 г. Л , 1980, с. 59—62.
238
21.	В а й ч и с М. В., Славенене Л. В., О ню на с В. М. Влияние промышленных выбросов на химический состав и свойства снежной воды.— В кн.т Геохимическое картографирование техногенных изменений окружающей среды.. Вильнюс, 1984, с. 51—52.
22.	Веригин Н. П., Шер жуков Б. С. Диффузия и массообмен при фильтрации жидкостей в пористых средах,— В кн.: Развитие исследований по теории фильтрации в СССР. М., 1969, с. 237—277.
23.	В е р и г н н Н. Н., Орадовская А. Е. Методические указания по оценке растворения засоленных грунтов в теле и основании гидротехнических сооружений.— М.: Изд. ВОДГЕО, i960.— 38 с.
24	Веригин Н. Н., Саркисян В. С., Ш ер ж у к о в Б. С. Гидродинамические п физико-химические свойства горных пород.— М.: Недра, 1977.— 269 с.
25.	В е р н а д с к и й В. И. История природных вод.— Избранные соч. Т. 4. Кн. 2. М.: Изд-во АН СССР, I960,—479 с.
26.	Временные методические указания по контролю загрязнения почв/Под ред. С. Г. Малахова.— М.: Гидрометеоиздат, 1983.—127 с.
27	Геохимия ландшафтов при поисках месторождений полезных ископаемых и охране окружающей среды: Тез. докл.— Ростов н/Дон: Изд. Ростов, гос. ун-та, 1982.— 285 с.
28	Герасимов И. И. Научные проблемы современного мониторинга окружающей среды.— Известия АН СССР. Сер. геогр., 1975, № 3, с. 13—25.
29	Гидрогеологические исследования за рубежом/Под ред.. Н. А. Маринова.— М.: Недра, 1982.— 426 с.
30.	Г и р е н к о А. X. Некоторые закономерности в химии вод атмосферы.—-Гидрохимические материалы, 1959, т. 28, с. 101—111.
31.	Гиренко А. X. О природе атмосферных водных растворов: Автореф.. дис. на с он ск. учен. степ. канд. хим. наук. Новочеркасск, 1964.— 20 с.
32.	Г о л у б е в В. С. Динамика геохимических процессов.— М.: Недра,, 1981.—208 с.
33.	Голубев В. С., Г а р и б ь я н ц А. А. Гетерогенные процессы геохимической миграции.— М.: Недра, 1968.— 192 с.
34.	Гольдберг В. М. Гидрогеологические прогнозы движения загрязненных подземных вод.— М.: Недра, 1973.— 170 с.
35.	Гольдберг В. М. Гидрогеологические прогнозы качества подземных вод па водозаборах.— М: Недра, 1976.—152 с.
36.	Г о л ь д б е р г В. М. Природные и техногенные факторы защищенности грунтовых вод.— Бюл. Моск, о-ва испытателей природы. Отд. геол., 1983, т. 58, вып. 2, с. 102—110.
37.	Гольдберг В. М., Г аз да С. Гидрогеологические основы охраны подземных вод от за!рязнения.— М.: Недра, 1983.— 261 с.
38.	Гольдберг В. М., Мошкин В. М. Изучение загрязнения подземных вод и окружающей среды на примере одного из промышленных районов.— Бюл. Моск, о-ва испытателей природы. Отд. геол., 1980, т. 55, вып. 4, с, 97—105.
39.	Г р а бо в и и к о в В. А„ Рубейкнн В. 3., Самсонова Л. М., Самсонов Б. Г. Формирование и строение ореолов рассеяния вещества в подземных водах.— М.: Недра, 1977.— 136 с.
40.	Д а в ы д о в а Н. Д. Оценка влияния техногенных выбросов ГРЭС на почвы лесостепи.— В кн.: Почвы территорий нового освоения, их режимы и рациональное использование. Иркутск, 1980, с. 123—126.
41.	Давыдова Н. Д., Покатилов Ю. Г. Особенности влияния выбросов ГРЭС на геосистемы западного участка КАТЭК.-- География и природные ресурсы, 1981, № 4, с. 92—100.
42.	Д е н и с о в П. В. Химический состав атмосферных осадков северного Тянь-Шаня.—ДАН СССР, 1956, т. НО, № 5, с. 842—843.
