Воздействие продуктов сгорания твердого ракетного топлива на компоненты южно-таежных экосистем тема диссертации и автореферата по ВАК РФ 25.00.36, кандидат географических наук Филаретова, Алла Николаевна

• Филаретова, Алла Николаевна
• кандидат географических наук
• 2013

Оглавление диссертации кандидат географических наук Филаретова, Алла Николаевна

ОГЛАВЛЕНИЕ

Введение

Глава 1. Воздействие продуктов сгорания твердого топлива на компоненты экосистем

1.1. Характеристика источника воздействия

1.2. Воздействие кислотных выпадений на компоненты экосистем

1.2.1. Устойчивость почвенного покрова к кислотному воздействию

1.2.2. Влияние кислотных выпадений на состояние растительного покрова

1.3. Поведение перхлоратов в окружающей среде

Глава 2. Объекты и методы исследований

2.1. Характеристика природно-климатических условий

2.2. Методики проведения полевых и лабораторных исследований и обработки материала

Глава 3. Оценка состояния компонентов экосистем в зоне влияния

предприятия

3.1. Состав атмосферного воздуха

3.2. Геохимические особенности природных вод

3.3. Химические свойства почв

3.4. Состояние растительного покрова

3.5. Заключение о состоянии компонентов экосистем

Глава 4. Прогноз изменения южно-таежных экосистем при утилизации

ракетных двигателей

4.1. Оценка критических кислотных нагрузок

4.2. Прогноз атмосферных выпадений продуктов сгорания твердого топлива в зависимости от погодных условий

4.2.1. Условия рассеивания и распространения облака продуктов сгорания

4.2.2. Моделирование выпадения соляной кислоты на поверхность почв

4.2.3. Зависимость количества выпадений соляной кислоты от погодных

условий

4.3. Влияние кислотных выпадений на свойства почв

Выводы

Список литературы

Приложение

Приложение А Описание растительности зоны воздействия предприятия по

утилизации РДТТ

Приложение Б Результаты сiaihclической обработки материалов химического

анализа поверхностных образцов почв

Приложение В Сравнение математических ожиданий показателей почвенной

кислотности поверхностных образцов почв

Приложение Г Принципиальная схема математической модели выпадения

продуктов сгорания на поверхнеость почв

Приложение Д Результаты расчетов термодинамических выпадений при

рассеивании облака продуктов сгорания в разных погодных условиях

Приложение Е Результаты лабораторного модельного эксперимента по

воздействию кислых растворов на химические свойства почв

Введение диссертации (часть автореферата) на тему «Воздействие продуктов сгорания твердого ракетного топлива на компоненты южно-таежных экосистем»

ВВЕДЕНИЕ

В настоящее время твердое топливо применяется для широкого спектра ракетных двигателей. По истечении срока служебной пригодности или вследствие разоружения проводится ликвидация ракетных двигателей на твердом топливе (РДТТ). В России в качестве основного метода утилизации РДТТ рассматривается бессопловое сжигание (прожиг), которое проводится на производственных комплексах, расположенных в г. Бийск (ОАО «ФНПЦ «Алтай»), г. Пермь (ОАО «НИИПМ») и г. Красноармейск (ФКП «НИИ «Геодезия») (Пузанов и др., 2007). Горение топлива сопровождается сложными и многочисленными химическими реакциями с образованием газообразных и мелкодисперсных твердых веществ. Основную массу продуктов сгорания составляют хлористый водород и окись алюминия. Соляная (хлористоводородная) кислота, поступая в почву, повышает ее кислотность, что вызывает ряд изменений как химических свойств самих почв, так и состояния растительности. Кроме того, есть сведения о неполном сгорании перхлората аммония - вещества второго класса опасности (Справочник..., 1999), приводящем к его поступлению в природные экосистемы (Экологические проблемы..., 2000).

Исследования проблемы утилизации РДТТ носят разнонаправленный характер. Основная масса работ посвящена особенностям горения различных топлив и разработке безопасных способов утилизации зарядов (Высокоэнергетические материалы..., 2005, 2007, 2008, 2010, 2012). Оценка экологических последствий сжигания РДТТ сводится, преимущественно, к мониторинговым исследованиям состояния экосистем территорий, прилегающих к стендам (Кречетов и др., 2008, Пузанов и др., 2008, Батракова и др., 2008). Отдельный блок работ направлен на моделирование формирования и рассеивания облака продуктов сгорания (Ворожцов и др., 2005, Суслонов и др., 2005, Технические..., 2009). В то же время, широко распространены работы по исследованию техногенного воздействия кислотных осадков на компоненты экосистем (Заиков и др., 1991, Почвенно-экологический..., 1994, Копцик и др., 1998, Кислотные..., 1999,

Взаимодействие..., 2001, Ливанцова, 2006 и многие др.). В связи с этим, представляется необходимой комплексная оценка степени техногенного воздействия продуктов сжигания твердого ракетного топлива, которая, основываясь на анализе устойчивости экосистем, позволила бы определить уровень допустимой нагрузки в зонах влияния стендов по утилизации РДТТ.

Целью работы является определение степени техногенного воздействия и оценка уровня допустимой антропогенной нагрузки на южнотаежные экосистемы при утилизации твердотопливных ракет.

Для достижения поставленной цели решались следующие задачи:

• оценить степень загрязнения компонентов экосистем в результате утилизации твердотопливных ракет с учетом исходной дифференциации природных условий;

• определить уровень допустимого воздействия загрязняющих веществ на экосистемы, используя концепцию критических нагрузок и экспериментальное лабораторное моделирование;

• оценить вероятность атмосферных выпадений продуктов сгорания методами математического моделирования;

• выявить экосистемы, наиболее подверженные риску загрязнения продуктами сгорания твердого топлива, исходя из природно-климатических особенностей территории.

Материалы и методы исследований. Объектом диссертационных исследований являются экосистемы в зоне влияния предприятия по утилизации РДТТ, находящегося в Пушкинском районе Московской области вблизи города Красноармейск (на территории ФКП НИИ «Геодезия»). В работе применен комплекс методов, включающий полевые исследования, химический анализ, статистическую обработку данных, экспериментальное лабораторное и математическое моделирование, применение ГИС-технологии. Автор принимал непосредственное участие во всех этапах проведения исследований. Полевые исследования проведены в период 2007 -2010 гг. Было отобрано 20 проб атмосферного воздуха, 40 проб снежного

покрова, 29 проб поверхностных вод и 524 пробы почв (поверхностные и по генетическим горизонтам). Проведено 28 описаний почвенно-растительного покрова, выполнено 16 укосов надземной фитомассы. Химико-аналитические работы проведены на географическом факультете МГУ имени М.В. Ломоносова и в Центре гигиены и эпидемиологии №154 Федерального медико-биологического агентства (ФМБА). Методами математической статистики проведен анализ результатов мониторинговых наблюдений. Выполнены расчеты критических кислотных нагрузок на южно-таежные экосистемы, верифицированные в ходе лабораторного эксперимента. Количественные параметры возможного воздействия получены с помощью математического моделирования процесса перемещения облака продуктов сгорания и выпадения их на поверхность почв в конкретных условиях. Для визуализации результатов построена серия карт.

Научная новизна. В работе даны предложения по решению актуальной задачи в области геоэкологии - обеспечению экологической безопасности хозяйственной деятельности человека на основе моделирования геоэкологических процессов. Представлена комплексная оценка воздействия утилизации РДТТ на экосистемы в зоне влияния предприятия по утилизации. На основе данных полевых и лабораторных исследований доказана вероятность трансформации химических свойств почв в результате импактного воздействия продуктов сгорания твердого топлива. По разработанной автором математической модели рассчитаны возможные количества и условия выпадений соляной кислоты в процессе перемещения облака продуктов сгорания. Выявлены районы, наиболее подверженные риску загрязнения в результате утилизации РДТТ.

Практическая значимость. На основе модельных данных рассчитано количество прожигов РДТТ, которое не приведет к изменениям в строении и функционировании экосистем на границе санитарно-защитной зоны предприятия. Полученные по итогам работы результаты могут быть использованы при составлении планов-графиков утилизации РДТТ с учетом

погодных условий и характера экосистем в зонах наибольшего риска техногенного загрязнения. Материалы работы включены в научно-технические отчеты «Исследование экологических последствий ликвидации зарядов РДТТ методом сжигания в 2010 году в ФКП НИИ «Геодезия» (по договору №18/410-СВ29/08 с ЗАО «Промтекон», 2010) и «Разработка научно-методических основ оценки эколого-геохимической устойчивости ландшафтов к техногенному воздействию» (по соглашению с Минобрнауки №8673,2012).

На защиту выносятся следующие положения:

1. Загрязнение ландшафтов в зоне техногенного воздействия предприятия по утилизации твердотопливных ракет носит точечный характер и возможно в пределах 30-километровой зоны. Наиболее подверженными воздействию продуктов сгорания являются экосистемы, расположенные на расстоянии до 10 км к северу и северо-западу от источника воздействия.

2. Степень воздействия продуктов сгорания твердого ракетного топлива на южно-таежные экосистемы зависит от локализации выпадений загрязняющих веществ, которая определяется погодными условиями на момент утилизации ракетных двигателей. Негативное воздействие продуктов сгорания за пределами санитарно-защитной зоны возможно при импактных выпадениях хлористого водорода, которые обусловлены попаданием облака продуктов сгорания в зону дождевых осадков.

3. Южно-таежные экосистемы обладают высокой способностью к самоочищению от продуктов сгорания твердого топлива. Наиболее чувствительными к кислотным выпадениям являются сосняки на подзолах, а наименее - агроценозы на дерново-подзолистых освоенных почвах. За пределами санитарно-защитной зоны импактное воздействие продуктов сгорания не приводит к устойчивому изменению состава и свойств компонентов экосистем.

Апробация работы. Основные положения работы обсуждались на Всероссийской научной конференции «XIV Докучаевские молодежные

чтения «Почвы в условиях природных и антропогенных стрессов»» (Санкт-Петербург, 2011), Международной научно-практической конференции «Обеспечение экологической безопасности ракетно-космической деятельности» (Москва, 2011), Всероссийской научной конференции «Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М.А. Глазовской)» (Москва, 2012).

Публикации. По теме диссертации опубликовано шесть работ, из которых три - статьи в журналах, включенных в перечень российских рецензируемых научных журналов и изданий для опубликования основных научных результатов диссертаций.

Структура и объем работы. Диссертация состоит из введения, четырех глав, заключения, списка литературы и шести приложений. Работа изложена на 170 страницах, иллюстрирована 48 рисунками и 32 таблицами. Список литературы включает 162 отечественные и 103 зарубежные работы, а также 9 интернет-источников.

Благодарности. Выражаю глубокую признательность за помощь в работе над диссертацией научному руководителю к.б.н., доценту П.П. Кречетову, сотрудникам кафедры геохимии ландшафтов и географии почв Т.В. Королевой, О.В. Черницовой, Т.М. Диановой, A.B. Шараповой. Также благодарна д.т.н. Ю.И. Галушкину за помощь, оказанную при математическом моделировании, и к.т.н. A.B. Тарабаре за помощь в организации полевых исследований.

ГЛАВА 1. ВОЗДЕЙСТВИЕ ПРОДУКТОВ СГОРАНИЯ ТВЕРДОГО ТОПЛИВА НА КОМПОНЕНТЫ ЭКОСИСТЕМ

1.1. Характеристика источника воздействия

В своем развитии ракетные двигатели на твердом топливе (РДТТ) прошли путь от двигателей простейших ракет до сложнейших ракетных комплексов. Первые упоминания о составах порохов, которые были близки по свойствам к современным, относятся к 600-м годам н.э. (Липанов, Алиев, 1995). Известно, что впервые ракеты были использованы в 1232г. во время войны Китая и Монголии. В конце XIII века в Европе было известно уже более 20 рецептов порохов для ракет (http://quest.nasa.gov). Собственно название «ракета» происходит от итальянского ЯоссеЬйа - «маленький запал», небольшого фейерверка, созданного итальянским механиком Муратори в 1379 году (http://www.allstar.fiu.edu). Дальнейшее развитие ракетной техники приводит к возникновению концепции многоступенчатых ракет (начало XVI в), разработке новых смесей топлива, повышения прицельности залпов. В 1920-х годах с изобретения бездымных порохов начался новый этап развития ракетной техники на твердом топливе. Разработка высокотемпературных смесевых топлив и теплостойких конструкционных сталей, сплавов и полимерных материалов приводит к широкому распространению ракетного вооружения на базе РДТТ.

Одним из основных положительных свойств РДТТ является их высокая надежность (Венгерский и др., 1990). В связи с этим в национальных программах России, США, Франции, Японии, Индии и ряда других стран РДТТ широко используются (Газодинамические..., 2004):

• для космических ракет-носителей в качестве стартовых ускорителей и маршевых двигателей;

• для баллистических ракет (межконтинентальных, средней дальности, оперативно-тактических);

• для зенитных управляемых ракет;

• для реактивных систем залпового огня;

• для противотанковых управляемых ракет, реактивных гранатометов, ракет-торпед;

• в качестве двигателей для средств межорбитальной транспортировки;

• как двигатели вспомогательного назначения;

• как стартовые ускорители и катапультные системы самолетов, парашютно-десантные системы в авиации, антиградовые ракетные системы, системы зондирования атмосферы.

Ракетные двигатели на твердом топливе имеют гарантийный срок

хранения, равный 10-20 лет. По прошествии этого времени РДТТ подлежат

утилизации. Кроме того, подписание договоров о сокращении

стратегического наступательного вооружения также предусматривает

утилизацию ракет, которые работают на твердом ракетном топливе.

Для безопасной и экономически целесообразной ликвидации ракетных

двигателей на твердом топливе предлагается большое количество

принципиально возможных способов, зачастую очень сходных между собой

и отличающихся только вариантами технологического оформления. В России

в качестве основного рассматривается бессопловое сжигание РДТТ на

производственных комплексах с улавливанием и нейтрализацией продуктов

сгорания топлива.

Сущность способа заключается в сжигании твердотопливного заряда в составе ракетного двигателя, закрепленного горизонтально на специальном стенде (Рисунок 1.1) и воспламеняемого от штатных средств воспламенения. Вариант этого способа с использованием открытых стендов (с выбросом продуктов сгорания непосредственно в окружающую среду) применяется на полигоне ФКП НИИ «Геодезия» (г. Красноармейск, Пушкинский район Московской области). Существенным недостатком этого способа является большой секундный расход продуктов сгорания (до 1000 кг/с), затрудняющий или делающий невозможным их улавливание, очистку и нейтрализацию, что оказывает негативное влияние на экологическую обстановку (Мелешко и др., 2004, Белоконь, 2005, Технические..., 2009).

Рисунок 1.1. Открытый стенд для уничтожения РДТТ

Существующее разнообразие твердых ракетных топлив (Рисунок 1.2) различается составом основных компонентов и их соотношением. Для большинства современных топлив характерно использование трех основных компонентов: полимерного горючего-связующего, кристаллического окислителя и металлической добавки. Роль горючего-связующего в твердых топливах состоит в том, что оно связывает кристаллические вещества и придает топливу необходимые физико-механические и прочностные характеристики, а также оказывает влияние на реакционную способность топлива и является дополнительным горючим, а в ряде случаев и добавочным окислителем. В качестве горючего-связующего для смесевых твердых топлив используются каучук, органические смолы, полиэтилен и др. Наиболее широкое применение получили полиуретановые и полибутадиеновые твердые топлива (Таблица 1.1).

Таблица 1.1

Состав типовых твердых топлив (Ерохин и др., 2001).

Тип твердого топлива Состав

Окислитель Горючее-связующее Высокоэнергетическая добавка

массовое содержание, %

Полиуретановое Перхлорат аммония (61) Полиуретан (20) А1(19)

Полибутадиеновое Перхлорат аммония (69,4) Сополимер полибугадиена акриловой кислоты и акрилонитрила (12,04) А1(16)

Модифицированное двухосновное Перхлорат аммония (35) Двухосновные (45) А1(20)

Твердые топлива

Дымные пороха

Монотоплива

Нитрамины

Перхлораты

Балиститные

Смесевые

Нитроглицериновые

Нитроэтиленгликолевые

Динитротолуоловые

Безметальные

Металлизированные

С нитраминными окислителями

С перхлоратами

Комбинированные

— Без связующего

Со связующим

Полиуретановые

Полибутодиеновые й

Полисульфидные о >>

Бутиловые

Карбоксилатные

Прочие -

ЕГЛГП

Алюминием

Бором

Бериллием

Магнием

Другими металлами

и

X § о % и Фенолформальдегидовые

Полиэфирные

Эпоксидные

Рисунок 1.2. Классификация топлив РДТТ (Липанов, Алиев, 1995)

Окислителями служат, как правило, неорганические богатые кислородом вещества. В основном, это соли хлорной кислоты НСЮ4 (перхлораты аммония и калия) или соли азотной кислоты (селитры - нитраты аммония, калия и натрия). В современных твердых топливах в качестве окислителя широкое распространение получил перхлорат аммония КГЦСЮ^ В качестве металлических добавок, повышающих удельный импульс твердого топлива, могут использоваться как металлы (алюминий, бериллий и др.), так и гидриды металлов. Наиболее широкое применение в твердых топливах нашел алюминий.

Горение топлива и истечение продуктов сгорания сопровождается сложными и многочисленными химическими реакциями с фазовыми превращениями, имеющими в ряде случаев существенно неравновесный

характер. Это обусловлено сложным химическим составом топлива и дополнительным подмешиванием к продуктам сгорания топлива продуктов разложения теплозащитных покрытий (Газодинамические..., 2004).

В состав продуктов сгорания топлива входят следующие компоненты: хлористый водород, оксид алюминия, углекислый газ, окислы азота и др., находящиеся как в газообразном состоянии, так и в виде мелкодисперсных частиц. В литературе встречается ряд данных о том, что при неравновесном режиме в состав продуктов сгорания также входят (менее 1%) токсичные вещества - молекулярный хлор, перхлорат-ион, синильная кислота, фосген, аммиак, формальдегид (Экологические проблемы..., 2000). Кроме того, некоторые исследователи указывают на наличие диоксиноподобных веществ (Юфит и др., 1998). Эти утверждения строятся на основе того, что в составе компонентов твердых топлив присутствуют смеси различных полимеров и хлорсодержащих соединений, поэтому теоретически образование диоксинов в процессе горения твердых ракетных топлив возможно. Однако еще одним необходимым условием протекания данного процесса является наличие катализаторов в течение достаточного промежутка времени (около 2 часов) в оптимальном температурном диапазоне (от 150 до 300°С) (Овсянников, 2001). Данные условия при утилизации РДТТ отсутствуют: температура горения превышает 3000 С, время горения заряда - несколько секунд.

Экспериментальные исследования, проведенные Ю.М. Журавлевым с соавторами (2000), показывают, что в составе продуктов сгорания твердого топлива практически отсутствуют перхлорат-ионы и аммиак. Биркумшоу и его сотрудники (цит. по Шумахер, 1963) подробно исследовали процесс термического разложения перхлоратов. Было выяснено, что при температуре ниже 300°С распад протекает по схеме, представленной в уравнении 1:

4NH4CIOa -> 2С/2 + 302 + 8НгО + 2N20 (1)

Кроме того, было обнаружено, что при температуре ниже 290°С

разлается только 28-30% перхлората аммония, а остаток представляет собой

неразложившийся перхлорат (Шумахер, 1963). При температуре более 425°С

перхлорат аммония разлагается по уравнению 2 (Рогов, Ищенко, 2005).

Ii)NH4C104 -> 2,5C/2 + 2N20 + 2,5NOCl + НСЮ4 + 1,5#С/ +18,75tf20 + l,75tf2 + 6,37502

Однако при нештатной ситуации возможно неполное протекание

химических реакций между компонентами ракетного топлива, и в

окружающую среду могут поступить исходные компоненты, в том числе,

перхлорат аммония.

Основными загрязнителями, выпадение которых на земную

поверхность возможно в заметных количествах, являются HCl и оксид

алюминия. В продуктах сгорания смесевого твердого топлива содержится до

15% HCl, а также до 40% конденсированной окиси алюминия А1203

(Энергетические..., 1999, Технические..., 2009).

Исследования, проведенные В.М. Суслоновым с соавторами (2005), а

также A.B. Пузанова с соавторами (2007), показывают, что выпадение на

поверхность почв порошка оксида алюминия происходит преимущественно

внутри стенда утилизации РДТТ или в его непосредственной близости. На

остальной территории техногенный алюминий не обнаруживается и

многолетнее воздействие выбросов загрязняющих веществ при работе

стендов не нарушает баланс алюминия в почвах.

В связи с этим из продуктов сгорания наибольшую опасность для

биосферы и тропосферы представляет HCl, имеющий низкий ПДК (ПДК

паров соляной кислоты в воздухе рабочей зоны составляет

5 мг/м (ГОСТ

12.1.005-88)) и дольше всего по времени сохраняющийся в воздухе. Переход хлористого водорода в жидкую фазу в результате термодинамических процессов или при контакте с влагой, находящейся в воздухе, может привести к выпадению на земную поверхность кислых осадков. Поэтому для оценки техногенного воздействия утилизации РДТТ важное значение имеет устойчивость растительности и почв к кислотным выпадениям.

1.2. Воздействие кислотных выпадений на компоненты экосистем

Кислотные осадки являются главной проблемой охраны окружающей среды в Европе и Северной Америке с 1970-х годов, а с недавнего времени и в других регионах, особенно с Юго-Восточной Азии (Menz, Seip, 2004). Изучение кислотных осадков с точки зрения вреда природным экосистемам

началось, когда были обнаружены подкисление природных вод и снижение популяций рыб в регионах, не имеющих массовых источников загрязнения, преимущественно это касалось Скандинавского полуострова (Irwin, Williams, 1988, Rice, Herman, 2012). До этого контроль эмиссии таких веществ, как диоксид серы и оксиды азота, являющихся основными, но не единственными, предшественниками кислых осадков, проводился в связи с беспокойством о здоровье местного населения, вред природным экосистемам рассматривался незначительно или вообще не учитывался (Menz, Seip, 2004).

Кислотные выпадения способны оказывать прямое воздействие на растения путем контакта осадков с кронами деревьев, приводящего к повреждению кутикулы и эпидермиса листьев, выщелачиванию питательных элементов, нарушению репродуктивных процессов (Van Der Salm et al., 1999). Кроме того, косвенным эффектом для растений является изменение почвенных свойств под воздействием кислотных осадков, которые способны отразиться на жизненном состоянии и структуре растительной компоненты биогеоценоза.

Компоненты кислотных осадков, а также мобилизованные в почве элементы (если они не поглощаются биомассой и не связываются в нижележащих горизонтах почвы и слоях подстилающих пород) могут также попасть с внутрипочвенным стоком в систему почвенно-грунтовых и поверхностных вод. Основным показателем, отражающим подкисление природных вод, является значение pH. Подкисление вод до pH 5,0-5,5 ед. и увеличение в них содержания токсических элементов может оказывать отрицательное влияние на состояние гидробионтов (Заиков и др., 1991).

Почвенный покров, являясь депонирующей средой большинства техногенных химических веществ, вовлекаемых в биосферу, предохраняет таким образом сопредельные среды от техногенного воздействия. Именно поэтому почва, как компонент биогеоценоза, во многом определяет устойчивость экосистемы к подкислению (Почвенно-экологический..., 1994). Знание потенциальных возможностей почвы к нейтрализации, аккумуляции и трансформации кислотных выпадений необходимо для своевременного

выявления и оценки тенденций изменения свойств, способных оказать негативное воздействие на биогеоценозы.

В настоящее время существует большое количество показателей воздействия кислотных выпадений на различные компоненты экосистем. Это определяет необходимость критического обзора отечественных и международных подходов с целью установления оптимальных показателей техногенного воздействия сжигания твердого топлива на экосистемы.

1.2.1. Устойчивость почвенного покрова к кислотному воздействию

Основы концепции устойчивости геосистем и почв к техногенезу разработаны М.А. Глазовской (1978, 1990). Степень устойчивости почв к химическому загрязнению определяется целым рядом факторов: содержанием и качественным составом гумуса, мощностью гумусового горизонта, гранулометрическим составом, содержанием карбонатов, составом и содержанием глинистых минералов, емкостью катионного обмена, биологической активностью почв, мощностью почвенного профиля, составом и свойствами почвообразующей породы, уровнем грунтовых вод. Для лесных почв существенное значение имеют также мощность и запасы лесной подстилки, скорость деструкционных процессов. Кроме того влияет содержание растворимых форм соединений загрязняющих элементов, обусловливающее их доступность растениям и миграционную способность.

Устойчивость почв понимают, во-первых, как способность к сохранению (до известного предела техногенного воздействия) своего нормального функционирования как биокосных систем. Несмотря на то, что устойчивость почв к техногенному воздействию превышает таковую для биологических и минеральных природных сред, она не является безграничной. Способность почв поддерживать на постоянном уровне содержание какого-либо компонента в почвенном растворе почв называют буферностью (Мотузова, 2000). Во-вторых, устойчивость природных систем в общем и почв в частности рассматривается как способность последних к восстановлению нормального функционирования после прекращения техногенного воздействия (Глазовская, 1997, 1999).

Под устойчивостью почв к воздействию кислотных поллютантов понимают их способность противостоять проявлению негативных последствий такого воздействия. Устойчивость почв к кислотной нагрузке зависит от совокупности свойств и процессов, протекающих в почве и в экосистеме в целом, особенностей состава атмосферных выпадений и основных закономерностей взаимодействия кислотообразующих поллютантов с почвами и их компонентами. Характер и степень проявления негативных последствий определяются, прежде всего, особенностями функционирования и емкостью систем буферности в разных почвах.

Кислотно-основные свойства почв определяются двумя видами почвенной кислотности - актуальной и потенциальной (Рисунок 1.3). Актуальная кислотность оценивается по величине рН в почвенном растворе (Соколова и др., 2007). Источником протонов в почвенном растворе являются диссоциированная угольная и многочисленные специфические и неспецифические органические кислоты, а также соединения Al, Fe, Mn, проявляющие кислотные свойства. В условиях техногенного загрязнения источником протонов в растворе могут быть сильные минеральные кислоты.

Al и Н. поочно А1нН « Al иН » растворе

снпатые с диффузном слое

нсоОиоши i_^ обметая 4_Ь ■пушал»

КИСЛОТНОСТЬ кисло гное П. КИСЛОТНОСТЬ

Рисунок 1.3. Соотношение между обменными и необменными кислотными компонентами и кислотными компонентами в почвенном растворе (Соколова и др., 2007)

Потенциальную кислотность, обусловленную поглощенными катионами или А13+, делят на обменную и гидролитическую (Воробьева, 2006). Обменная кислотность обусловлена ионами, находящимися в

диссоциированном состоянии при кислой или нейтральной реакции, которые удерживаются на поверхности коллоидных частиц преимущественно электростатическими силами и вытесняются при взаимодействии почвы с раствором нейтральных солей.

В минеральных почвенных горизонтах большинства почв основным носителем обменной почвенной кислотности являются ионы алюминия. Присутствие обменного водорода как носителя обменной почвенной кислотности характерно для органогенных горизонтов почв.

Кроме обменных водорода и алюминия в кислых почвах присутствуют кислотные компоненты, которые переходят только в раствор гидролитически щелочных солей - необменная почвенная кислотность. В таком случае происходит более полная диссоциация ионогенных групп на поверхности почвенных коллоидов, приводящая к вытеснению из их внешнего слоя как тех ионов, которые способны к обмену при кислой и нейтральной реакции, так и ту часть ионов, которая дополнительно диссоциирует при щелочной реакции. Таким образом, обменная кислотность является частью гидролитической кислотности (Яковлева, Латыпова, 1995).

В качестве одного из показателей почвенной кислотности в химии почв широко используется степень ненасыщенности ППК основаниями, которая рассчитывается как процентная доля обменных водорода и алюминия от емкости катионного обмена.

Кислотно-основная буферность является одной из фундаментальных почвенных характеристик, которая определяется как способность почвы противостоять изменению значения рН при добавлении кислоты или основания (Химические основы..., 1991). Для оценки кислотно-основной буферности почв используются такие показатели, как емкость и интенсивность буферности. Емкость буферности определяется как количество кислоты, которое необходимо прибавить к почвенной вытяжке или суспензии, чтобы изменить значение рН до величины, свойственной кислоте или основанию. Интенсивность буферности характеризует отношение количества поступающей кислоты и изменения рН, которое при

этом произошло (Химические основы..., 1991). В зарубежной литературе для оценки буферности почв широко используется термин «кислот-нейтрализующая способность почв» (Essington, 2004)

Поскольку в почве редко реализуются условия равновесия, взаимодействие почвы с кислотными и основными реагентами часто невозможно рассчитать исходя из законов классической термодинамики равновесных систем. Поэтому интенсивность и емкость кислотно-основной буферности почв оценивается в основном на основании эмпирических данных, чаще всего - по кривым потенциометрического титрования.

Буферность почвы зависит от содержания и состава илистой фракции, органического вещества и оксалатнорастворимого алюминия (Соколова, Дронова, 1993). Теоретические представления об основных реакциях и механизмах взаимодействия почв с кислотными реагентам были разработаны в 80-х годах XX века немецкими исследователями Ульрихом и Швертманом. В соответствии с их концепцией буферных зон в процессе взаимодействия с кислыми осадками почва проходит ряд стадий, каждая из которых характеризуется определенным диапазоном значений рН и определенным доминирующим буферным механизмом, с помощью которого происходит нейтрализация ионов водорода (Таблица 1.2) (Копцик и др., 1998, Соколова и др., 2007, Wang et al., 2010). В качестве отдельного параметра рассматривается концентрация в растворе токсичных соединений алюминия.

Следует отметить, что емкость силикатной буферной зоны можно считать практически неограниченной, поскольку в большинстве почв силикатный материал составляет основную часть твердой фазы. Однако скорость растворения силикатов мала (0,2-2 кмоль/га/год) и контролируется скоростью отделения поверхностных протонированных комплексов от кристаллической решетки. Если учесть, что в районах выпадения кислых осадков протонная нагрузка составляет от 1 до 7 кмоль/га/год, можно заключить, что скорость буферных реакций силикатной буферной зоны обычно не может обеспечить нейтрализацию поступающих протонов и отсутствие прогрессивного подкисления почв (Взаимодействие..., 2001).

Таблица 1.2

Классификация буферных зон почв

Буферная зона Диапазон pH Основной процесс Концентрация алюминия

Карбонатная >6,2 Переход карбонатов в бикарбонаты с высвобождением Са Ниже токсичного для биоты уровня

Силикатная 5,0-6,2 Выветривание силикатов с высвобождением катионов Ниже токсичного для биоты уровня

Катионо-обменная 4,2-5,0 Вытеснение в почвенный раствор обменных оснований Может достигать токсичного уровня

Алюминиевая 3,0-4,2 Растворение алюмосодержащих минералов с высвобождением А13+ Выше токсичного для биоты уровня

Железистая <3,0 Растворение гидроксидов железа с высвобождением Бе3+ Выше токсичного для биоты уровня

Скорость буферных реакций катионного обмена, напротив, достаточно велика и многие из них осуществляются практически мгновенно. Поскольку почвенно-поглощающий комплекс является одной из самых крупных буферных систем в почвах (Толстоконева, Жарикова, 2009), основными факторами, влияющими на буферность почв, являются емкость катионного обмена, которая определяет величину отрицательных зарядов почвенных коллоидов, и состав поглощенных катионов, которые, в свою очередь, определяются почвообразующими породами, гранулометрическим составом и содержанием гумуса.

Органогенные горизонты обладают высокой кислотной буферностью за счет селективности к поглощению ионов водорода, а также реакции протонирования растворимых органоминеральных комплексов и аминогрупп в твердой фазе (Шамрикова и др., 2005). При этом их буферность к кислоте тем выше, чем исходно более кислым был горизонт (Соколова, Дронова, 1993). Эффективная нейтрализация кислотных осадков начинается уже в лесной подстилке, а в минеральных горизонтах лесных почв завершается практически полным связыванием поступивших с осадками протонов - в нижележащие горизонты выносится 50-70% поступивших протонов (Почвенно-экологический..., 1994, Соколова и др., 1996, Hernet al, 1988). При этом происходит увеличение содержания в почвенном растворе простых органических кислот и изменение подвижности специфических гумусовых соединений.

Буферная емкость лесных подстилок составляет 2,6-24 ммоль/100г, полностью нейтрализуя временную кислотную нагрузку (Копцик и др., 1998). С.Е. Иванова (1998) определила, что буферность водной вытяжки свежего елового и березового опада к кислоте составляет 5,53 ммоль/100г. По мере разложения подстилки буферность водной вытяжки снижается. Наибольшая буферность отмечается в интервале рН 3-4. Характерно, что почвы с изначально более кислой средой при добавлении протонов с кислотными осадками остаются в пределах той же буферной зоны. Однако, по результатам исследований Т.А. Соколовой и Т.Я. Дроновой (1993), длительное кислотное воздействие (в течение 35 лет), приводит к снижению рН органогенных горизонтов на 0,4-1,1 единиц.

Запасы буферных к кислоте компонентов в минеральных горизонтах

■у

А1А2, А2 и В гораздо выше, чем в органогенных, и составляют 1,1 моль/м . Буферность минеральных горизонтов зависит от растворимости слагающих их минералов (Авдонысин, 2005). Основными буферными реакциями здесь являются вытеснение протоном обменного алюминия и частичное растворение тонкодисперсных аморфных гидроксидов алюминия (Иванова, Ладонин, Соколова, 2002, КлкисЫ, 2004, Jozefaciuk, 2002).

При окультуривании, прежде всего при известковании, существенно увеличивается степень насыщенности основаниями пахотного слоя. Вследствие повышенного содержания буферных компонентов пахотный горизонт по сравнению со сформировавшими его горизонтами имеет в 3 раза более высокую буферность, которая может достигать 12,6 ммоль/100г (Шамрикова и др., 2002).

В зависимости от условий формирования и свойств лесные почвы обладают разной устойчивостью к действию атмосферных кислотных осадков. Степень проявления негативных процессов определяется характером и емкостью буферных систем почвы. Почвы лесной зоны в целом обладают низкой устойчивостью к кислотным выпадениям (за исключением дерново-карбонатных и болотных) (Богданова, 1991). Поскольку связывание кислотных компонентов осадков идет по преимуществу в реакциях ионного

обмена, большинство исследователей предлагают использовать в качестве основных параметров устойчивости почв рН, сумму обменных оснований, степень насыщенности ППК, емкость катионного обмена (Таблица 1.3). Эти параметры косвенно отражают и другие важные характеристики буферное™ почв - содержание гумуса и карбонатов, минералогический состав. Важное значение имеют также и показатели водно-физических свойств почв, определяющие пространственно-временные особенности их взаимодействия с атмосферными осадками (Почвенно-экологический..., 1994). В этой связи в виде качественного параметра устойчивости почв используется гранулометрический состав, интегрально характеризующий эти свойства.

Таблица 1.3

Систематизация почв по чувствительности к действию кислотных атмосферных выпадений (Почвенно-экологический..., 1994).

Степень чувствительности почвы

Чувствительные Слабочувствительные Нечувствительные

Умеренно кислые (4<рН<6), малобуферные — Нейтральные с рН>6 и кислые с рН<4

ЕКО в слое 0-25 см <6,2 ммоль(+)/100 г ЕКО в слое 0-25 см 6,215,4 ммоль(+)/100 г ЕКО в слое 0-25 см >15,4 ммоль(+)/100 г

Некарбонатные песчаные с рН~6 Некарбонатные глинистые с рН~6; окультуренные с рН~5; кислые с рН<5 Карбонатные

Умеренно кислые песчаные с содержанием гумуса <200 т/га Умеренно кислые легкосуглинистые на лессах с содержанием гумуса <200 т/га Умеренно кислые суглинистые и глинистые с содержанием гумуса >200 т/га Карбонатные

Качественная и количественная характеристика состава обменных катионов определяется, прежде всего, генезисом почв. Поэтому основные зональные типы почв существенно отличаются по устойчивости, и принадлежность к разным типам в первом приближении определяет принадлежность к разным группам устойчивости. Однако в области низкой устойчивости в пределах тех же типов или подтипов возможны достаточно большие различия в суммарном содержании поглощенных оснований, что существенным образом влияет на устойчивость почв. Основными факторами, определяющими содержание обменных оснований в пределах типа или

подтипа почв, является гранулометрический состав, остаточная карбонатность почвообразующей породы или карбонатность подстилающей породы, разная степень окультуренности. Эти факторы могут определять принадлежность одного типа (подтипа) почв к разным группам устойчивости. В области высокой устойчивости, напротив, возможно объединение крупных классификационных единиц в одной группе.

На основе анализа существующих классификаций устойчивости почв к воздействию кислотного загрязнения, количественной оценки кислотности, содержания обменных оснований и насыщенности ППК основаниями Г.Н. Копцик с соавторами (1998) разработали схему групп устойчивости для основных типов почв европейской территории России (Таблица 1.4).

Таблица 1.4

Устойчивость почв к кислотным выпадениям (Копцик и др., 1998)

Группа устойчивости Тип (подтип) почв Параметры, характеризующие устойчивость

рн Сумма обменных оснований, ммоль(+)/Ю0 г Насыщенность ППК, %

Очень чувствительные Подзолистые, дерново- подзолистые 5,0-5,5 Менее 5 Менее 50

Чувствительные Дерново-подзолистые 5,0-6,0 5-10 50-70

Слабочувствительные Дерново-подзолистые, серые лесные, буроземы 5,5-6,5 10-20 70-85

Устойчивые Серые лесные, черноземы, каштановые, дерново- карбонатные 6,0-7,0 Более 20 Более 85

Некоторые исследователи относят к нечувствительным или

слабочувствительным очень кислые почвы с рН<5 или <4, полагая, что будучи исходно насыщенными кислыми компонентами и имея высокую буферную емкость кислой алюминиевой зоны, они способны эффективно связывать большие количества поступающих с осадками протонов (Почвенно-экологические..., 1994). При этом упускается из виду то, что подкисление почвы не ограничивается формальным падением величины рН,

и мобилизация в почвенный раствор алюминия с увеличением его доли в ППК является чрезвычайно опасным для фитоценозов явлением.

Все приведенные варианты классификаций почв по степени устойчивости к кислотным атмосферным выпадениям основаны на их свойствах. Они не учитывают процессы потребления протонов в реакциях внутрипочвенного выветривания и возможные изменения баланса элементов в процессах их биологического круговорота и геохимической миграции.

Важной теоретической базой для определения допустимого подкисляющего действия загрязняющих веществ на экосистемы широко признана концепция критических нагрузок (Zhao et al, 2007, McDonnell et al, 2010), основанная на предположении о некоторой величине - пороге поступления загрязнителя, превышение которого приведет к необратимым изменениям в структуре функционирования экосистемы (Bull, 1992). Ниже этого порога существенного вредного воздействия не происходит (Hettelingh et al, 1992, Bhattacharya et al, 2004).

Под критической кислотной нагрузкой на экосистему понимают максимальное количество осаждающихся кислотных компонентов, которое не вызывает химических изменений, приводящих к долговременным негативным воздействиям на структуру и функционирование экосистемы (Башкин, 2005). При установлении критических значений кислотных нагрузок особую роль играет выявление пороговых, или предельно допустимых, величин критериев состояния почв и экосистем в целом. Под пороговым значением понимают максимальное значение критического параметра или группы параметров, которое не вызывает существенной негативной реакции биологического индикатора.

Так как подкисление почв может оказывать негативное воздействие на растительность и поверхностные воды (Cosby et al, 1986, Swayne et al, 1992, Lawrence, 2002, Solberg et al, 2004, Guala et al, 2009), центральным вопросом концепции критических нагрузок на экосистемы является эффект воздействия кислотных осадков на почвы (Глазовская, 1994, Menz, Seip, 2004). Превышение критических для каждой почвы кислотных нагрузок

способно привести к целому ряду последствий, отличающихся в разных почвах по интенсивности и характеру проявления (Таблица 1.5). Кислотные осадки с одинаковыми значениями рН вызывают различные ответные реакции в зависимости от степени восприимчивости почв (Arp, Ramnarine, 1983, Stutter et al, 2003, Guicharnaud, Patón, 2006).

Таблица 1.5

Возможные изменения свойств почвы при воздействии кислотных осадков

(Почвенно-экологический..., 1994)

Комплекс почвенных свойств Характер изменений

Кислотно-основные свойства почвы - снижение рН; - увеличение обменной и гидролитической кислотности; - повышение доли А13+ в структуре обменных катионов ППК

Катионообменные свойства почвы - выщелачивание Са, К из ППК; - снижение степени насыщенности ППК основаниями

Содержание и качество гумуса - снижение скорости деструкции растительных остатков; - торможение процессов минерализации гумуса; - повышение подвижности фульвокислот и агрегация гуминовых кислот; - уменьшение содержания водорастворимых органических соединений; - изменение элементного состава гумусовых кислот

Формы соединений железа и алюминия - аккумуляция подвижных форм соединений металлов в верхних горизонтах профиля; - увеличение доли аморфных соединений за счет трансформации несиликатных окристаллизованных и силикатных форм

Содержание и подвижность м икроэлементо в - мобилизация в почвенный раствор Мп, Zn, С<3, N1; - уменьшение подвижности Мо и Сг; - уменьшение подвижности РЬ, Си при умеренных кислотных нагрузках и мобилизация их при повышении кислотности

Микробиоценоз и биохимические свойства почвы - снижение общей численности бактерий и актиномицетов; - рост численности микроскопических грибов; - снижение интенсивности «дыхания» почвы; - изменение закономерностей биохимического цикла азота

Повышение кислотности вызывает ряд изменений в функционировании биогеоценоза, причем в различных условиях неблагоприятный эффект наблюдается при различных уровнях воздействия (Бе УпеБ е1 а1, 2003). Кислотная нагрузка на почвенный покров подразумевает приток ионов водорода на поверхность почвы и, в соответствии с буферными механизмами почв, их потребление (Ногёук, 1985). Реакция почв на кислотную нагрузку зависит от свойств почв. Подкисление почв подразумевает снижение

нейтрализующей способности почв, которое может сопровождаться падением рН, а может происходить и в условиях относительно постоянного рН, предполагая эффективные буферные процессы (\\/1к1апс1ег, Апёегезоп, 1972, Каирр1 й а1, 1986).

Интегральным показателем изменения физико-химических свойств почвы под влиянием кислотных осадков может считаться снижение значений рН водной и солевой суспензии почв, первая из которых характеризует актуальную, а вторая - потенциальную кислотность среды.

Экспериментальные данные, полученные Т.А. Соколовой и Т.Я. Дроновой (1993), показывают значимые изменения свойств почв (до 1-2 единиц) при воздействии кислых осадков с рН<3,5. При этом основным буферным механизмом является реакция ионного обмена.

Наиболее значительно процесс подкисления проявляется в поверхностных горизонтах, хотя иногда тенденция к подкислению прослеживается до глубины в несколько десятков сантиметров. В исходно сильнокислых минеральных горизонтах подзолистых почв актуальная кислотность повышается в меньшей степени, чем в менее кислых почвах. Следует, однако, отметить, что эти изменения в достаточно высокобуферных почвах происходят лишь при интенсивной кислотной нагрузке (Почвенно-экологический..., 1994).

Многочисленность компонентов почвенного раствора, разнообразие взаимодействий между ними и с твердой фазой почвы приводит к нелинейному снижению рН во времени. Наиболее быстрое снижение рН фильтрующихся вод происходит в те периоды, когда почва находится в состоянии перехода из одной буферной зоны в другую, тогда как при активном действии одной из буферных систем интенсивность закисления раствора минимальна.

При воздействии кислотных осадков меняется природа кислотности почвенных растворов. В исходных почвах низкие значения рН связаны, главным образом, с присутствием органических кислот, а в почвах,

подверженных влиянию кислых выпадений, основная роль принадлежит минеральным кислотам.

Следует учитывать, что значение актуальной кислотности почв подвержено существенным сезонным колебаниям, связанным с соотношением процессов гумификации и минерализации органического вещества и с составом и степенью нейтрализации основаниями образующихся органических продуктов, которые зависят от погодных условий сезона. Коэффициент варьирования pH в подзолистых почвах может достигать 14%, причем наблюдается увеличение колебаний вниз по профилю (Коробова, 2000).

Связывание протона в реакциях ионного обмена с катионами ППК приводит к увеличению обменной и гидролитической форм кислотности, но в зависимости от исходных свойств почв проявляется оно в разной степени. Так, в кислых малогумусных почвах в большей степени возрастает обменная кислотность, тогда как в нейтральных гумусированных увеличивается гидролитическая (Копцик и др., 1998). Относительный рост обменной кислотности в кислых почвах зависит от степени насыщенности ППК основаниями - в сильноненасыщенных почвах кислотность возрастает в меньшей степени (Дронова, 2000). Повышение обменной кислотности в органогенных и гумусово-аккумулятивных горизонтах происходит в основном за счет увеличения содержания обменного алюминия, которое может возрастать до 50% и более, достигая токсичного для растений уровня (Соколова, Дронова, 1993).

Обменная кислотность также подвержена существенной сезонной изменчивости. Максимальное содержание обменных оснований и AI для подзолистых почв наблюдается осенью, а минимальное - весной. Увеличению обменных катионов осенью предшествует повышение актуальной почвенной кислотности. Наиболее ярко сезонное варьирование содержания обменных катионов проявляется в подстилке.

Усиление роли ионов AI и в составе обменных катионов в условиях промывного водного режима ведет к вытеснению из ППК

оснований с последующим выщелачиванием их из почвы (Деградация..., 2002, Агр, 1983, Frogner, 1990, Kirchner, 1992), а, соответственно, и усилению степени ненасыщенности ППК. В наибольшей мере выщелачивание обменных оснований затрагивает лесную подстилку (Козлова, Дронова, Соколова, 1999). В нижних горизонтах обеднение ППК происходит лишь при интенсивных кислотных нагрузках (Почвенно-экологический..., 1994). В иллювиальных горизонтах профильно-дифференцированных почв может происходить даже увеличение содержания обменных кальция и магния вследствие их переноса из вышележащих.

Воздействие кислых растворов ведет не только к прямому обмену оснований ППК на А13+ и Н\ но и обусловливает ускоренное выветривание ряда минералов и переход необменных форм элементов в обменные (Недбаев, 1995). Средняя скорость внутрипочвенного потребления протонов колеблется для различных почв в пределах 0,2-2,0 кмоль HVra в год. Поэтому считается, что опасность антропогенного подкисления не грозит большинству типов почв, если с кислотными дождями ежегодно будет поступать не более 0,1-0,2 кмоль Н7га (Почвенно-экологический..., 1994).

Предельно допустимые значения химических критериев состояния лесных почв трудно определить точно. В качестве показателя степени подкисления почв широко применяется баланс между кальцием и алюминием в верхней части почвенного профиля (0-50см) (основной зоне распространения корневых систем) (Копцик и др., 1998, Ok et al, 2007, Vanguelova et al, 2010), что является существенным с точки зрения подвижности алюминия и его негативного воздействия на состояние растительности и гидробионтов.

Воздействие кислых растворов также снижает миграционную способность органического вещества и нитрификационную способность почв. Алюминий, мобилизованный из состава минеральных соединений при кислотной нагрузке, взаимодействует с органоминеральными компонентами, образуя малоподвижные комплексы. При усилении кислотного воздействия избыток мобилизованного алюминия (сверх емкости связывания его

органоминеральными комплексами) находится в растворе в виде ионов, оказывая токсическое воздействие на микроорганизмы и корневые системы растений (Почвенно-экологический..., 1994). Длительное подкисление среды тормозит минерализацию гумуса и, следовательно, перевод питательных для растений элементов в доступные неорганические формы, существенно снижая плодородие почв. Снижение pH среды и мобилизация токсичных элементов вызывает изменение активности почвенной биоты, что в свою очередь приводит к изменению процессов разложения растительных остатков и гумусообразования (Заиков и др., 1991, Illmer et al., 2003).

Происходит также смена доминирующих групп микроорганизмов (Frey et al, 2006). Как правило, уменьшается общая численность бактерий, особенно нитрофицирующих и аммонифицирующих, и актиномицетов при увеличении доли споровых форм бактерий. Микроскопические грибы более устойчивы к подкислению почв, поэтому может наблюдаться рост их численности в результате уменьшения конкуренции (Почвенно-экологический..., 1994). Микробиологические сообщества почв, содержащих глинистые минералы (особенно монтмориллонит), менее восприимчивы к кислотным выпадениям (Bewley, Stotzky, 1983). В результате изменения количественных и качественных характеристик микробного сообщества почв может произойти снижение общей биологической активности и изменения в частных биохимических процессах.

1.2.2. Влияние кислотных выпадений на состояние растительного покрова

Функциональные нарушения, которые происходят при воздействии на экосистемы экстремальных доз кислотных атмосферных выпадений, затрагивают клеточный, тканевый, системный и видовой уровень организации растительных сообществ.

Возникновение дисбаланса минерального питания - главное отрицательное для растительности последствие взаимодействия почвы с кислотными выпадениями. Нарушение естественных процессов поступления элементов минерального питания в растения связано с рядом причин:

подкисление почв, снижение доступности некоторых элементов в результате выщелачивания из ризосферы, а также повышение подвижности элементов, являющихся биохимическими антагонистами важнейших элементов минерального питания (Ьипс^гот е1 а1., 2003). По степени токсичности и распространенности металлов в кислых почвах, фитотоксичные элементы образуют следующий ряд: А1>Мп>Ре>Си>7п>Н (Ливанцова, 2006).

Повышение мобильности алюминия, обладающего свойствами прямого и косвенного фитотоксиканта, является одним из главных негативных последствий антропогенного подкисления почв. При средних значениях рН он находится в малорастворимых нетоксичных формах и в оптимальных концентрациях необходим для растений. Ионы алюминия участвуют в качестве неспецифического катализатора при активировании некоторых элементов и нуклеиновом обмене, повышают устойчивость растений к низким температурам, засолению и засухе. При рН 6,0-6,5 даже существенно большие концентрации ионов алюминия могут оказывать стимулирующее действие на растения и благоприятствовать произрастанию семян некоторых мезофитов (Ливанцова, 2006).

Оценки токсичных для растений концентраций алюминия весьма неоднозначны. Обычно называют величины 2-4 мг/л. Большинство исследователей сходится во мнении, что, концентрация алюминия, оказывающая неблагоприятное воздействие на корневые системы растений, достигается при рН почвенного раствора ниже 4,0-4,2 (Кислотные..., 1999). Следует отметить, что токсическое действие алюминия связано с неорганическими формами его соединений (Толпешта, 2010), прежде всего мономерной формой А13+, доминирующих в кислых почвенных растворах нижних минеральных горизонтов. В верхних горизонтах преобладающей формой миграции алюминия являются его комплексные соединения с органическим веществом, не влияющие на растения. Поэтому растительные ассоциации органогенных почв редко страдают от алюминиевой токсичности. При мобилизации в почвенный раствор алюминий подавляет процессы клеточного деления в корнях (Заиков и др., 1991), уменьшает

интенсивность дыхания, нарушает поглощение и транспорт в растения питательных элементов, в том числе фосфора из-за связывания его в труднорастворимые соединения (Курганова, 2002). Происходит обеднение корней азотом (Ливанцова, 2006) и уменьшение площади их активной поверхности (Почвенно-экологический..., 1994, Bull et al, 1992). В неустойчивых к большим количествам алюминия растениях сильно подавляется синтез и активность нуклеиновых кислот. Изменяется и аминокислотный состав белков. У древесных пород увеличивается количество патологической микоризы.

Существенным показателем степени токсичности алюминия для растительности является соотношение содержания ионов кальция и алюминия в почвах. При низком молярном отношении Са:А1 наблюдается значительное замедление роста растений. В качестве критических обычно используются величины отношения, равные 1 или 0,5 (Кислотные..., 1999).

Под влиянием кислотных выпадений повышается мобильность и других элементов, обладающих фитотоксичными свойствами - марганца, цинка, кобальта, кадмия, никеля, то есть элементов, активно мигрирующих в кислых почвах. Почти все они - биохимические антагонисты железа, повышенное поглощение их корневыми системами растений ведет к возникновению хлороза, обусловленного железистой недостаточностью. Марганец и цинк - антагонисты меди, выполняющей важные функции в метаболизме растений. Возможность возникновения дефицита железа и меди в почвах, подверженных воздействию кислотных осадков, связана также и с уменьшением иммобилизации органоминеральных комплексов, которые являются основными миграционными соединениями этих элементов в автоморфных почвах (Почвенно-экологический..., 1994).

Отрицательное влияние кислой среды на ферментативный аппарат клеток приводит к замедлению и приостановлению процессов синтеза в растениях (Трофимов, Ступина, 2006). Снижение рН почвенного раствора влияет на мембранный потенциал корней, подавляя диссоциацию активных компонентов клеточной мембраны (Копцик и др., 1998, Кислотные..., 1999).

Это затрудняет поглощение катионов из раствора, в том числе биофильных элементов, вызывая ряд пагубных для метаболизма растений последствий (Почвенно-экологический...,1994, Shan et al., 1997). При величине рН почвы, равной 3, снижается масса корневой системы. При рН=2-2,5 качество листвы и хвои внешне не изменяется, однако сильно сокращается скорость роста молодых побегов. Падение рН до 2 ед. приводит к общему увяданию хвойных деревьев (Заиков и др., 1991).

При изучении воздействия обменных ионов водорода на растения установлено, что даже сравнительно высокие концентрации ионов Н^ не оказывают прямого токсического действия, хотя этот эффект является индикатором свойств почв, определяющим условия питания и развития растений. Повышенная концентрация протонов в почвенных растворах приводит к резкому снижению поступления в растения большинства элементов питания, особенно калия. Также происходит снижение уровня микробиологической активности, вследствие чего замедляется разложение растительных остатков, и уменьшается доступность биогенных элементов. У растений происходит снижение устойчивости к насекомым, патогенным грибам и микроорганизмам (Ливанцова, 2006). Несмотря на это, степень проявления повреждений, вызванных сильнокислой реакцией среды, зависит от вида растения, его возраста и состава почвенного раствора.

Изменение свойств почв способно оказать влияние и на структуру растительной ассоциации (Ливанцова, 2006). Поскольку основные изменения почв приурочены к слою лесной подстилки и к верхним минеральным горизонтам, особый стресс от воздействия кислотных осадков могут испытывать древесный подрост, напочвенный растительный покров и деревья с поверхностной корневой системой. Большинство растений обладает довольно широкой экологической амплитудой, которая обеспечивает устойчивость растительного покрова в меняющихся условиях.

Кислотность - один из основных факторов среды, влияющий на рост и развитие древесных пород (Таблица 1.6). В результате взаимодействия древесных растений с почвами изменяется реакция почвенной среды, так как

идет избирательное поглощение катионов и анионов и выделение различных количеств органических и минеральных веществ. Спектр толерантности древесных растений к алюминию, особенно для видов, изначально растущих на кислых почвах, достаточно широк.

Таблица 1.6

Интервалы рН водной вытяжки почвы, соответствующие успешному росту

древесных пород (Иванов, 1970)

Порода Минимум Оптимум Максимум

Ель обыкновенная 5,0 5,2-6,6 6,8

Сосна обыкновенная 5,0 5,0-6,2 7,5

Яблоня лесная 5,5 6,3-6,5 6,8

Липа мелколистная 5,5 5,7-6,8 7,7

Береза бородавчатая (повислая) 5,5 5,8-7,5 8,5

Клен остролистный 5,5 6,2-6,7 7,5

Дуб черешчатый 5,5 6,2-7,2 8,3

Береза пушистая 5,5 7,0-7,6 8,0

Вяз гладкий 5,5 5,7-7,5 7,5

Ясень обыкновенный 5,5 6,0-6,3 7,0

Черемуха обыкновенная 6,0 6,5-6,6 6,7

Наиболее чувствительны к подкислению неморальные виды травяно-кустарничкового яруса (зеленчук, копытень, печеночница, медуница). Видовое разнообразие подроста и подлеска определяется, по-видимому, сложным комплексом факторов, включающих как свойства экотопа, так и фитоценотипические условия. Исследования взаимосвязей между видовым составом напочвенного покрова и факторами почвенного питания проводятся с привлечением методов количественного анализа. Ряд исследователей отмечает слабую связь отдельных видов с содержанием основных элементов питания и существенное влияние кислотности почв на встречаемость видов и их биомассу (Ливанцова, 2006). Так, например, моховой ярус не требователен к условиям произрастания и наиболее развит на кислых почвах с мощной подстилкой под ельником. В то же время, лишайники крайне чувствительны к подкислению среды. Поэтому воздействие кислых выпадений может сказываться на составе растительных сообществ и их продуктивности.

Реакция почвенной среды играет исключительную роль при возделывании сельскохозяйственных культур, большинство из которых не

переносят повышенной кислотности (Моисеева и др., 2005). Однако сельскохозяйственные растения можно разделить на несколько групп по отношению к почвенной кислотности: 1) высокая чувствительность (клевер, эспарцет, корнеплоды, донник), 2) умеренная чувствительность, хорошая отзывчивость на известкование (яровая пшеница, кукуруза, ячмень, горох, вика), 3) слабочувствительные к кислотности, положительно реагируют на известкование (озимая рожь, гречиха, тимофеевка), 4) не переносящие избыток кальция в почве (лен) и удовлетворительно переносящие кислотность почвы и не нуждающиеся в известковании (картофель, люпин) (Трофимов, Ступина, 2006). Важнейшим фактором, снижающим урожайность сельскохозяйственных культур на кислых почвах, является алюминий, устойчивость к которому контролируется генетически. Чувствительность культур к кислотным условиям необходимо учитывать при планировании севооборотов вблизи предприятия по утилизации РДТТ.

Таким образом, устойчивость экосистем к воздействию кислотных осадков в целом зависит от устойчивости почвенного покрова, которая обусловлена совокупностью свойств и процессов, протекающих в почве и экосистеме в целом. Если почвы не обладают достаточной кислотно-основной буферностью, в результате изменения реакции среды, снижения доступности элементов минерального питания и усиления подвижности токсичных элементов возникает ухудшение условий обитания растений и микроорганизмов, а также гидробионтов водных объектов, в водосборном бассейне которых находятся эти почвы. В то же время, в устойчивых к действию кислотных осадков почвах могут отмечаться лишь незначительные изменения, не имеющие столь негативных последствий.

Для оценки воздействия продуктов сгорания на экосистемы необходимо учитывать такие показатели, как кислотно-основные свойства почв, а также соотношение обменных кальция и алюминия. Кроме того, дополнительными критериями могут служить морфологические свойства почв (в частности, мощность лесной подстилки и степень выраженности

почвообразующих процессов) и оценка состояния растительного покрова (флористического состава и биологической продуктивности сообществ).

1.3. Поведение перхлоратов в окружающей среде

Ввиду вероятности содержания в облаке продуктов сгорания твердого топлива перхлорат-ионов, представляется необходимым анализ их поведения в окружающей среде и вероятности накопления в компонентах экосистем.

Перхлоратами называются соли хлорной кислоты (НСЮ4), которая является одной из сильнейших кислот. По своему химическому строению перхлораты - это соединения, содержащие анион СЮ4", представляющий собой атома хлора, окруженного четырьмя атомами кислорода, расположенными в виде тетраэдра (Perchlorate..., 2006). Вследствие высокого содержания активного кислорода (34%) перхлораты представляют интерес в качестве твердых окислителей для ракетных топлив (Шумахер, 1963).

Природный перхлорат впервые был обнаружен в составе обширных залежей чилийской селитры пустыни Атакама (Böhlke et al., 2009), которые были основным источником нитратных удобрений в мире вплоть до 1930г. Природные концентрации перхлоратов приурочены к территориям, в течение

л г

длительного времени (10 -10 лет) находящимся в аридных условиях (Perchlorate..., 2006). Предполагается, что соли хлорной кислоты образуются в атмосфере путем последовательных реакций, включающих озон как окислитель (Struchio et al., 2009, Jakson et al., 2010, Rao et al.. 2010). Необходимым условием является также присутствие аэрозоля льда, серной или азотной кислоты или вулканического пепла (Perchlorate..2006).

Повреждение зерновых посевов на полях, где применяли чилийскую селитру в качестве удобрений, привело к изучению распространенности природных перхлоратов. Было обнаружено достаточно их широкое распространение в породах и грунтовых водах, хотя и в относительно низких концентрациях (Perchlorate occurrence..., 2005, Backus et al., 2005, Rao et al, 2007). Современного увеличение степени гумидности климата или ведение ирригационного сельского хозяйства в семиаридных и аридных условиях способствует мобилизации отложенных перхлоратов, вызывая их

инфильтрацию в грунтовые, в том числе питьевые, воды и капиллярное подтягивание к поверхности почвы (Scanion et al., 2008).

Широкое распространение - перхлоратов связано также и с рядом антропогенных источников (Trumpolt et al, 2005). Перхлораты применяются в качестве окислителя твердого топлива, используемого для фейерверков, сигнальных ракет, военной и космической ракетной техники. Кроме того, перхлорат может спонтанно образовываться в сильном (15%) растворе гипохлорита (СЮ") и в хозяйственной хлорке (Perchlorate..., 2006).

Наличие перхлората в окружающей среде является потенциальной угрозой здоровью живых организмов, в том числе человека (Landrum et al, 2006). Существует несколько путей, по которым перхлорат-ионы могут попасть в организм человека: оседание на коже, вдыхание, поглощение загрязненных воды, молока и других продуктов. Проведенные в США исследования показывают наличие перхлоратов в молоке женщин, потребляющих загрязненную ими воду (Perchlorate..., 2006). Вследствие своих химических и физических свойств перхлорат-ионы являются антагонистами ионов йода (https://www.denix.osd.mil), который является важным компонентом гормонов, вырабатываемых щитовидной железой. Замещение ионов йода перхлорат-ионами может вызывать изменения метаболической активности, затрагивая многие системы организма. Гормоны щитовидной железы необходимы также для нормального роста скелета и развития нервной системы плода и младенца (Toxicological profile..., 2008).

В связи с существенной токсичностью, для солей перхлоратов определены гигиенические нормативы содержания в компонентах окружающей среды, в том числе для перхлоратов аммония, наиболее часто используемого в составе твердых ракетных топлив (Таблица 1.7).

С точки зрения устранения перхлоратного загрязнения большой интерес представляют реакции его восстановления в присутствии ионов некоторых металлов (Perchlorate..., 2006), однако концентрация этих веществ в природных водах и породах слишком незначительна, чтобы воздействовать на судьбу перхлоратов. Хотя в литературе описывается восстановление

перхлората двухвалентным железом при повышенной температуре, при нормальной температуре и околонейтральных значениях рН оно не обнаруживается. Простое понижение ЕЬ воды ниже -200тУ не вызывает абиотического восстановления перхлорат-иона.

Таблица 1.7

Предельно допустимые уровни воздействия перхлората аммония (Справочник..., 1999, ГН 2.1.7.2597-10)

Норматив Класс опасности

ПДК для воздуха рабочей зоны 1 мг/м3 2

ПДК для атмосферного воздуха, среднесуточная 0,01 мг/м3 2

ПДК для воды водоемов 5 мг/л 2

ПДК воды рыб. хоз. водоемов 0,044 мг/л

ПДК в почве* 0,1 мг/кг

* - введен в 2010г. Ранее допустимый уровень содержания перхлората составлял 0,3 мг/кг

Так как перхлорат-ион отрицательно заряжен и не образует комплексов с ионами металлов, он слабо удерживается или сорбируется осадочными материалами. Вследствие этого сорбция перхлората в почвах не имеет широкого распространения. Наиболее всестороннее изучение удерживания перхлората и его мобильности в почвах есть у Urbansky и Brown (Perchlorate..., 2006), показавших, что сорбция перхлората обнаруживается в почвах со значительным анионообменным катализом, где он сорбируется в результате замещения таких анионов, как хлорид, сульфат и нитрат. Значительную способность к анионообменному катализу могут проявлять только сильно выветрелые почвы с высоким содержанием железа, гидроксидов алюминия и каолинита.

Поскольку по своим химическим свойствам СЮ4" схож с ионом йода и ионом радиоактивного пертехната (Тс04"), то их изучение могут также быть использованы для оценки мобильности перхлората в почвах. Ticknor и Cho пишут о необнаружении сорбции йода при рН 7,5-8 в кальците, гематите, каолините, бентоните, мусковите и кварце. Whitehead обнаружил, что только что осажденные оксиды Fe(III) и Al(III) могут сорбировать существенное количество иона йода при рН ниже 5,5. При повышении рН до 7 и выше сорбция снижается до нуля. Однако изучение сорбции Тс04" показало, что почвы не способны сорбировать этот ион даже при низком значении рН

(Perchlorate..., 2006). Поэтому, пока значительная анионообменная способность почв не подтверждена, сорбция и удержание перхлората в почвенной толще считается незначительным.

Большой размер иона и низкая плотность заряда обусловливают его сходство с катионами металлов и делают высоко растворимым, а, следовательно, подвижным в природных водах. Наиболее значительными факторами, влияющими на судьбу перхлората в подземных водах, являются возможность растворения, биологическое поглощение и, вероятно, деградация в анаэробных условиях (Gal et al., 2008, 2009). Хотя перхлорат является сильным окислителем, он обладает слабой реакционной способностью из-за необходимости передачи атома кислорода во время реакции. Однако, Flowers и Hunt (Perchlorate..., 2006) замечали, что при достаточно высоких концентрациях перхлорат может выпасть в осадок с такими катионами, как калий, что может быть использовано для снижения миграционного потенциала перхлорат-ионов.

Существуют данные, что перхлорат задерживается травянистыми растениями, деревьями, а также обнаруживается в сельскохозяйственной растительности (Smith et al., 2004). Концентрации поглощенного перхлората в тканях растений более чем в 100 раз выше, чем в воде. Кроме того, деревья, расположенные близко к водным объектам, имеют более высокое содержание перхлорат-иона, чем деревья, расположенные дальше. Анализ радио-меченых ионов указывает на возможность восстановления перхлората и его трансформации внутри тканей растений (Perchlorate..., 2006).

Еще одним механизмом природного разложения перхлората является микробиологическая деградация (Cang et al, 2004, Tan et al, 2004, Ader et al, 2008, Remediation..., 2008). При этом в неувлажненной зоне его микробиологическое восстановление может происходить в присутствии доноров электронов, таких как ацетат и водород (Perchlorate..., 2006).

Вследствие высокой миграционной способности перхлората и опасности для организма человека существует необходимость контроля его содержания в окружающей среде, в том числе, в следовых количествах. С

этой целью разработано большое количество методов, использующих разные принципы определения, имеющих те или иные ограничения применения. Можно отметить, что методы гравиметрии и титриметрии не пригодны для контроля содержания перхлоратов в природных объектах на уровне ПДК (Химченко, Экспериандова, 2009). Широко распространено определение перхлоратов методами спектрофотометрии и ионной хроматографии, являющихся достаточно чувствительными. Однако важными проблемами для применения этих методов в анализе остаются влияние матрицы (состава воды, почвы и т.д.) на результаты определений, токсичность реагентов и высокая стоимость аппаратуры (Perchlorate..., 2006).

Электрохимические методы определения содержания перхлорат-ионов также обладают достаточной точностью. Существуют модификации электродов, позволяющие определять содержание перхлорат-инов на уровне 10~7 моль/л (Soleymanpour et al, 2007, Rezaei et al, 2009). К ограничениям ионометрии следует отнести невозможность использования для анализа сточных вод, в которых могут присутствовать крупные анионы, реагирующие с мембраной электрода. Определению этими методами мешают Мп04~, Ю4~, Re04~, SOT (Никольский, Матерова, 1980, Морф, 1985, Егоров, 2008). В последнее время был разработан метод определения содержания

о

перхлората в количествах п-10" моль/л с помощью амперометрических ионоселективных электродов (Зайцев, Шорин, 2006), однако он тоже не лишен побочного воздействия веществ, содержащихся в почвах.

Таким образом, перхлорат-ионы могут попадать в почвы исследуемой территории вследствие выпадения продуктов сгорания при нештатных ситуациях или внесения минеральных удобрений, содержащих перхлораты. Так как перхлорат-ион слабо сорбируется осадочными породами, он свободно мигрирует через почвенную толщу. Кроме того, не стоит исключать возможность ошибочного определения его в почвах в результате влияния мешающих факторов при проведении химических анализов.

Заключение диссертации по теме «Геоэкология», Филаретова, Алла Николаевна

ВЫВОДЫ

1. Основная масса газообразных продуктов сгорания представлена хлористым водородом (до 40%), что может приводить к возникновению кислотных осадков, негативно влияющих на компоненты экосистем. Статистический анализ показателей почвенной кислотности в зоне влияния стендов по утилизации РДТТ выявил участки подкисления почв: снижение значения рН в среднем на 1 - 1,5 единицы и увеличение обменной и гидролитической кислотности в 1,5-2 раза. Обследование территории показало, что загрязнение токсичным перхлорат-ионом в концентрациях, превышающих ПДК, приурочено к почвам агроценозов и может быть обусловлено внесением минеральных удобрений. Загрязнение атмосферного воздуха, поверхностных водоемов и повреждения растительности не установлено.

2. Критические кислотные нагрузки на экосистемы варьируют от 11 до 145 ммоль(+)/м /год. Минимальные критические нагрузки характерны для сосняков на подзолах (занимают около 3% территории), а максимальные -для агроценозов (до 20% площади). Наибольшую площадь (около 30% -345 км2) занимают лесные экосистемы с критическими нагрузками 6977 ммоль(+)/м2/год, что соответствует 2,5-3 г НС1/м2/год.

3. Результаты математического моделирования показали, что степень техногенной нагрузки в зоне влияния предприятия по утилизации РДТТ определяется погодными условиями на момент прожига. Термодинамически обусловленные выпадения хлористоводородной кислоты возможны только при температурах +4°С и ниже. Максимальное количество кислоты выпадает в радиусе 600-800 м от стендов. За пределами СЗЗ предприятия выпадения не превышают критических нагрузок на экосистемы. В теплый период года выпадение кислоты возможно только с атмосферными осадками. Подкисление почв вне санитарно-защитной зоны предприятия по утилизации РДТТ возможно при импактном воздействии - при выпадении кислоты с дождевыми осадками. Наиболее подверженными риску загрязнения продуктами сгорания твердого ракетного топлива на границе ФКП НИИ «Геодезия» являются экосистемы, находящиеся к северу и северо-западу от стендов сжигания. По расчетным данным выпадения хлористого водорода в этих экосистемах за пределами СЗЗ могут превышать величины критических нагрузок в 2-3 раза.

4. Верификация результатов математического моделирования данными лабораторного эксперимента подтвердила наличие достоверных изменений показателей почвенной кислотности при выбранных параметрах модели. Изменения химических свойств почв при воздействии кислотных осадков затрагивают в основном верхние 5 см почвы, ниже степень трансформации существенно снижается. Оценка динамики изменения свойств почв при отсутствии дальнейшей нагрузки выявила снижение кислотности почв и повышение содержания обменных оснований, что свидетельствует об обратимости процессов подкисления в почвах исследованной территории и сохранении благоприятных условий для существования биоты.

5. Комплексное использование ландшафтно-геохимических, геоинформационных и математических методов, а также моделирования процессов миграции и трансформации загрязняющих веществ позволяет определить условия хозяйственной деятельности предприятия, обеспечивающие минимальное негативное воздействие утилизации РДТТ на ландшафты за пределами санитарно-защитной зоны. Полученные данные позволяют оптимизировать систему экологического мониторинга предприятия с учетом ландшафтных особенностей исследуемой территории и погодных условий.

Список литературы диссертационного исследования кандидат географических наук Филаретова, Алла Николаевна, 2013 год

СПИСОК ЛИТЕРАТУРЫ

1. Авдонькин, A.A. Потенциальная кислотность почв, зависимость от pH : дис. ... канд. биол. наук : 03.00.27 / Авдонькин Алексей Александрович. - М, 2005. - 121 с.

2. Аксаков, A.B. Моделирование распространения выбросов опасных веществ с облаками горячего газа в условиях промышленной и городской застройки / A.B. Аксаков // Доклады ТУСУРа. 2004г. Автоматизированные системы обработки информации, управления и проектирования. - 2004. - С. 46-53.

3. Алисов, Б.П. Климат СССР / Б.П. Алисов. - М.: Изд-во МГУ, 1956. - 128 с.

4. Анненская, Г.Н. Ландшафты Московской области и их современное состояние / Г.Н. Анненская, В.К. Жучкова, В.Р. Калинина и др.; под ред. И.И. Мамай - Смоленск: Изд-во СГУ, 1997.-296 с.

5. Аринушкина, В.В. Руководство по химическому анализу почв / В.В. Аринушкина. - М.: Изд. Мое. Ун-та, 1962. - 492 с.

6. Базилевич, Н.И. Биологическая продуктивность экосистем Северной Евразии / Н.И. Базилевич. - М.: Наука, 1993. - 293 с.

7. Башкин, В.Н. Биогеохимия / В.Н. Башкин, Н.С. Касимов - М.: Научный мир, 2004. - 648 с.

8. Башкин, В.Н. Управление экологическим риском / В.Н. Башкин - М.: Научный мир, 2005. -368 с.

9. Батракова, Г.М. Оценка экологических последствий ликвидации смесевого твердого топлива двигательных установок / Г.М. Батракова, Я.И. Вайсман, JT.B. Рудакова // Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы IV Международной конференции «HEMs-2008» (3-5 сентября 2008 г., г. Белокуриха). - Бийск: ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2008. - С. 185-186.

10. Белая, Н.И. Геологическое строение Московского региона. Геологические практики. / Н.И. Белая, Е.П. Дубинин, С.А. Ушаков - М.: Изд-во МГУ, 2001. - 104 с.

11. Белоконь, СЛ. Ликвидация твердотопливных ракет и химическая безопасность / СЛ. Белоконь // Химическая безопасность и социально-экологические последствия технической деятельности: Материалы Международного научно-общественного семинара. - М.: МСоЭС, 2005. - С. 71-79.

12. Берлянд, М.Е. Прогноз и регулирование загрязнения атмосферы / М.Е. Берлянд. - Л.: Гидрометиздат, 1985. - 272 с.

13. Биологическая флора Московской области. Вып 12./ под ред. В.Н. Павлова и В.Н. Тихомирова. - М.: Аргус , 1996. - 182 с.

14. Богданова, М.Д. Об устойчивости почв к кислотным воздействиям и опыт составления прогнозной карты / М.Д. Богданова // Вестник МГУ. - Сер. Геогр. - 1991. - №2. - С. 71-79.

15. Болысов, С.И. Современные геоморфологические процессы па территории Московской области / С.И. Болысов, Е.А. Рубина // Геоморфология. - 1994. - № 3. - С. 42-48.

16. Быкова, Е.В. Свойства дерново-подзолистых среднесуглинистых почв Московской области разной степени окультуренности: автореф. дис. ... канд. биол. наук : 03.02.13 / Быкова Евгения Васильевна. - М., 2010. - 26с.

17. Вагнер, Б.Б. Реки и озёра Подмосковья / Б.Б. Вагнер. - М.: Вече, 2006. - 480 с.

18. Вагнер, Б.Б. Озера и водохранилища Московского региона / Б.Б. Вагнер, В.Т. Дмитриева. - М.: МГПУ, 2004.- 105 с.

19. Вагнер, Б.Б. Реки Московского региона / Б.Б. Вагнер, И.В. Клевкова. - М.: МГПУ, 2003. -215 с.

20. Вагнер, Б.Б., Геология, рельеф и полезные ископаемые Московского региона / Б.Б. Вагнер, Б.О. Манучарянц. - М.: МГПУ, 2003. - 92 с.

21. Василевич, М.И. Формирование химического состава снежного покрова в таежной зоне Европейского северо-востока России: автореф. дис. ... канд. биол. наук : 03.00.16 / Василевич Мария Ивановна. - М., 2009. - 22 с.

22. Венгерский, В.В. Надежность РДТТ: анализ, испытания, контроль / В.В. Венгерский, А.Ю. Берсон, А.И. Бабкин. - М.: Изд-во МГТУ, 1990. - 156 с.

23. Взаимодействие лесных суглинистых подзолистых почв с модельными кислыми осадками и кислотно-основная буферность подзолистых почв./ Т.А. Соколова, Т.Я. Дронова, И.И. Толпешта, С.Е. Иванов. - М.: Изд-во Моск. Ун-та, 2001. - 207 с.

24. Водно-болотные угодья Московской области: природные, экономические и историко-культурные аспекты / М.А. Аршинова [и др.]; ред-ры: И.Е. Каменнова, Т.Ю. Минаева, Е.В. Ротшильд. - Москва: Wetlands International, 2008. - 89 с.

25. Воробьева, Л. А. Теория и практика химического анализа почв / Л.А.Воробьева. - М.: Геос, 2006.-400 с.

26. Ворожцов, А.Б. Газодинамика открытого сдигания крупногабаритных зарядов твердого ракетного топлива / А.Б. Ворожцов, С.С. Бондарчук, A.A. Павленко // Высокоэнергетические материалы. Демилитаризация и гражданское применение: Доклады Международной конференции «HEMs-2004» 6-9 сентября 2004 г. (г. Белокуриха). - ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2005. - С. 138-144

27. Все Подмосковье. Географический словарь Московской области / под общ. ред. H.A. Солнцева. - М.: «Мысль», 1967. - 384 с.

28. Высокоэнергетические материалы. Демилитаризация и гражданское применение: Доклады Международной конференции «HEMs-2004» 6-9 сентября 2004 г. (г. Белокуриха). - Бийск: ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2005. - 392 с.

29. Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Доклады II Международной конференции «HEMs-2006» 11-14 сентября 2006 г. (г. Белокуриха). - М.: ЦНИИХМ, 2007. - 304 с.

30. Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы IV Международной конференции «HEMs-2008» (3-5 сентября 2008 г., г. Белокуриха). - Бийск: ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2008. - 220 с.

31. Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы V Международной Конференции «HEMs-2010», 8-10 сент. 2010 г. (г. Бийск Алтайского Края) - Бийск: Изд-во БТИ АлтГТУ, 2010. - 190 с.

32. Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы VI Международной конференции «HEMs-2012» (5-7 сентября 2012 г., Горный Алтай). - Бийск: Изд-во Алт. гос. техн. ун-та, 2012. - 128 с.

33. Газодинамические и теплофизические процессы в ракетных двигателях твердого топлива / под ред. A.C. Коротеева. - М., Машиностроение, 2004. - 511 с.

34. Геологическая карта дочетвертичных отложений Московской области. Масштаб 1:5 000 000, 1998.

35. Геологическая карта четвертичных отложений Московской области. Масштаб 1:5 000 000, 1998.

36. Геологическая карта четвертичных отложений. Масштаб 1:50 000. Лист 0-37-136-Б, 0-37-137-А, 1988.

37. Геология СССР. T.IV. Центр Европейской части СССР. 4.1. Геологическое описание / Под ред. И.Н. Леоненко. - М.: «Недра», 1971. - 744 с.

38. Глазовская, М.А. Методические основы оценки эколого-геохимической устойчивости почв к техногенным воздействиям/ М.А. Глазовская - М.: Изд-во Моск. ун-та, 1997. - 102с.

39. Глазовская, М.А. Способность окружающей среды к самоочищению / М.А. Глазовская // Природа, - 1978.- №3,- С. 71-79.

40. Глазовская, М.А. Оценка сенсорности и устойчивости природных систем к техногенному кислому воздействию / М.А. Глазовская // Почвоведение. - 1994. -№1. - С. 134-139.

41. Глазовская, М.А. Проблемы и методы оценки эколого-геохимической устойчивости почв и почвенного покрова к техногенным воздействиям / М.А. Глазовская // Почвоведение. -1999.-№ 1.-С. 114-124.

42. Глазовская, М.А. Опыт классификации почв по устойчивости к техногенным кислотным воздействиям / М.А. Глазовская // Почвоведение. - 1990. - №9. - С. 82-96.

43. ГН 2.1.7.2597-10 Предельно допустимая концентрация (ПДК) перхлората аммония в почве // Бюллетень нормативных актов федеральных органов исполнительной власти. - М., 2010.-№20.-С. 60-61.

44. ГОСТ 12.1.005-88 Система стандартов безопасности труда. Общие санитарно-гигиенические требования к воздуху рабочей зоны. - М.: Изд-во стандартов, 1988. - 129 с.

45. ГОСТ 17.2.3.01-86 Охрана природы. Атмосфера. Правила контроля качества воздуха населенных пунктов. - М.: Стандартинформ, 2005 - 4 с.

46. ГОСТ 26212-91 Почвы. Определение гидролитической кислотности по методу Каппена в модификации ЦИНАО. - М.: Изд-во стандартов, 1992. - 7 с.

47. ГОСТ 26423-85 Почвы. Методы определения удельной электрической проводимости, pH и плотного остатка водной вытяжки. - М.: Стандартинформ, 2011. - 8 с.

48. ГОСТ 26425-85 Почвы. Методы определения иона хлорида в водной вытяжке. - М.: Изд-во стандартов, 1985. - 9 с.

49. ГОСТ 26484-85 Почвы. Метод определения обменной кислотности. - М.: Изд-во стандартов, 1985. - 3 с.

50. ГОСТ 26487-85 Почвы. Определение обменного кальция и обменного (подвижного) магния методами ЦИНАО. -М.: Изд-во стандартов, 1985. - 14 с.

51. ГОСТ 26488-85 Почвы. Определение нитратов по методу ЦИНАО. - М.: Изд-во стандартов, 1985. - 4 с.

52. ГОСТ 26489-85. Почвы. Определение обменного аммония по методу ЦИНАО. - М.: Изд-во стандартов, 1985. - 5 с.

53. Государственный водный кадастр. Разд. 1. Поверхност. воды. Сер. 2. Ежегод. данные. Ежегод. данные о режиме и ресурсах поверхност. вод суши, 1988 г. Т.1: РСФСР. 4.1: Реки и каналы. Вып. 23: Бассейн Волги (верхнее течение). - 1990. - 391 с.

54. Деградация и охрана почв / Г. В. Добровольский, С.А. Шоба, П.Н. Балабко и др.; под ред. Г.. Добровольского. - М.: Изд-во Моск. ун-та, 2002. - 654 с.

55. Дик, Н.Е. Рельеф Москвы и Подмосковья / Н.Е. Дик, В.Г. Лебедев, А.И. Соловьев, А.И. Спиридонов. - М.: Государственное издательство географической литературы, 1949. - 196 с.

56. Добровольский, Г.В. География почв / Г.В. Добровольский, И.С. Урусевская. - М.: Изд-во Моск. ун-иа: Наука, 2006. -460 с.

57. Докторов, А.Б. Термодинамика / А.Б. Докторов, А.И. Бурштейн. - Новосибирск, Новосиб. гос. ун-т, 2003 - 82 с.

58. Дронова, Т.Я. Изменение глинистых минералов в лесных подзолистых почвах под вляинием модельных кислых осадков / Т.Я. Дронова. // Почвоведение. - 2000. - №5. -С. 598-605.

59. Егоров, В.В. Ионоселективные жидкостные электроды: проблемы описания и экспериментального определения селективности / В.В. Егоров. // Рос. хим. ж. (Ж. Рос. хим. об-ва им. