Математическое моделирование миграционных процессов в ландшафтно-геохимических системах тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 25.00.23, доктор географических наук Кошелева, Наталья Евгеньевна

• Кошелева, Наталья Евгеньевна
• доктор географических наук
• 2003

Оглавление диссертации доктор географических наук Кошелева, Наталья Евгеньевна

Введение.

Глава I. ТЕОРЕТИЧЕСКИЕ ОСНОВЫ МОДЕЛИРОВАНИЯ ПРОЦЕССОВ В ЛАНДШАФТНО-ГЕОХИМИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ.

1.1. Математическое моделирование в системе методов геохимии ландшафтов.

1.1.1. Роль моделирования в фундаментальных и прикладных исследованиях ландшафтно-геохимических систем.

1.1.2. Типы моделей.

1.1.3. Последовательность этапов моделирования.

1.2. Ландшафтно-геохимические системы как объект моделирования.

1.2.1. Иерархия и свойства ландшафтно-геохимических систем.

1.2.2. Классификация моделей миграции и трансформации вещества в ландшафтах.

Глава И. МЕТОДЫ МОДЕЛИРОВАНИЯ МИГРАЦИИ И ТРАНСФОРМАЦИИ ВЕЩЕСТВА В ЛАНДШАФТНО

ГЕОХИМИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ.

2.1. Модели отдельных фаз водного цикла.

2.1.1. Стохастические модели метеорологических параметров, определяющих формирование миграционных потоков.

2.1.2. Тепло- и влагоперенос в элементарных ландшафтах.

2.1.3. Миграционные потоки в катенах.

2.1.4. Моделирование движения воды в русловой сети и в водоносных горизонтах.

2.2. Транспортные модели.

2.2.1. Моделирование водной миграции растворенных веществ.

2.2.2. Водная эрозия и твердый сток.

2.2.3. Распространение примесей в атмосфере.

2.3. Кинетические и термодинамические модели.

2.3.1. Кинетические модели геохимических процессов.

2.3.2. Термодинамические модели химических равновесий.

2.4. Модели биологической миграции.:.

2.4.1. Модели продукционных процессов.

2.4.2. Модели разложения органических веществ.

2.4.3. Модели биологического круговорота и пищевых цепей.

2.5. Комплексные модели.

2.6. Принципы построения комплексных моделей.

Глава III. МОДЕЛИРОВАНИЕ ВОДНОГО ЦИКЛА В КАСКАДНЫХ

ЛАНДШАФТНО-ГЕОХИМИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ.

3.1. Характеристика водного цикла в бассейнах малых рек гумидной зоны (на примере притока р. Москвы).

3.1.1. Физико-географические условия формирования поверхностного и подземного стока.

3.1.2. Особенности водного режима и баланса ландшафтов на исследуемой территории.

3.2. Динам ико-стохастическая модель водного цикла в бассейнах малых рек.

3.2.1. Структуризация системы.

3.2.2. Математическая модель.

3.2.3. Оценка инфильтрационного питания по данным режимных наблюдений с использованием функций влияния.

3.3. Моделирование водного режима речного бассейна и его изменений под влиянием хозяйственной деятельности.

3.3.1. Калибровка модели.

3.3.2. Моделирование миграции поверхностных и подземных вод в пределах речного бассейна.

3.3.3. Изменение водного режима бассейна при различных вариантах землепользования и водоотбора.

Глава IV. МОДЕЛИРОВАНИЕ ВОДНОЙ МИГРАЦИИ СОЛЕЙ В ЛАНДШАФТНО-ГЕОХИМИЧЕСКИХ СИСТЕМАХ С ПРЕОБЛАДАНИЕМ ХИМИЧЕСКОГО СТОКА.

4.1. Водно-солевой баланс степных ландшафтов в ненарушенных условиях и при орошении.

4.1.1. Условия формирования водно-солевого баланса природных ландшафтов юга черноземной зоны.

4.1.2. Характеристика процессов засоления и рассоления природных ландшафтов.

4.1.3. Особенности гидрологического и гидрохимического режима ландшафтов при орошении.

4.2. Комплексная модель влаго- и солепереноса в элементарных ландшафтах.

4.2.1. Вероятностная модель погоды.

4.2.2. Модель вертикального влагопереноса в системе "почва-зона аэрации-грунтовые воды".

4.2.3. Модель миграции ионов и диоксида углерода в почвенном воздухе.

4.2.4. Модель ионных равновесий почвенного раствора.

4.2.5. Численная реализация моделей.

4.3. Оценка изменений водного режима автономных ландшафтов при орошении (Явкинская оросительная система, юг Украины).

4.4. Прогноз водного и солевого баланса агроландшафтов (НижнеДнестровская оросительная система).,„„„„„.

4.4.1. Ландшафтно-геохимические условия водной миграции солей

4.4.2. Определение параметров и оценка адекватности моделей влаго- и солепереноса.

4.4.3. Прогноз водного и солевого режимов автономных и подчиненных ландшафтов.

4.5. Интегральная оценка водного режима оросительной системы.

4.5.1. Имитационная модель оросительной системы.

4.5.2. Оценка водообеспеченности оросительной системы и продуктивности агроландшафтов.

4.6. Обсуждение результатов.

Глава V. МОДЕЛИРОВАНИЕ ВОДНОЙ МИГРАЦИИ СОЛЕЙ В

АКВАЛЬНЫХ ЛАНДШАФТАХ.

5.1. Условия формирования и основные черты водного режима лиманов.

5.2. Характеристика системы "водохранилище - водоносный горизонт"лимана Сасык.

5.3. Математическая модель водного и солевого режима водохранилища.

5.3.1. Геофильтрационная модель подземных вод.

5.3.2. Водный баланс водохранилища.

5.3.3. Вынос солей через дно водохранилища.

5.3.4. Солевой баланс водохранилища.

5.4. Прогноз качества воды в водохранилище Сасык.

Глава VI. МОДЕЛИРОВАНИЕ ТРАНСФОРМАЦИИ И МИГРАЦИИ

ТЯЖЕЛЫХ МЕТАЛЛОВ В ПРИРОДНЫХ И АГРОЛАНДШАФТАХ.

6.1. Моделирование трансформации тяжелых металлов в почвах.

6.1.1. Формы тяжелых металлов и физико-химические процессы, определяющие их подвижность.

6.1.2. Методы моделирования.

6.1.3. Исследование подвижности тяжелых металлов в фоновых почвах Смоленско-Московской возвышенности.

6.1.3.1. Условия и факторы дифференциации тяжелых металлов.

6.1.3.2. Информационное обеспечение.

6.1.3.3. Построение и исследование регрессионных моделей подвижности тяжелых металлов.

6.1.3.4. Обсуждение результатов.

6.2. Моделирование транслокации тяжелых металлов из почвы в растения.

6.2.1. Поведение тяжелых металлов в системе "почва-растение".

6.2.2. Модели транслокации тяжелых металлов.

6.2.3. Оценка накопления тяжелых металлов в сельскохозяйственных культурах с использованием банка моделей.

6.3. Моделирование биогеоценотического круговорота тяжелых металлов в агроландшафтах.

6.3.1. Баланс тяжелых металлов в почве.

6.3.2. Интенсивность поступления тяжелых металлов в почвы агроландшафтов Московской области.

6.3.3. Прогноз загрязнения тяжелыми металлами агроландшафтов юга Московской области.

6.3.4. Агротехнические приемы по уменьшению загрязнения агроландшафтов тяжелыми металлами.

Защищаемые положения и выводы.

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Математическое моделирование миграционных процессов в ландшафтно-геохимических системах»

Актуальность темы. Развитие теоретических и методологических основ геохимии ландшафтов предполагает все более широкое использование точных количественных методов и моделей для описания поведения и трансформации химических элементов в ландшафтах. Актуальность этого направления определяется ролью математических моделей как средства, концентрирующего результаты научных исследований. Отраженные в моделях закономерности миграции и трансформации веществ в ландшафтно-геохимических системах (ЛГС) получают всестороннюю проверку и таким образом облегчают планирование будущих исследований, придавая им максимальную целенаправленность и вскрывая теоретические пробелы.

При увеличении масштабов хозяйственной деятельности и антропогенного воздействия на ландшафты на первый план выходят задачи, требующие объединения различных моделей для контроля качества окружающей среды. Комплексные модели позволяют описать перемещение, накопление, химические взаимодействия и распад различных загрязняющих веществ и таким образом проследить их судьбу в компонентах ландшафта.

Необходимость в такого рода моделях обусловлена тем, что геохимическая нагрузка за последние десятилетия возросла на несколько порядков (Schnoor, 1996; Водяницкий, Добровольский, 1998). Постоянно используется 60 тыс. искусственных веществ, список которых ежегодно пополняют 1000-1500 новых. Проследить судьбу этих соединений в ландшафтах путем организации наблюдений очень сложно, так как их слишком много. Более перспективным подходом к прогнозированию поведения ТМ представляется математическое моделирование.

Количественное изучение условий, форм и интенсивности миграции и трансформации разнообразных химических веществ в ландшафтах привело к попыткам создания математических моделей, в той или иной степени отражающих теоретические представления и наблюдаемые особенности поведения элементов в почвах, поверхностных и подземных водах зоны гипергенеза (Козловский, Корнблюм, 1972;

Пачепский, 1976, 1990; Гильманов, 1978; Сысуев, 1986, 2003; Рыжова, 1987, 1992; Козловский, 1991; De Vries et al., 1991, 1997; Parton, 1996; Назаров и др., 1999, 2001; Крайнов, 1999 и многие др.).

Методологической базой исследований миграционных процессов является системная концепция Б.Б. Полынова о структурообразующем значении потоков вещества в геохимических ландшафтах. Водным потокам в большинстве природных зон принадлежит ведущая роль: вода является носителем многих веществ и той средой, где протекают разнообразные физико-химические и биологические процессы их трансформации. Поэтому для нынешнего этапа развития математического моделирования миграционных процессов характерны поиски наиболее адекватных и эффективных способов формализации и интеграции геохимических знаний в модели массопереноса (Schnoor, 1996). Основой для интеграции являются модели гидрологического цикла, описывающие взаимодействие водных объектов с природными комплексами и влияние различных природных факторов и структур на интенсивность процессов миграции (Linsley, Crawford, 1960; Jonch-Clausen, 1979; Кучмент и др., 1983; Назаров и др., 1988, 1996, Кондратьев, 1992; Ландшафтно-гидрологический анализ., 1992; Корытный, 2001).

Таким образом, к настоящему времени в геохимии ландшафтов сложились предпосылки для развития количественной теории ландшафтно-геохимических процессов. М.А. Глазовской (1964) проведена типизация геохимических сопряжений в местных ландшафтах, для большинства из которых водная миграция является преобладающей формой. На основе этой типизации появилась возможность на следующем этапе исследований описать эти концептуальные схемы в виде математических соотношений между изучаемыми показателями и процессами и таким образом формализовать геохимические знания о строении и связях в ЛГС, осуществляемых водными потоками. Не менее важна разработка моделей, описывающих геохимическую нагрузку водных потоков, а также их физико-химические превращения и биологическую миграцию в различных ландшафтных условиях. Этой проблеме и посвящена диссертационная работа.

Цель работы - разработать, теоретически обосновать и практически использовать систему математических моделей, отражающих процессы движения воды, миграцию и трансформацию солей и тяжелых металлов в элементарных и каскадных ЛГС локального уровня. Для этого решались следующие задачи:

1. Провести классификацию моделей миграции и трансформации вещества в ландшафтах с учетом структуры ЛГС, природы ландшафтно-геохимических процессов и свойств участвующих в них веществ.

2. Теоретически обобщить накопленный опыт разработки и применения математических моделей для описания миграционных процессов в ЛГС, сформулировать принципы построения и реализации комплексных моделей.

3. Разработать математические модели миграции поверхностных и подземных вод в элементарных и каскадных ЛГС локального уровня, описывающие геохимические сопряжения в ландшафтах с преобладанием химического стока. С помощью моделирования установить миграционную структуру ЛГС лесной зоны в естественных условиях и ее трансформацию под воздействием антропогенных факторов.

4. Построить комплексные модели влаго- и солепереноса в ЛГС степной зоны; путем численных экспериментов с моделями обосновать оптимальный вариант использования водных и земельных ресурсов.

5. Разработать математические модели поведения тяжелых металлов и использовать их для оценки скоростей миграции и аккумуляции металлов в природных и агроландшафтах.

Методология исследований. Поставленные задачи решались на основе методов прикладного системного анализа, в которых неоднородность ландшафтной сферы представлена иерархической системой геохимических ландшафтов: элементарными ЛГС, катенами и каскадными ЛГС (Глазовская, 1981, 1988). Пространственно-временные масштабы рассмотрения миграционных процессов выбирались на основе принципа соответствия размеров элементарных объемов осреднения и характерных времен. Существующее в природе разнообразие структур и свойств ЛГС сводилось к нескольким логически согласованным понятиям системного анализа, что обеспечило возможность применения единых принципов построения их математических моделей.

При разработке моделей миграционных процессов учитывалось строение ЛГС, свойства мигрирующих веществ, условия и факторы внешней среды. Деление системы на элементы проводилось с учетом тех различий в рельефе, почвах, растительности и землепользовании, которые реально влияют на интенсивность миграции и трансформации веществ. Способ реализации моделей определялся их принадлежностью к одной из четырех групп, каждая из которых имеет собственный математический аппарат. Это модели отдельных фаз водного цикла; транспортные модели; термодинамические и кинетические модели; модели биологической миграции. В зависимости от объема, детальности и точности имеющейся информации и степени изученности рассматриваемый процесс описывался эмпирической, балансовой или механистической (физико-математической) моделью.

Комплексные модели миграции и трансформации вещества в ЛГС строились из отдельных модулей с последующим их объединением. Способ объединения зависел от характера взаимосвязи между отдельными процессами и соотношения их пространственно-временных масштабов.

Входные метеорологические условия характеризовались искусственными рядами с заданными статистическими свойствами. Расчеты по ним позволили получить динамические характеристики моделируемых процессов, достаточные для статистического обобщения за многолетний период и оценки экологического риска при осуществлении различных природопользовательских проектов.

Объекты исследования и исходные материалы. Для реализации моделей были выбраны хорошо изученные объекты, по которым накоплен значительный фактический материал. В пределах лесной зоны моделировался водный цикл бассейна р. Медвенки, левого притока р. Москвы, на территории которого расположена Подмосковная воднобалансовая станция. Часть параметров была определена по данным многолетних наблюдений Истринского опорного пункта ВНИИЛМ, а также Проблемной лаборатории охраны геологической среды МГУ и ПГО "Центргеология", в которых автор принимала участие в 1982-1985 гг.

Модель водного и солевого режима оросительной системы в степной зоне реализована для Явкинской (Николаевская область) и Нижне-Днестровской (Одесская область) оросительных систем, по которым имелись результаты проектных изысканий Укрюжгипроводхода (г. Одесса) и данные наблюдений Причерноморской геологоразведочной мелиоративной экспедиции и Одесской гидромелиоративной экспедиции за 1970-1988 гг. Параметры и входные функции модели формирования качества воды в причерноморском лимане Сасык определены по материалам полевых изысканий института Укрюжгипроводхоз.

Исследования миграции и трансформации тяжелых металлов проводились на территории Московской и Калужской областей. Моделирование подвижности тяжелых металлов в почвах Смоленско-Московской возвышенности основано на материалах, собранных О.А. Самоновой и В.Б. Вагнером на территории Сатинского научно-учебного полигона МГУ в 1991-1995 гг. Для реализации балансовой модели круговорота тяжелых металлов в агроландшафтах использованы материалы полевых опытов Центральной опытной станции ВНИИ удобрений и агропочвоведения, проводимых Н.А. и И.Н. Черных, а также литературные данные.

Научная новизна. Разработаны теоретические основы моделирования и комплексные математические модели биогеохимических циклов, с помощью которых получены оценки и прогнозы миграционных процессов в элементарных и каскадных ЛГС локального уровня. Основные результаты работы, которые автор квалифицирует как новое достижение в развитии математического моделирования, состоят в следующем.

1. Разработаны теоретико-методологические основы математического моделирования ландшафтно-геохимических процессов в ЛГС локального уровня, включающие

- классификацию математических моделей миграции и трансформации вещества в ЛГС, учитывающую пространственную организацию ЛГС, характер процессов и свойства участвующих в них веществ;

- теоретическое обобщение опыта разработки и применения математических моделей для описания отдельных видов и форм миграции и трансформации вещества в ЛГС;

- принципы построения комплексных моделей;

- статистические свойства и способы определения некоторых функций, задаваемых на входе миграционных моделей.

2. На основе интеграции частных моделей ландшафтно-геохимических процессов созданы комплексные модели биогеохимических циклов:

- водного цикла в каскадной системе 1-го порядка лесной зоны;

- водного и солевого режима оросительной системы в степной зоне;

- формирования качества воды в водохранилище лиманного типа;

- биогеоценотического круговорота тяжелых металлов в агроландшафтах. Модели воспроизводят основные фазы движения водной составляющей и геохимической нагрузки миграционных потоков и учитывают вероятностный характер входных метеорологических процессов. С помощью моделей рассчитаны параметры миграционных потоков в ЛГС, получить которые в натурных условиях обычно не представляется возможным.

3. Путем моделирования водного цикла в геохимических сопряжениях с преобладанием химического стока определена миграционная структура ЛГС в степной и лесной зонах и ее изменение под влиянием хозяйственной деятельности. Рассчитана динамика уровней воды и водообмен между плесами водохранилища лиманного типа с водно-поверхностным циркуляционным типом геохимических сопряжений в аквальных ландшафтах.

4. На основе моделирования миграции поровых растворов и их взаимодействия с твердой фазой и почвенным воздухом получен вероятностный прогноз процессов засоления-рассоления автономных и подчиненных агроландшафтов юга черноземной зоны при орошении. Для этого же района на основе модели солевого режима установлены закономерности формирования химического состава и минерализации воды в вдхр. Сасык в зависимости от притока пресных речных и минерализованных подземных вод, водозабора на орошение и внутреннего водообмена между плесами.

5. Путем построения и исследования статистических моделей выявлены провинциальные особенности поведения тяжелых металлов в фоновых почвах Смоленско-Московской возвышенности и в агроландшафтах юга Московской области. Установлена значимость почвенно- и ландшафтно-геохимических факторов и условий, контролирующих миграционную способность тяжелых металлов. Определены скорость аккумуляции металлов в почвах агроландшафтов и время, за которое содержание металлов удвоится или достигнет ПДК.

Личный вклад автора. В диссертации изложены результаты многолетних прикладных и теоретических работ автора в области математического моделирования. Автор принимала участие в полевых и экспериментальных исследованиях, положенных в основу динамико-стохастической модели формирования поверхностного и подземного стока в бассейне р. Москвы. Ею проведена обработка натурных данных, калибровка и верификация всех моделей, в том числе с помощью процедуры, разработанной для определения инфильтрационного питания подземных вод. Автором были написаны и отлажены все основные компьютерные программы, реализующие представленные в работе модели. При этом в комплексных моделях ею были разработаны блоки, связанные с описанием погодных условий, поверхностного стока, движения в русле, биологической миграции и трансформации тяжелых металлов, а также с функционированием оросительных систем. Автором были выполнены все расчеты по моделям, последующий анализ и интерпретация полученных результатов моделирования. Она также участвовала во внедрении результатов исследований.

Практическая значимость работы состоит в том, в ней разработана методология моделирования миграционных потоков в ЛГС, которая позволяет осуществлять количественный расчет и прогнозировать движение воды и водных мигрантов в ландшафтах разных природных зон. Представленные модели, алгоритмы и программы могут быть использованы для регулирования водного и солевого режимов почв и других компонентов ландшафта, для экологической оценки последствий различных хозяйственных мероприятий и минимизации негативных последствий их реализации, для выбора оптимальных вариантов природопользования и охраны окружающей среды, для определения тенденций развития ЛГС в условиях глобального изменения климата.

Результаты моделирования были использованы в проектных разработках НижнеДнестровской и Явкинской оросительных систем на юге Украины (проектирующий институт Укрюжгипроводхоз). Компьютерная программа, реализующая динамическую модель формирования поверхностного и подземного стока, использовалась при создании постоянно действующей модели геологической среды зоны влияния Московского градопромышленного комплекса. Результаты исследований отражены в базе данных по состоянию территориально-аквальных комплексов малых и средних рек Московского региона (Per. свид. №7782 в Государственном регистре баз данных «Информрегистр»).

Основные направления исследования были поддержаны Государственной программой "Экологическая безопасность России" (1993-1995), Международным фондом Сороса (1994-1996), Российским фондом фундаментальных исследований (1999-2001), Федеральной программой "Университеты России - фундаментальные исследования".

Материалы диссертации нашли отражение в курсе лекций "Основы математического моделирования" для аспирантов ВНИИ удобрений и агропочвоведения (19891992) и используются автором при чтении курсов "Моделирование почвенных и ландшафтно-геохимических процессов" и "Математические методы обработки ландшафтно-геохимической информации" на географическом факультете МГУ. Разработанные в ходе исследования теоретические и методические вопросы вошли в учебное пособие "Моделирование почвенных и ландшафтно-геохимических процессов" (1997).

Автор выражает глубокую признательность научному консультанту данной работы члену-корреспонденту РАН профессору Н.С. Касимову. Автор искренне благодарен за ценные советы, поддержку и критические замечания профессору

М.А. Глазовской. Автор признателен коллегам, во взаимодействии с которыми в разные годы проводились исследования, нашедшие отражение в диссертации: Н.И. Алексеев-скому, В.Б. Вагнеру, М.И. Герасимовой, Д.Л. Голованову, В.А. Жуку, И.Ф. Комиссаровой, В.Ф. Ладонину, С.Н. Лебедеву, Е.М. Мироновой, В.Н. Михайлову, н.А. Назарову,

А.И. Новикову, И.С. Пашковскому, Т.Ф. Прилепиной, О.А. Самоновой, И.Л. Храновичу, И.Н. Черных, Н.А. Черных, Е.В. Шеину, В.П. Яковлеву.

Заключение диссертации по теме «Физическая география и биогеография, география почв и геохимия ландшафтов», Кошелева, Наталья Евгеньевна

Эти выводы соответствуют существующим представлениям о процессах и механизмах мобилизации Zn в почвах. Zn аккумулируется в поверхностных горизонтах, где он сорбируется органическим веществом и глинистыми частицами, причем при рН < 7 происходит катионный обмен, а при рН > 7 - хемосорбция (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). В щелочных условиях Zn адсорбируется наиболее сильно, в этих условиях возможно включение Zn в решетку глинистых минералов (Alloway, 1995). В кислой среде адсорбция иона Zn ослабевает за счет конкуренции со стороны других ионов, что приводит к десорбции из твердой фазы в почвенный раствор и к выщелачиванию Zn (Веригина, 1964).

С глинистыми минералами почв связано 24-63% от валового содержания Zn, с гидроксидами Fe и А1 - 14-38%, тогда как его легкоподвижные формы, извлекаемые ацетатно-аммонийным буфером, и органические комплексы составляют 1-20 и 1,5-2,3% соответственно (Зырин, Мотузова и др., 1979). По мнению этих авторов, образование органических комплексов и осаждение Zn в виде гидроксидов, карбонатов и сульфидов не имеют большого значения. Другие авторы считают, что органическое вещество оказывает большое влияние на поведение Zn в почвах (Веригина, 1964; Добровольский, 1983). Фракция фульвокислот и низкомолекулярных гуминовых кислот образует растворимые комплексы и хелаты с Zn, таким образом увеличивая его подвижность. Гуматы нерастворимы при рН < 7, а в щелочных условиях они растворимы, но ведут себя как коллоиды (Alloway, 1995). M.Sillanpaa (1972) объясняет максимум содержания водорастворимых форм Zn в органогенных горизонтах более низкими рН торфяных почв.

Многие авторы отмечают, что адсорбция Zn на гидроксидах Fe и Мп начинается с рН около 5 и возрастает с уменьшением кислотности, при этом емкость адсорбции быстро достигает насыщения (Interdisciplinary study., 1974), что объясняет отсутствие корреляции между содержанием валовых и подвижных форм Zn. В нейтральных и слабощелочных почвах Zn в больших количествах прочно удерживается оксидами Fe, а также находится в виде осадка гидроокиси Zn (Зырин, Мотузова и др., 1979; Орлов, 1985). Щелочные условия способствуют коагуляции и выпадению гуматов Zn, хотя по сравнению с гидроксидами Fe органическое вещество влияет на накопление Zn значительно слабее. Гидроксиды Fe в 1,5 раза больше и в 2 раза прочнее сорбируют Zn, чем гуминовые кислоты (Вrummer et al., 1983; McBride, 1989).

Улучшение точности регрессионной модели подвижного Zn, как и Си, вероятно, может быть достигнуто путем включения в модель дополнительных факторов, в первую очередь, содержания илистой фракции. Концентрация Zn увеличивается по мере уменьшения размера частиц и в илистой фракции превышает 60% от валового содержания (Зырин, Чеботарева, 1979; Самонова, Шахпендерян, 1997).

Свинец. Основные компоненты почвы, связывающие РЬ, - это карбонаты, глинистые минералы, оксиды Fe и Мп, а также гумус (Воробьева и др., 1980).

Органическое вещество, особенно высокомолекулярные гуминовые кислоты, оказывает большее влияние на иммобилизацию РЬ, чем карбонаты или гидроксиды, которые осаждаются в почве только при высоких рН (Sillanpaa, 1972). Поэтому для большинства почв характерна локализация РЬ в поверхностных гумусовых горизонтах (Глазовская, 1994).

Подвижность РЬ может сильно меняться под влиянием процессов восстановления, обусловленных высокой влажностью или затоплением (Sillanpaa, 1972). Текстура на подвижность влияет слабо: увеличение доли песчаных фракций вызывает лишь незначительное увеличение содержания растворимых форм РЬ. Последнее объясняет отсутствие в изученных нами автоморфных почвах статистической связи между концентрациями валовых и подвижных форм РЬ. Росту концентраций подвижного РЬ способствуют содержание гумуса, подвижных форм железа и марганца. В почвах всех фаций пространственные колебания подвижного РЬ также не связаны с его валовым содержанием и определяются величиной рН и содержанием подвижных форм Fe и Мп. Некоторое влияние оказывают органическое вещество и окислительно-восстановительные условия (рис.55г).

Между содержаниями подвижных форм РЬ и Мп установлена прямая положительная связь. Влияние рН неоднозначно. При больших концентрациях подвижного Fe (>5000 мг/кг) подвижность РЬ уменьшается с ростом рН, что можно объяснить увеличением прочности гидроксидов Fe в щелочной обстановке. Когда роль гидроксидов Fe невелика, максимум подвижного РЬ наблюдается при рН 6,06,2. Вне этого диапазона рН подвижность РЬ заметно уменьшается, что связано с увеличением вдвое сорбированных форм РЬ при изменении рН от 5,4 до 6,3 (Interdisciplinary study., 1974).

В гумусовых оглеенных горизонтах содержание подвижного РЬ снижается с ростом содержания гумуса. Это свидетельствует об уменьшении подвижности органических комплексов РЬ в восстановительных условиях. Окислительно-восстановительные условия минеральных горизонтов не влияют на содержание подвижных форм РЬ.

В кислой среде максимум кислоторастворимых форм РЬ наблюдается при больших содержаниях подвижных Fe (>7000 мг/кг) и Мп (>1000 мг/кг). Минимальное количество подвижного РЬ отмечается в щелочном диапазоне рН и в восстановительных условиях при небольших концентрациях подвижных Fe и Мп и высоком содержании органического вещества. Осаждение РЬ на щелочном барьере происходит в результате образования труднорастворимого гидроксида (Орлов, 1985).

Итак, кислотно-щелочные условия и подвижные формы Fe являются наиболее важными факторами, регулирующими аккумуляцию кислото-растворимых форм Pb. Некоторое влияние на этот процесс оказывает подвижный Мп, а в восстановительной среде - и органическое вещество. В целом выявленные зависимости согласуются с данными других исследований.

Хром. В исследованных нами почвах не обнаружено прямой зависимости между концентрацией кислоторастворимых форм Сг и окислительно-восстановительными условиями, но влияние подвижных Мп и Fe ощутимо. В автономных ландшафтах количество подвижного Сг в почвах прямо пропорционально его валовому содержанию, причем при концентрациях подвижного Мп до 700 мг/кг, характерных для нижней части почвенного профиля, коэффициент пропорциональности положительный, при более высоких -отрицательный. Рост подвижного Fe, а также уменьшение кислотности почвы приводят к накоплению подвижных форм Сг.

В почвах всех фаций концентрация подвижного Сг определяется содержанием его валовых форм, органического вещества и подвижных форм Мп и Fe (рис.55а). Между содержанием валовых и подвижных форм Сг существует положительная нелинейная зависимость, однако при избытке подвижного Мп она выражена слабо. В минеральных горизонтах установлен максимум подвижных форм Сг, что можно объяснить выносом Сг в нижнюю часть профиля в составе илистой фракции в процессе оподзоливания. Косвенным подтверждением этого является отрицательная корреляция между подвижным Сг и содержанием гумуса. Одновременно с ростом подвижного Fe происходит увеличение концентраций подвижного Сг, который, по-видимому, входит в состав оксидов и гидроксидов Fe. В ряде случаев это подтверждается близостью распределений содержания подвижных форм Сг и Fe (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Перельман, Касимов, 1999).

Таким образом, результаты моделирования обнаруживают сходство поведения Fe и Сг в почвах изученного региона. Они также указывают на важную роль подвижных соединений Мп и органического вещества в миграции соединений Сг.

Полученные результаты согласуются с общими закономерностями геохимии Сг. Накопление Сг в почвах определяется главным образом кислотно-щелочными и окислительно-восстановительными условиями. Подщелачивание почвенного раствора увеличивает растворимость Сг, что связывают с увеличением доли его 6валентных форм (Alloway, 1995). Окисление Cr(III) до Cr(VI) приводит к росту его подвижности, поскольку Cr(VI) слабо сорбируется глинами и гидроксидами Fe и Мп. Последние оказывают большое влияние на поведение хрома, так как окисление Cr(III) находится в зависимости от концентрации Мп02, а восстановление Cr(VI) -от соединений двухвалентного Fe (Линник, Набиванец, 1986). По геохимическим свойствам ион Cr(III) очень близок к Fe(III). Эти факты объясняют то, что построенное нами уравнение включает Fe и Мп, которые являются индикаторами кислотно-щелочных и окислительно-восстановительных условий.

Органическое вещество способствует восстановлению Cr(VI) до Cr(III) и образует с ним нерастворимые в воде комплексы (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Любимова, 1979). Поэтому солянокислая вытяжка извлекает в основном такие неорганические формы Cr(III), как гидроксиды и фосфаты (Alloway, 1995).

Никель. В дерново-подзолистых почвах автономных ландшафтов (выборка а) содержание подвижных форм Ni коррелирует с его валовым количеством и концентрацией подвижного Fe, причем по мере роста этих показателей скорость накопления подвижного Ni замедляется. Регрессионное уравнение включает также в качестве аргументов кислотно-щелочные условия и подвижный Мп. Рост рН способствует аккумуляции подвижного Ni, он может накапливаться на карбонатном барьере (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989; Никифорова, Безрукова, 1979). Связь между концентрациями подвижных форм Ni и Мп прямая положительная.

Для минеральных горизонтов почв всех фаций (выборка б) также характерна положительная связь подвижного Ni с его валовым содержанием и подвижным Мп (рис.556). Зависимость между количеством подвижного Ni и органическим веществом нелинейна. Минимум подвижного Ni наблюдается в органогенных горизонтах болотных почв, что отмечалось ранее (Никифорова, Безрукова, 1979), а также в минеральных горизонтах почв автономных ландшафтов. Максимальные содержания подвижного Ni приурочены к гумусовым горизонтам почв элювиальных и трансэлювиальных ландшафтов.

В глеевых горизонтах при высоких концентрациях подвижного Fe (>4000 мг/кг) происходит заметное снижение кислоторастворимых форм Ni по сравнению с неоглеенными, а если подвижного Fe меньше 4000 мг/кг - повышение. Такой же рост миграционной способности Ni наблюдался Е.М. Никифоровой, Т.П. Безруко-вой (1979) в кислой восстановительной среде, что обусловило минимум содержания его несиликатных подвижных соединений в горизонте A2g.

Из научной литературы известно, что важным фактором распределения Ni между раствором и твердой фазой почвы является рН; содержание глинистых частиц и гидроксидов Fe и Мп менее значимо (Alloway, 1995). Подвижность Ni возрастает при уменьшении рН, особенно ниже 6, и уменьшении емкости катион-ного обмена. Поэтому самые высокие содержания Ni наблюдаются в глинистых и суглинистых почвах и торфяниках. При этом считается, что органическое вещество способно мобилизовать Ni из карбонатов и оксидов, а также уменьшить его сорбцию глинами, но степень связывания этого металла органическими лигандами не может быть особенно высокой (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). При выветривании Ni осаждается преимущественно оксидами Fe и Мп.

Главными факторами, определяющими поведение подвижных форм Ni в почвах смешанных лесов Смоленско-Московской возвышенности, являются его валовое содержание и окислительно-восстановительные условия. Значительную роль играют и гидроксиды Fe и Мп, что противоречит (Alloway, 1995). Кроме того, полученные результаты не подтверждают мнение о слабом связывании Ni органическим веществом (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).

Кобальт. В изученных почвах среди факторов мобилизации Со ведущими оказались содержание подвижного Мп, кислотно-щелочные и окислительно-восстановительные условия. В дерново-подзолистых почвах концентрация подвижных форм Со пропорциональна количеству его валовых форм и подвижных форм Мп, влияние последних усиливается с ростом рН.

В почвах всех фаций зависимость между содержанием валовых и подвижных форм Со обратная, за исключением окислительных кислых условий, господствующих в автономных ландшафтах. Минералы Мп энергично сорбируют Со, об этом говорит значимый коэффициент парной корреляции между подвижными формами Мп и Со, равный 0,4. В окислительных кислых условиях происходит накопление подвижного Со. Аккумуляция идет и в оглеенных горизонтах почв супераквальных фаций с небольшим валовым содержанием Со (<10 мг/кг). При Св > 10 мг/кг наибольшие концентрации подвижного Со отмечаются в щелочном диапазоне рН.

Следовательно, для Со характерны два максимума подвижных форм. Первый приурочен к почвам подчиненных ландшафтов с восстановительной щелочной обстановкой и содержанием валового Со < 10 мг/кг. Здесь Со осаждается в основном в виде карбонатов на щелочном барьере, формирующимся в пойменных почвах. Второй максимум наблюдается в почвах автономных ландшафтов с окислительной кислой обстановкой и повышенными валовыми содержаниями Со. М. Sillanpaa (1972) так же не исключает возможности формирования двух максимумов подвижности Со: во-первых, в кислой среде при изменении рН от 7 до 4, во-вторых, в щелочной среде, например, при внесении больших доз извести.

Минимум подвижного Со соответствует восстановительной щелочной или нейтральной обстановке, повышенным валовым содержаниям Со и низким -подвижного Мп.

Таким образом, поведение Со зависит от его валового содержания в почве, которое дифференцировано по геохимическим ландшафтам и внутри почвенного профиля, о чем свидетельствуют довольно высокие коэффициенты вариации (табл.24). Это отражается в структуре регрессионного уравнения, которое содержит в качестве аргументов не только Св, но и произведения Св-рН и CB-g.

Сделанные на основе модели выводы о факторах мобилизации Со подтверждают ранее полученные данные для дерново-подзолистых почв (Зырин, Титова, 1979; Никифорова, Безрукова, 1979; Самонова и др., 2000) и соответствуют известным общим геохимическим закономерностям. Согласно им, подвижность Со наиболее сильно изменяется под влиянием кислотно-щелочных и окислительно-восстановительных условий. В щелочных условиях Со, как правило, неподвижен. Солянокислая вытяжка характеризует общий обменный Со в суглинистых почвах. В плохо дренируемых почвах количество экстрагируемого Со существенно больше по сравнению с хорошо дренируемыми почвами (Alloway, 1995).

Со довольно хорошо связан с некоторыми другими элементами в почве, особенно с Мп. В богатых минералами Мп почвах связь Со и Мп является доминирующим фактором его распределения (Зырин, Титова, 1979; Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989). По Taylor and McKenzie (цит.по (Alloway, 1995)), до 79% минеральных форм Со входит в состав или ассоциировано с оксидами Мп, причем адсорбция Со оксидами Мп резко усиливается с ростом рН.

В число факторов, определяющих содержание и накопление подвижного Со в почве могут входить органическое вещество и содержание глинистых частиц (Sillanpaa, 1972). Подвижность Со существенно зависит от характера его соединений с органическим веществом почв: органические хелаты Со легкоподвижны, особенно при высоких рН и в хорошо дренируемых почвах высокой (Кабата-Пендиас, Пендиас, 1989).

6.1.3.4. Обсуждение результатов

С помощью математического моделирования поведения ТМ получена новая информация об условиях и факторах мобилизации ТМ в почвах смешанных лесов -Смоленско-Московской возвышенности. Интерпретация моделей показала степень и "знак" влияния валового содержания ТМ, органического вещества, оксидов Fe и Мп, кислотно-щелочных и окислительно-восстановительных условий на содержание подвижных форм металлов. Установлено, что

- подвижность Мп и Си в изученных почвах определяют в основном их органо-минеральные соединения. Связь подвижных форм Pb с содержанием гумуса проявляется только в восстановительной среде. Соединения Сг с органическим веществом легкоподвижны и поэтому выносятся из почвенного профиля. Зависимость между содержанием гумуса и подвижных форм Ni нелинейна, у Со и Zn ее не обнаружено;

- щелочные условия способствуют уменьшению содержания подвижных форм Zn, Pb, Ni, Со и увеличению - Мп. Влияния рН на поведение Си и Сг не выявлено. У большинства ТМ (Мп, Си, Pb, Ni) в восстановительной глеевой среде концентрация подвижных форм снижается, у Zn - несколько увеличивается. Связь накопления подвижного Со с окислительно-восстановительными условиями неоднозначна и зависит от свойств преобладающих в почве соединений Со;

- ассоциированность Си, Zn, Pb, Сг, Ni с соединениями Fe, как правило, ведет к накоплению подвижных форм этих элементов с ростом содержания подвижного Fe. Значимый эффект на поведение ТМ оказывают подвижные соединения Мп, с увеличением концентрации которых растет количество подвижных форм Со, Zn, Pb, Ni и уменьшается - Си и Сг ;

- подвижные формы соединений Мп, Сг, Ni имеют прямую положительную связь с их валовыми концентрациями. Для Си и Со характерна обратная зависимость между этими показателями, а у Pb и Zn она отсутствует.

Выявлены значительные различия в поведении отдельных металлов при изменении почвенно-геохимических условий. Поэтому в исследуемых почвах не удалось выделить парагенезисов подвижных форм ТМ, стабильных во всех или большинстве генетических горизонтов (Самонова и др., 1998). Наиболее устойчивы пары (Zn, Pb); (Ni, Сг); (Мп, Со), обнаруживающие сходство поведения подвижных форм и ведущих факторов мобилизации. Поведение Си отличается наибольшей индивидуальностью.

Построенные модели могут быть эффективно использованы для решения ряда теоретических и практических задач почвоведения и геохимии ландшафтов:

- результаты моделирования подвижности ТМ на данном ключевом участке могут быть полезны при планировании более широких по территориальному охвату зональных исследований. Они позволяют сконцентрировать внимание на важнейших факторах и процессах, определяющих поведение ТМ в почвах смешанных лесов, и исключить второстепенные факторы;

- они дают основу для объективной оценки факторов мобилизации ТМ при проведении эколого-геохимической экспертизы устойчивости почв;

- модели имеют точность, достаточную для количественной оценки и картографирования условий миграции Мп, Cr, Ni, Pb в почвах. Пространственное распределение подвижных форм ТМ можно получить, выделяя на карте области с различным сочетанием факторов мобилизации ТМ в почвах и оценивая по моделям уровни содержания их подвижных форм.

Результаты моделирования подвижности Си, Zn, Со показали необходимость включения в модели дополнительных факторов, таких как Eh среды, содержание илистой фракции и групповой состав гумуса. В этом случае для увеличения информации потребуются новые экспериментальные исследования, направленные на углубление знаний о формах ТМ и механизмах их мобилизации в почвах смешанных лесов. По-видимому, определенное улучшение точности регрессионных моделей может дать учет пространственного положения точек опробования с характеристикой рельефа через локальные уклоны и кривизны дневной поверхности (Pachepsky et al., 2001). Выполнение такого исследования может обеспечить точная цифровая модель рельефа Сатинского полигона. Другой путь учета пространственного положения -определение геохимических ландшафтов через качественную переменную с последующим использованием алгоритма регрессионных деревьев.

6.2. Моделирование транслокации тяжелых металлов из почвы в растения 6.2.1. Поведение тяжелых металлов в системе "почва-растение"

ТМ принимают участие во многих биологических процессах, которые влияют на баланс ТМ в почвах и водах. В их числе транслокация ТМ в растения. Поступление ТМ в растения из почвы контролируют две группы факторов: содержание подвижных форм ТМ в почве, которое регулируется свойствами самой почвы, и биологические особенности растений по отношению к ионам ТМ.

На процесс поглощения ТМ растениями почва влияет двояким образом. С одной стороны, сорбция почвами ТМ снижает количество поступающих элементов в растения. С другой стороны, аккумуляция сорбированных элементов в верхних горизонтах, т.е. в зоне наибольшего распространения корней, способствует их поглощению растениями и большему накоплению в урожае, чем при свободной миграции ТМ в более глубокие горизонты почвы. Этот процесс биологического обогащения поверхностного горизонта почвы характерен для ландшафтов с обильным, насыщенным микроэлементами опадом, в (Рэуце, Кырстя, 1986) он отмечен для Си, РЬ и Zn.

Следовательно, сорбция ТМ почвами регулирует их транслокацию из почвы в растения и накопление ТМ в урожае. Неодинаковая прочность закрепления ТМ в почвах означает, что поступление ТМ в растения в первую очередь определяется типом почвы и теми свойствами, которые связаны с ее поглотительной способностью. Как было показано выше, кислотность, емкость поглощения, содержание органического вещества, гранулометрический и минералогический состав, окислительно-восстановительные условия сильно влияют на закрепление ТМ в почвах и тем самым на их поступление в растения. Почвам с высоким рН, содержанием глинистых минералов, карбоната кальция и органического вещества свойственна высокая поглотительная способность по отношению к ТМ; такие почвы или полностью освобождают растения от контакта с ТМ, или делают эти контакты менее опасными.

Удаление ТМ из почвенного раствора происходит в процессе осаждения или адсорбции. ТМ имеют повышенную способность к адсорбции органическим веществом и окислами, а также к замещению щелочных и щелочноземельных металлов. В кислых почвах подвижность ТМ повышается и увеличивается их доступность. Как правило, из кислых почв ТМ поступают в растения в значительно больших количествах, чем из почв слабощелочных, нейтральных или слабокислых. Так, на дерново-подзолистой почве (рН=5.5) при одинаковой дозе РЬ насыщенность им листовой ткани пшеницы в 2 раза, а кадмия в 2.5-7 раз выше, чем на высокобуферном черноземе (рН=7.6) (Ильин, Степанова, 1980).

В то же время сами растения обладают защитными свойствами к поглощению ТМ. В растениях существует несколько систем контроля за поступлением ионов. В основном они находятся в корнях и репродуктивных органах (семенах и плодах). Здесь имеются механизмы регламентации поступления ионов в растения (Рубин, 1980). Изучение транслокации ТМ в растения показало, что на первых этапах поступления ТМ из почв их основная часть задерживается в корнях растений (Sankaran, Phillip, 1990; Lubben, Sauerbeck, 1991; Youzef, Chino, 1991). Например, концентрация Cd в вегетативной массе может быть в 20 раз меньше, чем в корнях, а РЬ в 30-40 раз. Предполагается, что задержание происходит по периферии корней, в зоне так называемого пояска Каспари (Кларксон, 1978).

Вместе с тем защитные механизмы корневой системы ограничены и при интенсивном поступлении токсичных ионов из почвы она не в состоянии полностью оградить вегетативную массу от загрязнения; ТМ начинают проникать в надземную часть растений. При этом растения контролируют поступление химических элементов в репродуктивную часть (семена). Отмечены ситуации, когда из-за сильного загрязнения почвы ТМ вегетативная масса растений насыщается выше допустимого предела ТМ, тогда как в семенной продукции этих же растений токсичный уровень не достигается (Ильин, 1991). Концентрации Cd, Zn, РЬ и Сг в зерне яровой пшеницы были ниже, чем в соломе на почвах с высоким содержанием данных ТМ (Lubben, Sauerbeck, 1991). В плодах томатов, выращенных на загрязненных Cd почвах, не отмечалось накопления Cd, в то время как содержание его в корнях и листьях было очень высоким (Pessarosos и др., 1991).

Разные металлы имеют неодинаковые возможности преодоления защитных барьеров в растениях. Физиологическая роль некоторых элементов, например Ni и Си, которые необходимы растениями в генеративных органах, приводит к тому, что наряду с их высоким содержанием в корнях растений отмечается их повышенная концентрация в зерне и в органах, запасающих питательные вещества, при меньшем содержании в вегетативной части растений (Соловьев, 1983; Sauerbeck, Heir, 1991).

С другой стороны, различные виды растений обладают неодинаковыми по силе механизмами защиты вегетативной и репродуктивной части от ТМ. В озимой ржи накопление Си в вегетативной массе и зерне выше по сравнению с пшеницей (Соловьев, 1983). Вегетативные органы ели обладают большей способностью накапливать РЬ, чем органы сосны (Ржаксинская, 1980). Клен (Acer psudolatonus L.) выдерживает высокие уровни загрязнения Си, Cd, Zn и РЬ, в то время как его семена не обладают толерантностью к данным элементам и поэтому возобновление данной породы ограничено (Dickenson et al., 1991).

В процессе развития растений поглощение ТМ не остается постоянным, а меняется в зависимости от фенофаз, физиологических особенностей и биохимических процессов. В связи с этим накопление ТМ в растениях варьирует от одного вида к другому и может отличаться на 2-4 порядка и более (Ильин, Степанова, 1980; Sauerbeck, Heir, 1991; Sauerbeck, 1991; Ertel et al., 1991; Тяжелые металлы., 1994).

Среди причин избирательного поглощения растениями ТМ А.Д. Айвазян (1974, цит. по Мотузовой, 1999) выделяет условия их происхождения. Гумидокатные растения накапливают катионогенные элементы, которые обладают наибольшей подвижностью в гумидных областях. Ариданитные растения концентрирует подвижные в аридных регионах анионогенные элементы. Автор выделяет четыре ассоциации микроэлементов: 1 - типичные катионогенные элементы (Zn, Мп); 2 -катионогенные элементы (Си, Ag, Pb, Со, Sr, Ni), которые поглощаются растениями вне зависимости от центра их происхождения, причем в аридных условиях поглощению способствует высокая подвижность растворимых карбонатных и бикарбонатных комплексов; 3 - анионогенные элементы (Мо, В), которые активно накапливаются в ариданитных и менее активно в гумидокатных растениях; 4 -типичные анионогенные элементы (Сг, V, Ti, частично Zr), которые накапливаются только в аридных условиях, особенно в солонцах.

Растения поглощают почти все питательные элементы, в том числе и ТМ, в неорганической форме; органические соединения, находящиеся в почвенном растворе, обычно подвергаются минерализации прежде, чем входящие в их состав питательные элементы поступят в растения. Растения обеспечиваются ионами ТМ в первую очередь за счет их поглощения корневой системой. Кроме того, ТМ могут поступать в составе аэрально-техногенного потока и способны накапливаться и удерживаться в листьях растений. В частности, в листьях дуба монгольского в зонах сильного и умеренного аэротехногенного воздействия содержание Си перед листопадом в 1.5-2 раза больше, чем в фоновых условиях, Zn и Cd в 4-5 раз больше, РЬ в 16-20 раз больше (Елпатьевский, Аржанова, 1985). Тем не менее, основной механизм обеспечения растений - это поглощение корневой системой. Косвенная оценка корневого поглощения ТМ по изменению их концентраций в листьях до и после выпадения атмосферных осадков показала, что корневое поглощение ТМ превосходит в 1.5-2.5 раза поступление ТМ за счет поверхностного загрязнения листового покрова (Елпатьевский, Аржанова, 1985).

6.2.2. Модели транслокации тяжелых металлов

В моделировании поведения ТМ в системе "почва-растение" существуют два основных направления. Первое направление основано на применении разного рода эмпирических моделей, второе - динамическое моделирование с использованием аппарата дифференциальных уравнений.

В моделировании поглощения и накопления ТМ растениями агроландшафтов преобладает эмпирический подход, в частности, используется регрессионный анализ (Зырин и др., 1980; Godbold, 1991; Цаплина, 1992 и др.). Простейшей эмпирической моделью является однофакторная линейная модель, позволяющая определить содержание ТМ в растении по его содержанию в почве и коэффициенту транслокации. Справедливость линейной модели подтверждается данными опытов с однотипными почвами, загрязненными ТМ. Например, содержание Cd в растениях как функция его концентрации в прикорневой зоне в почвах Румынии (Рэуце, Кырстя, 1986) описывается следующими уравнениями:

Г = 275+24,56 X1033 для кукурузы;

Y = 0,63+9,78 X1083 для фасоли.

Аналогичные результаты получены для Zn, Си, Hg. Высокие коэффициенты корреляции между содержанием Zn в растениях и почвенном покрове отмечались вблизи предприятий цветной металлургии, менее высокие - для Cd и слабые для Си и Pb (Godbold, 1991).

Однако допущение линейности связи между концентрациями ТМ в растении и почве не всегда соответствует реальным условиям. Кроме того, однофакторный анализ дает возможность построить зависимость накопления металлов в растениях с содержанием их в почве только для условий конкретных опытов (Alloway, 1990). Нередко взаимосвязь между этими показателями характеризуется невысокими коэффициентами корреляции, поскольку маскируется действием других, не включаемых в модель факторов (Сабаева, Малахова, 1991, Орлов, 1985; Sheppard, Evenden, 1987). Поэтому содержание ТМ в растительной продукции порой выше на почвах с меньшим содержанием ТМ по сравнению с почвами с более высоким их содержанием (Ильин, 1991). Это обусловлено тем, что при одном и том же валовом содержании ТМ в почве их доступность для растений различна в силу различных физико-химических свойств почв: кислотности, содержания органического вещества, обменных оснований, механического состава и др.

В работе И.Г. Малкиной-Пых (1996) для описания поглощения загрязняющих веществ растением используется метод функций отклика, с помощью которого учитывается влияние конкретных факторов среды и свойств загрязнителя.

Обобщенная функция отклика определяется как

Fj = t\fj{xj,aj), где fj - частные функции отклика индекса резистентности рассматриваемого элемента экосистемы на значения факторов хр т.е. характеристик среды (например, почвы), aj -вектор параметров, п - количество характеристик. Дополнительным ограничением является условие нормирования: maxfj{xjP',aj^ = 1, где х/р' - оптимальное с точки зрения резистентности значение характеристики среды.

Этот подход был реализован при моделировании миграции Sr в элементарных экосистемах. Динамика поглощения радионуклида сельскохозяйственной культурой рассчитана в зависимости от его содержания в почве, которая, в свою очередь, связана с почвенной кислотностью, емкостью поглощения, содержанием ионов кальция, гумуса и илистой фракции. При этом частные функции отклика нелинейны и определяются эмпирическим путем. Такой подход может быть использован и для описания поглощения ТМ с некоторыми изменениями в наборе учитываемых факторов.

Включение нескольких факторов в регрессионные модели дает возможность более глубокого исследования связей в системе "почва-растение", хотя требует для своей реализации обширной базы данных с результатами экспериментальных исследований.

В естественных ценозах моделируется круговорот ТМ: рассчитываются потери ТМ с опадом, листовое поглощение наземной частью биомассы и корневое поглощение (De Vries et al., 1997). Эти модели основаны на экспериментальных оценках, т.е. являются эмпирическими. Количество ТМ, поступающих в подстилку с опадом, равно величине опада Fy, умноженной на содержание ТМ в опаде с/Л//,:

MV = F{j- • ctMii.

Список литературы диссертационного исследования доктор географических наук Кошелева, Наталья Евгеньевна, 2003 год

1. Аверьянов С.Ф. Фильтрация из каналов и ее влияние на режим грунтовых вод. М.: Колос, 1982.237 с.

2. Аверьянов С.Ф., Голованов А.И., Никольский Ю.Н. Расчет водного режимамелиорируемых земель// Гидротехника и мелиорация. 1974. №3. С.34-38.

3. Агроресурсы и производительность сельского хозяйства Нечерноземья/ Под ред. Углова В.А. М.: изд. МГУ, 1992, 142 с.

4. Агротехногенное загрязнение почвенного покрова тяжелыми металлами: источники, масштабы, рекультивация// Большаков В.А., Краснова Н.М., Борисочкина Т.И. и др. М.: Почвенный ин-т им. В.В. Докучаева, 1993. 92 с.

5. Айдаров И.П. Регулирование водно-солевого и питательного режима орошаемых v^ земель. М., Агропромиздат, 1985. 304 с.

6. Айдаров И.П., Голованов А.И., Мамаев М.Г. Оросительные мелиорации. М.: Колос, 1982, 176 с.

7. Айдаров И.П., Клыков В.Е., Пестов Л.Д., Шульгин Д.Ф. Математическое моделирование ионного обмена между поровым раствором и ППК в зоне аэрации// Моделирование почвенных процессов. Пущино: АН СССР, 1985. С.96-107.

8. Акимова Т., Хаскин В., Батоян В.В., Моисеенков О.В. Сравнительный анализ и оценка экологической ситуации в районах Московской области. М., 1994, 34 с.

9. Алексеев Ю.В. Тяжелые металлы в почвах и растениях. Л.: Агропромиздат, 1987, 142с.

10. Алексеевский Н.И. Формирование и движение речных наносов. М.: МГУ, 1998. 202 с.

11. Алпатьев A.M. Влагооборот культурных растений. Л.: Гидрометеоиздат, 1954. 248 с.

12. Алпатьев A.M. Влагообороты в природе и их преобразование. Л.: Гидрометеоиздат, 1969. 323 с.

13. Анализ существующего положения, оценка региональных особенностей и прогноз сельскохозяйственного использования осадков Московских станций аэрации в хозяйствах Московской области. М.: ВАСХНИЛ, 1989. 218 с.

14. Антипов-Каратаев И.Н., Кадер Г.М. К мелиоративной оценке поливной воды, имеющей щелочную реакцию// Почвоведение, 1961, №3, с.60-65.

15. Арбузова Л.С., Филиппович И.Н., Ротарь В.И. и др. Отчет по геологическому доизучению м-ба 1:200000 четвертичного покрова в пределах листов -35-XX1V, -36-УШ, XIII, XIV, XIX, Одесса, 1985.

16. Аргучинцев В.К. Численное моделирование распространения аэрозолей в погранич-ном слое атмосферы// Оптика атмосферы и океана. 1994, т.7, №8, с.1106-1111.

17. Аргучинцев В.К., Агручинцева А.В. Модели и методы для решения задач охраны атмосферы, гидросферы и подстилающей поверхности. Иркутск: Иркутский госуниверситет, 2001. 115 с.

18. Аргучинцева А.В. Моделирование накопления на подстилающей поверхности полидисперсных аэрозолей антропогенного происхождения// Оптика атмосферы и океана. 2000, т. 13, №9, с.865-870.

19. Аржанова B.C., Елпатьевский П.В. Геохимия ландшафтов и гехногенез. М.: Наука, 1990, 196с.

20. Аржанова B.C., Елпатьевский П.В. Миграция микроэлементов в бурых горнолесных почвах// Почвоведение, 1979, N 11, с. 51-60.

21. Арманд А.Д. Самоорганизация и саморегулирование географических систем. М.: Наука, 1988. 259 с.

22. Арманд А.Д., Таргульян В.О. Некоторые принципиальные ограничения эксперимента и моделирования в географии// Изв. АН СССР, серия географическая, 1974, №4, с.129-138.

23. Атлас почв Украинской ССР. Под ред. Н.К.Крупского, Н.И.Полупана. Киев: Урожай, 1979. 160 с.

24. Ачкасов А.И. Распределение микроэлементов в агроландшафтах Московской области. Дисс. на соискание уч. ст. к.г.н. М., МГУ, 1987, 524 с.

25. Багров Н.А. О распределении месячных сумм осадков// Труды ЦИП, 1965, вып. 139, с.3-21.

26. Баер Р.А., Лютаев В.В. Водный баланс почвогрунтов зоны аэрации орошаемых массивов юга Украины// Проблемы ирригации почв юга Черноземной зоны. М.: Наука, 1980. С.2-8.

27. Базилевич Н.И. Биологическая продуктивность экосистем Северной Евразии. М.: Наука, 1993, 292 с.

28. Барбер С.А. Биологическая доступность питательных веществ в почве. М.: ВО Агропромиздат, 1988. 376с.

29. Барон В.А., Планин Ю.А. Прогноз многолетнего режима минерализации поровых вод при орошении. М.: Недра, 1974. 87 с.

30. Батлер Д.Н. Ионные равновесия (математическое описание). Л.: Химия, 1973. 446 с.

31. Белолипецкий В.М., Шокин Ю.И. Математическое моделирование в задачах охраны окружающей среды. Новосибирск: изд-во ИНФОЛИО-пресс, 1997. 240 с.

32. Белякова Т.М., Павленко И.А. Полевая учебная практика по почвоведению. Учебное пособие. М.: изд-во МГУ, 1987. 102 с.

33. Jpi 37. Берлянд М.Е. Прогноз и регулирование загрязнения атмосферы. Л.:

34. Гидрометеоиздат, 1985. 272 с.

35. Берталанфи Л. История и статус общей теории систем// Системные исследования. М.: Наука, 1973. С.33-59.

36. Беручашвили Н.Л. Кавказ: ландшафты, модели, эксперименты. Тбилиси: Изд-во Тб. гос. ун-та, 1995. 316с.

37. Бефани А.Н. Теория и расчет стока со склонов переменной ширины// Тр. ОГМИ, 1949, вып.4, с. 177-204.

38. Биогеохимические основы экологического нормирования// Башкин В.Н., Евстафьева Е.В., Снакин В.В. и др. М.: Наука, 1993. 304 с.

39. Биогеохимический цикл тяжелых металлов в экосистеме Нижнего Дона// Бессонов О.А., Белова С.Л., Водолазкин Д.И. и др. Ростов-на-Дону: изд-во Ростовского ун-та, 1991. 112 с.

40. Богатырев Л.Г., Рыжова И.М. Биологический круговорот и его роль в почвообразовании. М.: изд-во МГУ, 1994. 80 с.

41. Hjf. 44. Бородулин А.И., Майстренко Г.М., Чалдин Б.М. Статистическое описаниераспространения аэрозолей в атмосфере. Новосибирск: НГУ, 1992. 123 с.

42. Бочевер Ф.М., Лапшин Н.Н., Орадовская А.Е. Защита подземных вод от загрязнения. М.: Недра, 1975. 254 с.

43. Брукс К., Карузерс Н. Применение статистических методов в метеорологии. Л.: Гидрометеоиздат, 1963.415 с.

44. Бруяко А.В., Бруяко B.C., Дроженко А.С., Красова Е.В. Отчет по комплекснойф гидрогеологической и инженерно-геологической съемке м-ба 1:50000 для целеймелиорации на площади планшетов -35-84А,Б-а,в,г,В,Г,95А, Б, 96А, Б-а, Одесса, 1986.

45. Буданов Н.Ф. Требования к качеству оросительной воды// Водное хозяйство. Киев: Урожай, 1965. Вып.1. С.38-56.

46. Вагнер В.Б., Кошелева Н.Е., Герасимова М.И., Исаченкова Л.Б. Разработка локальной почвенно-геохимической геоинформационной системы многоцелевого назначения// Тез. докл. I междунар. сов. "Геохимия биосферы".

47. Новороссийск, 1994, с.68-69.

48. Вадюнина А.Ф. Агрофизическая и мелиоративная характеристика каштановых почв юго-востока европейской части СССР. М.: изд-во МГУ, 1970. 324 с.

49. Варшал Г.М., Кощеева И.Я., Сироткина И.С. и др. Изучение органических веществ поверхностных вод и их взаимодействия с ионами металлов. Геохимия, 1979. N4. С.598-607.

50. Васильевская В.Д., Якушевская И.В. Микроэлементы в почвах Центрального экономического района// География почв и почвенное районированиеф Центрального экономического района СССР. М.: изд. МГУ, 1972, с.411-421.

51. Васильченко А.В., Посохов Е.В. Гидрохимия грунтовых и дренажных вод Багаевско-Садковской оросительной системы. Гидрохимические материалы. Л.: Гидрометеоиздат, 1975, т.64, с.247-258.

52. Вельтищева Н.С. Методы моделирования промышленного загрязнения атмосферы. (Обзор). Обнинск, 1975. 38 с.

53. Веригина К.В. Цинк, медь, кобальт в почвах Московской области //

54. Микроэлементы в некоторых почвах СССР. М.: Наука, 1964, с.27-84.

55. Водяницкий Ю.Н., Добровольский В.В. Железистые минералы и тяжелые металлы в почвах. М., Почвенный ин-т РАСХН, 1998. 216 с.

56. Воеводин В.В. Вычислительные основы линейной алгебры. М.: изд-во МГУ, 1977, 256 с.

57. Войтович Н.В. Плодородие почв Нечерноземной зоны и его моделирование. М.: Колос, 1997.387 с.

58. Воробьева Л.А., Рудакова Т.А., Лобанова Е.А. Элементы прогноза уровня концентраций тяжелых металлов в почвенных растворах водных вытяжках из почв// Тяжелые металлы в окружающей среде. М.: Изд-во МГУ, 1980. С.28-34.

59. Воронков Н.А. Влияние лесных насаждений на сток и качество воды малых рек// Вопросы географии, "Малые реки", вып. 118. М.: Мысль, 1981, с.97-108.

60. Воронков Н.А. Элементы водного баланса леса в зависимости от почвенно-грунтовых условий и породного состава насаждений// Вопросы географии, "Ландшафт и воды", вып. 102. М.: Мысль, 1976, с. 122-134.

61. Воропаев Г.В., Исмайылов Г.Х., Федоров В.М. Моделирование водохозяйственных систем аридной зоны СССР. М.: Наука, 1984, 312 с.

62. Гаврилова И.П. Микроэлементы в почвах Сатинского полигона //Материалы географических исследований Сатинского учебного полигона и смежных территорий в бассейне Средней Протвы, вып. Ill, М., 1979, с. 162-173. Деп.ВИНИТИ N1893-79.

63. Гаврилова И.П., Касимов Н.С. Практикум по геохимии ландшафта. М.: изд-во МГУ, 1989. 72 с.

64. Гаранюшкин М.Н., Кошелева Н.Е. Моделирование распределения микроэлементов в почвах и донных отложениях западного побережья Каспийского моря.// Геоэкология Прикаспия, вып.6. М., географический факультет МГУ, 2003 (в печати)

65. Гаррелс P.M., Крайст 4.JI. Растворы, минералы, равновесия. М., Мир: 1968. 368 с.

66. Геннадиев А.Н. Почвы и время: модели развития. М.: МГУ, 1990. 232 с.

67. Геология СССР. T.XLV. М.: Недра, 1969. 420с.

68. Геология шельфа УССР. Лиманы. Киев: Наукова думка, 1984. 127 с.

69. Геология шельфа УССР. Тектоника. Киев: Наукова думка, 1987. 205 с.

70. Геохимия окружающей среды// Сает Ю.Е., Ревич Б.А., Янин Е.П. М.: Недра, 1990.344 с.

71. Геоэкологическое моделирование для целей управления природопользованием в условиях изменений природной среды и климата// Под ред П.М. Хомякова. М.: Эдиториал УРСС, 2002,400 с.

72. Герасимова М.И. География почв СССР. М.: Высшая школа, 1987, 224с.

73. Герасимова М.И. Почвы Сатинского учебного полигона// Комплексная географическая практика в Подмосковье. М.: изд-во МГУ, 1980, С. 101-119.

74. Гильманов Т.Г. Математическое моделирование биогеохимических циклов в травяных экосистемах. М.: Изд-во Моск. ун-та, 1978. 168 с.

75. Гильманов Т.Г., Базилевич Н.И. Концептуальная балансовая модель круговорота органического вещества в экосистеме как теоретическая основа мониторинга// Теоретические основы и опыт экологического мониторинга. М., 1983.

76. Глазовская М.А. Геохимические основы типологии и методики исследований природных ландшафтов. М.: изд-во МГУ, 1964. 230 с.

77. Глазовская М.А. Ландшафтно-геохимические системы и их устойчивость к техногенезу// Биогеохимические циклы в биосфере. М.: Наука, 1976. С.

78. Глазовская М.А. Теория геохимии ландшафтов в приложении к изучению техногенных потоков рассеяния и анализу способности природных систем к самоочищению// Техногенные потоки вещества в ландшафтах и состояние экосистем. М.: Наука, 1981. С.5-41.

79. Глазовская М.А. Геохимия природных и техногенных ландшафтов СССР. М.: Высшая школа, 1988. 328 с.

80. Глазовская М.А. Качественные и количественные оценки сенсорности и устойчивости природных систем к техногенным кислотным воздействиям// Почвоведение. 1994. N1. С. 134-139.

81. Глазовская М.А. Критерии классификации почв по опасности загрязнения83.84,85,86,87,8889,90