43.	Д е и и с о в П. В., Бугаев А. Л. Химический состав атмосферных осадков северо-восточной части Украины.— ДАН СССР, 1956, т. 108, № 5i. с. 879—881
44.	Дмитриев Ф. А. Состав и распределение углеводородов в снежноледяном покрове и водах Арктического бассейна.— В кн.: Тез. докл. 2-го
239
Междунар. симпоз. по геохимии природных вод СССР. г. Ростов-иа-Дону, 17— .22 мая 1982 г. Ростов н/Дон, 1982, с. 91—93.
45.	Дроздова В. М., Петренчук Л. П., Селезнева Е. С,, Свистов П. С. Химический состав атмосферных осадков на Европейской территории СССР.— Л.: Гидрометеоиздат, 1964.— 210 с.
46.	Жуков А. И., Демидов Л. Г., Монга йт И. Л. и др. Канализация промышленных предприятий.— М.: Стройиздат, 1969.— 370 с.
47.	Ж у р а в л е в а М. Г., Несвижская Н. О., С а е т Ю. Е. и др. Промышленные выбросы как источник загрязнения окружающей среды химическими элементами.— В кн.: Геохимия ландшафтов при поисках месторождений полезных ископаемых и охраны окружающей среды: Тез. докл. Ростов н/Дон, 1982, с. 12—14.
48.	3 а б у л и с Р. М. Оценка условий загрязнения и защищенности грунтовых вод по их инфильтрационному питанию.— В кн.: Достижения и задачи исследований по геологии Литовской ССР. Вильнюс, 1981, с. 211—213.
49.	3 в е р е в В. П. Роль атмосферных осадков в круговороте химических элементов между атмосферой и литосферой.— ДАН СССР, 1968, т. 181. № 3, с. 716—719.
50.	3 в е р е в В. П. Роль подземных вод в миграции химических элементов.— М.: Недра, 1982.— 183 с.
51.	Зверев В. 11., Кононов В. И., Ильин В. А. и др. Миграция химических элементов в подземных водах на территории СССР.— М.: Наука, 1974.—239 с.
52.	Зверев В. П., Ру бей кин В. 3. Роль атмосферных осадков в круговороте химических элементов между атмосферой, литосферой и гидросферой.— Известия высших учебных заведений. Геология и разведка, 1973, № 12, с. 54—60.
53.	Зекцер И. С. Закономерности формирования подземного стока и научно-методические основы его изучения.— М.: Наука, 1977.— 124 с.
54.	Зекцер И. С., Д ж а м а л о в Р. Г., МесхетелиА. В Подземный водообмен суши и моря.— Л.: Гидрометеоиздат, 1984.— 207 с.
55.	И з р а э л ь Ю. А. Глобальная система наблюдений. Прогноз и оценка изменений состояния окружающей природной среды. Основы мониторинга.— Метеорология и гидрология, 1974, № 7, с. 6—13.
56.	И з р а э л ь Ю. А. Экология и контроль состояния природной среды,— Л.: Гидрометеоиздат, 1979.— 375 с.
57.	Израэль Ю. А., Б олтн ев а Л. И„ Гасилина Н. К- и Др- Основные принципы и результаты прогнозирования последствий воздействия КАТЭК иа окружающую природную среду.— География и природные ресурсы, 1980, № 8, с. 17—23. -
58.	Израэль Ю. А., Гасилина Н. К., Ровинскпй Ф. Я-, Филиппова Л. М. Осуществление в СССР системы мониторинга загрязнения природной среды.— Л.: Гидрометеоиздат, 1978.—115 с.
59.	И з р а э л ь Ю. А., Ф и л и п п о в а Л. М., Ровинский Ф. Я-, Колосков И. А. О программе комплексного фонового мониторинга состояния окружающей природной среды.— Метеорология и гидрология, 1978, № 9, 60. И м а с е к и Т. Количество и состав атмосферных осадков в Ничнига-хара (близ Токио) при сельскохозяйственной опытной станции.— Почвоведение, 1930, № 1-2, с. 107—109.
61.	Интенсификация сельскохозяйственного производства и проблемы защиты окружающей среды.— М.: Паука, 1980.— 215 с.
62.	Исследование окружающей среды геохимическими методами: Сборник научных статей.— М.: Отпеч. на множит, аппарате Т1МГРЭ, 1982.
63.	К а р а в а п о в К- П., Козлов А. Г, Роль атмосферных осадков в формировании химического состава грунтовых вод.— В кн.: Материалы 5-го совсщ. по подземным водам Сибири и Дальнего Востока. Иркутск*, Тюмень, 1967, с. 65—66.
64	Кац Д. М. Контроль режима грунтовых вод на орошаемых землях.— М.: Колос, 1967.— 183 с.
65.	Кикоин И. К., Кикоин А. К. Молекулярная физика.— М.: Наука, 1976.—480 с.
240
66.	Киреев В. А. Краткий курс физической химии.— М: Химия, 1978.— 620 с.
67.	Клементьев В. П. Особенности развития гидрогеохимических процессов под воздействием промышленных отходов солигорских калийных комбинатов.— В кн.: Материалы 3-й науч. конф, молодых геологов Белоруссии. Минск,. 1969, с. 192—195.
68.	Ковалевский В. С. Условия формирования и прогнозы естественного режима подземных вод.— М.: Недра, 1973.— 154 с.
69.	Ко л о д я ж и а я А. А. Режим химического состава атмосферных осадков и их метаморфизация в зоне аэрации.— М.: Изд-во АН СССР, 1963 — 166 с.
70.	К о л i с и и к П. И., Ткаченко К. Д. Некоторые данные о химическом составе атмосферных осадков в районе Киева.— BIchhk Киёвськ. ун-ту. Сер. геол та геогр., 1967, № 8, с. 93—98.
71.	Комплексный глобальный мониторинг загрязнения окружающей природной среды: Труды Междуиар. симпоз. Рига, 12—15 декабря'. 1978 г. Л.: Гидрометеоиздат, 1980.— 376 с.
72.	К о н о п л я н ц е в А. А., Семенов С. М. Изучение, прогноз н картирование режима подземных вод.—М.: Недра, 1979.— 192 с.
73.	К о р о н к е в и ч Н. И. Влияние природных факторов на водопотребле-ние.— Известия АН СССР. Сер. геогр., 1972, № 5, с. 54—62.
74.	К о с т и н П. П., Пименов М. К. Подземные хранилища жидких промышленных отходов и геологе-гидрогеологические материалы, необходимые-для их проектирования.— Труды ВСЕГИНГЕО, 1969, вып. 14, с. 130—140.
75.	К о ш е л е в А. А., Степанова Т. А., Алексеева Г. В„ Глад-к их О. П Оценка динамики дымовых и тепловых выбросов КАТЭКа и возможных способов их уменьшения.— В кн.: Географические условия создания Канско-Ачинского топливно-энергетического комплекса (КАТЭКа)- Иркутск,. 1979, с. 141—153.
76.	Крайнов С. Р., Швец В. М. Основы геохимии подземных вод.— М.: Недра, 1980.— 286 с.
77.	Кудрявцева В. М. Влияние Люберецких полей фильтрации иа состав подземных вод.— Гигиена и санитария, 1968, № 2, с. 104—107.
78.	Куликов Н. И„ Окрушко В. Е., Скрябина Л. Ф., Тимофеева В. Ф. Защита р. Кривой Торец от загрязнения грунтовыми и атмосферными водами с территории Дзержинского фенольного завода.— В кн.: Актуальные проблемы водохозяйственного строительства. Львов, 1975». с. 133- 134.
79.	Лейте В. Определение органических загрязнений питьевых, природных н сточных вод. Пер. с нем.—М.: Химия, 1975,— 199 с.
80.	Лыс а к А. В., Назаров II. М., Ряб ош ап ко А. Г. Проблема дальнего атмосферного переноса загрязнений.— Журнал Всесоюз. хим. о-ва нм. Д. И. Менделеева, 1979, т. 24, № 1, с. 25—29.
81.	Львович А. И. Защита вод от загрязнения.— Л.: Гидрометеоиздат, 1977.—167 с.
82.	Л ь в о в н ч М. И., К о р о н к е в и ч Н. И, Ориентировочный прогноз использования н охраны водных ресурсов СССР на уровне 2000 г.— Известия АН СССР. Сер. геогр., 1971, № 2, с. 35—48.
83.	Лялько В. И., Бут Ю. С., Филиппов 10. Ф., Шнейдерман Г. А. Моделирование гидрогеологических условий охраны подземных вод.— Киев: Пауков а думка, 1980.— 190 с.
84.	М а к а р е н к о Ф. А., 3 в е р е в В. П. О подземной химической денудации на территории СССР.— ДАН СССР, 1970, т. 192, № 2, с. 424—427.
85.	М а к а р е н к о Ф. А., 3 в е р с в В. П, Подземный химический сток на территории СССР.— Литология и полезные ископаемые, 1970, № 6, с. 30—37.
86.	М а л а х о в С. Г., Доттвайлер Д. В. О переносе и превращениях пестицидов в окружающей среде.—Метеорология н гидрология, 1978, № 3, с. 117—120.
87.	Махонько Э. П., Малахов С. Г., Блинов Б. К, Н е с п я -тииа Т. В. Содержание тяжелых металлов в растворимых осадками формах в выпадениях в зависимости от расстояния от источника загрязнения.—
16 Заказ Кг 238
24J
Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах: Труды 2-го Всесоюз. совещ. Обнинск, 1979 г. Л., 1980, с. 53—58.
88.	Мелентьев В. А., Нагли Е. 3. Гидрозолоудалснне и золоочвалы.— Л.: Энергия, 1968.— 238 с.
89.	М е л ь к а и о в и ц к а я С. Г. Органические вещества подземных вод по данным гидрохроматографических исследований.— Геохимия, 1980, № 2, с. 272— 285.
90.	Мере н ю к Г. В. Загрязнение окружающей среды и здоровье населения.— Кишинев: Штиинца, 1984.— 144 с.
91.	Метеорологические аспекты загрязнения aiмосфсры. Т. I —3. Сборники докл. Мел: дун ар. симпоз. Ленинград, март 1977 г.— М.: Гндрометео-«здат, 1981.— Т. 1, 181 с.; Т. 2, 178 с.; Т. 3, 202 с.
92.	Методические рекомендации по геохимической оценке загрязнения территорий городов химическими элементами.— М.: Отпеч. на множит. аппарате ИМГРЭ, 1982.— 112 с.
93.	Методические рекомендации по гидрогеологическим исследованиям и прогнозам для контроля за охраной подземных вод/Сост. В. М. Гольдберг.— М.: Отпеч. на множит, аппарате ВСЕГПНГЕО. 1980.— 86 с
94.	М е т о д и ч е с к и е рекомендации по контролю за охраной подземных вод/Сост. В. М. Гольдберг, В. Н. Кладовщиков, И. И. Хаджнбаев, М. А. Расновская.— М.: Отпеч. на множит, аппарате ВСЕГПНГЕО, 1976.— 52 с.
95.	М е т о д и ч е с к и е рекомендации по типизации условий защищенности водоносных горизонтов от загрязнения ядохимикатами, применяемыми в сельском хозяйстве/Сост. В. Г. Самойленко, А. II. Горшков.— Ташкент: Изд. ГИДРОИНГЕО, 1981,—25 с.
96.	Методы исследования загрязнения подземных вод Прибалтики: Тез. докл. науч.-произв. семинара. Литовская ССР, г. Шяуляй, 1982 г. Вильнюс, 1982.— 106 с.
97.	Методы фильтрационных расчетов гидромелиоративных систем/Под ред. Н. II. Веригина.— М.: Колос, 1970.— 287 с.
98.	Минкин Е. Л. Гидрогеологические расчеты для выделения зон санитарной охраны водозаборов подземных вод.— М.: Недра, 1967.— 123 с.
99.	Минкин Е. Л. Взаимосвязь подземных и поверхностных вод и ее значение при решении некоторых гидрогеологических и водохозяйственных задач.— М.: Стройиздат, 1973.— 103 с.
100.	Мироненко В. А. Динамика подземных вод.— М.: Недра, 1983.— 357 с.
101.	Мироненко В. А., Румынии В. Г., Учаев В. К. Охрана подземных вод в горнодобывающих районах.— Л.: Недра, 1980.— 320 с.
102.	Моложавая Е. II., Встрилэ Л. А. К вопросу об адсорбции и дальности распространения бактерий в водонасыщенных грунтах.— В кн.: Гигиена воды и санитарная охрана водоемов (экспериментальные исследования): Сб. научи, трудов Института общей н коммунальной гигиены им. А. Н. Сы-сина.— М., 1973, с. 13—19.
103.	Найштейн С. Я. Миграция химических соединений в окружающей среде как основа нормирования их содержания в почве.— В кн.: Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах; Труды 2-го Всесоюз. совещ. Обнинск, 1979 г. Л., 1980, с. 29—35.
104.	Недрнга В. П. Инженерная защита подземных вод от загрязнения промышленными стоками.— М.: Стройиздат, 1976.— 95 с.
105,	Нем ер юк Г. Е. Роль испарения при миграции солей в атмосферу.— Гидрохимические материалы, 1969, т. 50, с. 38—46.
106.	Орадовская А. Е., Моложавая Е. И. Миграция микробных загрязнений в подземных водах.—-Труды ВОДГЕО, 1977, вып. 63, с. 70—77.
107.	Паттон А. Энергетика н кинетика биохимических процессов.— М.: Мир, 1968.— 159 с.
108.	П е т р е и ч у к О. Т. Изменение состава осадков в районе Свердловска в зависимости от метеорологических условий.— Труды ГГО, 1963, вып. 141, с. 28—35.
242
109.	П е т р енчу к О. Т. Экспериментальные исследования атмосферною' аэрозоля.— Л.: Гидрометеоиздат, 1979.— 264 с.
110.	П и н и е к е р Е. В. Охрана подземных вод.— Новосибирск: Наука,. 1979.—69 с.
111.	Пл а ни и Ю. Г. О химическом составе атмосферных осадков в Вахш-ской долине как источнике поступления солей.— ДАН ТаджССР, 1965, т. 8, № 7, с. 21—23.
112.	П л о т н и к о в Н. И., К р а е в с к и й С. Гидрогеологические аспекты охраны окружающей среды.— М.: Недра, 1983.— 207 с.
113.	Поздняков А. К Лесное ресурсоведение.— Новосибирск: Наука, 1973 — 120 с.
114.	П о л о ж е и и е об охране подземных вод.— М.; Изд. ВСЕГИНГЕО, 1985.—21 с.
115.	Пр о сен ко в В. И. Изменение температуры и минерализации подземных вод на территории Москвы.— Разведка и охрана недр, 1973, № 12, с. 36—41.
116.	Просенков В. И. Прогноз геотермических изменений под воздействием градопромышленного комплекса Москвы.— Советская геология, 1978, № 9, с. 115—121.
117.	Работнова И. Л. Общая микробиология.— М.: Высшая школа,. 1966.—271 с.
118.	Радченко И. В. Молекулярная физика.— М.: Наука, 1965.— 479 с..
119.	Ромаду Ф. Основы прикладной экологии,—Л.: Гидрометеоиздат, 1981.—543 с.
120.	Рубейкин В. 3. Влияние атмосферных осадков на химический состав подземных вод.— Труды ВСЕГИНГЕО, 1978, вып. 118, с. 8—20.
121.	Самойленко В. Г. О защитных свойствах зоны аэрации при сельскохозяйственном загрязнении подземных вод.— Вопросы гидрогеологии ноосферы, 1978, вып. 3, с. 3—16.
122.	Самойленко В. Г., Арипов С. А. Оценка защищенности грунтовых вод Узбекистана от загрязнения сельскохозяйственными ядохимикатами.— Сборник научных трудов Таш ГУ, 1979, № 579, с. 67—77.
123.	С в и р и до в а И. К. Результаты изучения вымывания азота и зольных элементов дождевыми осадками из крои древесных пород.— ДАН СССР, 1960, т. 133, № 3, с. 706—708.
124.	Селезнева Е. С. Атмосферные аэрозоли.— Л.: Гидрометеоиздат, 1966,— 174 с.
125.	Семенов Е. М. Некоторые вопросы фильтрации нз шламохранилнщ.. Труды ВОД ГЕО, 1967, вып. 18, с. 60—63.
126.	Семенов И. В. О кинетике биохимического окисления загрязняющих веществ.— Гидрохимические материалы, 1975, т. 10, с. 31—44.
127.	Сергеев Е. М. Инженерная геология и охрана окружающей среды.— Вестник МГУ. Сер. геол., 1979, № 6, с. 75—35.
128.	Состояние окружающей среды 1980; Программа ООН по охране окружающей среды.— М.: Изд. ВИНИТИ, 1980.— 83 с.
129.	С ы д ы к о в Ж. С. Подземные воды Мугоджар и прнмугоджа рекой, равнины.— Алма-Ата: Наука, 1966.— 134 с.
130.	Твердые отходы/Под ред. Ч. Мантелла.— М.: Стройиздат, 1979.— 519 с.
131.	Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем.— М.: Наука, 1981.— 256 с.
132.	Ткаченко К. Д. Атмосферные осадки как фактор минерализации грунтовых вод (на укр. яз.)_—Геологический журнал, 1967, т. 27, № 2, м. 53— 57.
133.	Т о и к о п и й Н. И., Розанова В. Ф., Минц И. М. К вопросу накопления бенз (а) пиреиа в почве.— Гигиена н санитария, 1973, № 4, с. 112—113.
134.	Тютюнова Ф. И. Физико-химические процессы в подземных водах.— М.: Наука, 1976.— 127 с.
135.	Тютюн о ва Ф. И., Пантелеев И. Я., Пантелеева Т. И. и др. Прогноз качества подземных вод в связи с их охраной от загрязнения.— М.: Наука, 1978.—207 с.
16*
243-
136.	Укрупненные нормы недопотребления и водоотведения для различных отраслей промышленности — М.: Стройиздат, 1978.— 590 с.
137.	Ферсман А. Е. Геохимия,— М.; Л.: Пзд-во АН СССР, 1934.— 354 с.
138.	Флутгейт Дж. Д. Биологический распад углеводородов в морской воде.—В кн.: Микробиология загрязненных вод. М-, 1976, с. 135—150.
139	Фотиев С. М. Химический состав атмосферных осадков в районе пос. Чульман Якутской ССР.— Гидрохимические материалы, 1964, т. 36, с. 3—14.
140.	Фрид Ж- Загрязнение подземных вод.— М„; Недра, 1981.— 304 с.
141.	Фролов Н. М., Ш к а т у и к и н В. Н. Эволюция геотемператур -ного поля Москвы с 1945 по 1975 г.—Инженерная геология, 1983, №' 2, с. 109-118.
142.	Хасанов А С. Значение атмосферных вод в процессе формирования солевого состава подземных вод.— ДАН УзбССР, 1961, № 3, с. 19—22.
143.	Чарный И. А. Подземная пвдрогазодинамика,— М.: Гостоптехиздат, 1963,—346 с.
144.	Шамшурин А. А., Кремер М. 3. Физико-химические свойства пестицидов.— М.: Химия, 1976.— 327 с.
145.	Шварцев С. Л. Гидрогеохимия зоны гипергенеза.— М.: Недра, 1978.— 278 с.
146.	Шестаков В. М. Основы гидрогеологических расчетов прн фильтрации из хранилищ промышленных стоков.— М.: Пзд. ВОДГЕО, 1961.—100 с,
147.	Шестаков В. М. К теории фильтрации растворов в грунтах.— В кн.: Вопросы формирования химического состава подземных вод. М„ 1963, с. 192—213.
148.	Шестаков В. М. Динамика подземных вод. 2-е изд.— М.: Изд-во МГУ, 1979.— 367 с.
149.	Шестаков В. М. Теоретические модели переноса загрязнения в подземных водах.— В кн.: Научные основы изучения и охраны подземных вод. Ч. 2. М„ 1980, с. 3—16.
150.	Шили и а А. И., Журавлева А. В. Глобальные и региональные аспекты загрязнения среды беиз (а) пиреном.— В кн.: Миграция загрязняющих веществ в почвах и сопредельных средах Труды 2-го Всесоюз. совещ. Обнинск, 1979 г. Л., 1980, с. 63—69.
151.	Шпильрейн Я. Н. Таблипы специальных функций. Ч. 1.— М.; Л.: Гостехтеориздат, 193'3.— 159 с.
152.	Юнге X. Химический состав и радиоактивность атмосферы.— М.‘ Мнр, 1965.— 424 с,
153.	Якубова Р. А. Природные воды Узбекистана и их охрана от загрязнения пестицидами.— Ташкент: Фаи, 1977.— 112 с.
154.	Янчев В. К Охрана водных ресурсов вблизи золоотвалов.— Водные ресурсы, 1974, № 4, с. 23—27.
155.	Acidification today and tomorrow.— Sweden; Swedish ministry of agriculture, 1982.—232 p.
156	Eriksson E. Composition of atmospheric precipitation. II Sulpfur. chloride, iodire compounds.— Tellus, 1952, vol. 4, N 4, p. 280—303.
157.	Milde Gerald. Gefahrdung und Schutz des Umweltfaktors Grund-wasser. T. I.— Nene Bergbautechn., 1975, Bd 5, N 10, S 750—759.
158.	AH 11 er S. Trends in air measurements.— Environ. Sci. and Technol, 1982, vol. 16, N 9, p. A505—A507.
159.	О lb r tick J. Der Umweltvcrschrautzer— Wetterlotse, 1957, Bd 27, N 347-348, S. 165—168
160.	Parker F. Z. Thermal pollution consequences of the implementation of the presidents energy message on increased coal utilization.— Environ. Health. Perspect, 1979, N 33, p. 303—314.
161.	Pearc T. The menace of acid rain.— New. Sci., 1982, vol. 95, N 1318, p. 419—424.
162.	Pelikan V. Ochrana podzemnlch vod.— Praha: SNTL, Nakladatelstvi technicke literatury, 1983.-—324 p.
163.	Rish T. Acid precipitation.— J. Water Pollut. Contr Fed., 1981, vol. 53, N 5, p. 518—521.
244
164.	Sekhon R. S., Ramana M. V. Studies on atmospheric particulate matter at Delhi.— Indian J. Meteorol. and Geophys., 1965, vol. 16, N 2, p. 201—211.
J65. Venhuizen K- D- Verzuurt 66k ons ground water? — Tijdschr. water-wourz. en afvalwaterhandeb, 1983, vol. 16, N 19, p. 439—444.
166.	Watanobe A., M о g h i s s i A. A., Zutz E. J. Atmospheric rellases from fossil fuel power plants in the United States.— Environ. Int, 1980, vol. 4, N 5—6, p. 357—382.
167.	Wisniewski J, Keitz E. Acid rain deposition patterns in the continental United States.— Water, Air and Soil Pollut., 1983, vol. 19, N 4, p. 327—339.
ПРЕДМЕТНЫЙ УКАЗАТЕЛЬ
Аномалия температурная 53, 54
Вещества загрязняющие 14, 15
Время фильтрации 106, 107
Водозабор 120, 121
засоление полное 169
область питания 120, 121
одиночный 153
Воды сточные 15—19
Вытеснение поршневое 71, 72
Деформация гравитационная 83, 84
Дисперсия вещества 74, 75
Дожди кислотные 139, 140
Загрязнение
бактериальное 10, 29, 30
источники 34, 35
масштабы 59—62
нитратное 28
нефтяное 26
почв 150, 151
тепловое 30, 31
химическое 25
хлоридное 27
экстремальное 12, 65
Защищенность вод
грунтовых 191—193
напорных 196, 197
факторы 187, 188
Золоотвалы 42
Интрузия морских вод 177—179
Качество вод фоновое 9
Коли-индекс 10
Коли-титр 10
Комплексы животноводческие 24, 109
Концентрация предельно допустимая
Коэффициент дисперсии 76
Металлы тяжелые 28
Модели миграции 71
Модуль техногенной нагрузки 44
Мониторинг 201—203
Облако газовое техногенное 50, 51 Окисление
биохимическое 89, 90
химическое 86
Орошение стоками 109
Осадки атмосферные 124, 125, 127— 132
Отходы животноводческие 24, 25
Пестициды 23
Перенос конвективный 73
Переток диффузионный 79—81 Показатель
качества вод 9, 10
подверженности загрязнению 45 Полигоны оп ытно-производствепн ые 224 Поля
орошения 41, 42
фильтрации 42
Породы слабопроиицаемые 188
Программы наблюдений 222, 223
Пруды-испарители 39
Режим подземных вод 202, 203
Самоопреснение 169, 170
Самоочищеине 85 Сеть
региональная 212, 213
специализированная 214, 215
фоновая 211
Техногенез 5
Хвостохранилища 40
Циклы биогеохимические 6
Шламохрапилитца 41
ОГЛАВЛЕНИЕ
Введение .....................................................     .	.	3
1.	Проблема загрязнения окружающей природной среды .	. .	5
2.	Загрязнение подземных вод........................................... 8
2.1.	Понятие «загрязнение подземных вод»..........................   8
2.2.	Загрязняющие вещества .......................................  14
2.3.	Основные виды загрязнения подземных вод....................... 25
2.4.	Источники загрязнения подземных вод .......................... 34
3.	Взаимосвязь загрязнения подземных вод с загрязнением окружающей природной среды....................................................... 44
3.1.	Показатель подверженности подземных вод загрязнению ....	44
3.2.	Общее влияние окружающей природной среды на загрязнение подземных вод .................................................... 46
3.3.	Влияние загрязненных подземных вод на окружающую природную среду ........................................................ 49
4.	Оценка масштабов и прогнозы загрязнения подземных вод..........	55
4.1.	Выявление областей	загрязнения подземных	вод................. 55
4.2.	Оценка масштабов загрязнения	подземных	вод.................. 59
4.3.	Прогнозы изменения качества подземных вод под влиянием техногенных факторов................................................. 67
5.	Миграция загрязняющих веществ в подземных водах................... 71
5.1.	Модели миграции загрязненных вод в пласте..............	71
5.2.	Самоочищение подземных вод................................... 85
<6. Формирование области загрязнения подземных вод................... 101
6.1.	Общие положения ..........................................   101
6.2.	Загрязнение подземных вод на участке хранилища жидких отходов .........................................................   106
6.3.	Загрязнение подземных вод при орошении животноводческими стоками ......................................................... 109
6.4. Оценка предельного содержания токсичных соединений в промышленных жидких отходах в накопителях с позиций охраны под-
земных вод....................................................... 117
6.5.	Условия загрязнения подземных вод на участке водозабора . .	120
7.	Влияние загрязнения атмосферных осадков и почвенного слоя на яодземные воды........................................................ 123
7.1.	Факторы формирования химического состава атмосферных осадков ................................................... ........	124
7.2.	Режим химического состава атмосферных осадков................ 127
7.3.	Техногенное загрязнение атмосферы...........................  133
7.4.	Влияние топливно-энергетических комплексов на природную среду 141
7.5.	Влияние загрязненных атмосферных осадков на качество грунтовых вод ......................................................   144
7.6.	Влияние загрязненных почв на грунтовые воды ................. 150
8.	Взаимосвязь качества подземных и поверхностных вод ............. (53
8.1.	Влияние подтока некондиционных речных вод на качество подземных вод на водозаборных сооружениях.......................... 153
8.2.	Опреснение минерализованных подземных вод под влиянием подтока речных вод.............................................. 169
8.3.	Интрузия морских вод.....................................   177
8.4.	Антропогенная составляющая ионного стока подземных вод . .	183
247
9.	Оценка защищенности подземных вод от проникновения в них за грязняющих веществ с поверхности земли............................. 187
9.1.	факторы защищенности н подходы к ее оценке................ 187
9.2.	Оценка защищенности грунтовых вод........................  191
9.3.	Оценка защищенности напорных вод.......................... 193
10.	Мониторинг загрязнения подземных вод........................... 201
10.1.	Мониторинг подземных вод н его связь с изучением режима подземных вод............................................... 201
10.2.	Основные сведения об организации в СССР мониторинга окружающей природной среды......................................... 204
10.3.	Принципы организации мониторинга загрязнения подземных вод 208
10.4.	Расположение наблюдательных скважин фоновой и региональной сети.....................................................   211
10.5.	Размещение специализированной наблюдательной сети для контроля загрязнения подземных вод...............................  214
10.6.	Программы наблюдений за качеством подземных вод ....	222
10.7.	Опытио-производствеиные полигоны........................  224
10.8.	Комплексное изучение загрязнения подземных вод и природной среды на примере промышленного района.......................... 228
Заключение.......................................................   237
Список литературы.................................................. 238
Предметный указатель .	.	................................ 246
Монография
Валентин Михайлович Гольдберг
ВЗАИМОСВЯЗЬ ЗАГРЯЗНЕНИЯ ПОДЗЕМНЫХ ВОД
И ПРИРОДНОЙ СРЕДЫ
Редактор Т. С. Шмидт. Художник И. I’. Архипов. Художественный редактор В. В. Быков. Технический редактор Н. Ф. Грачева. Корректор И- Б. Михайлова.
ИБ № 1626
Сдано в набор 1304.87. Подписано в печать 15.07.87. М-17220. Формат 60Х90*Лв. Бумага тип. № 1. Литературная гарнитура. Печать высокая. Печ. л. 15,5. Кр.-огт. 15,62. Уч.-изд л. 17.58. Тираж 2200 зкз. Индекс ГЛ-82. Заказ № 238. Цена 2 р. 80 к. Гидрометеоиздат. 199226, Ленинград, ул. Беринга, 38.
Ленинградская типография № 8 ордена Трудового Красного Знамени Ленинградского объединения «Техническая книга» им. Евгении Соколовой Союзполиграфпрома при Государственном комитете СССР по делам издательств, полиграфии и книжной торговли. 190000, Ленинград, Прачечный переулок, 6.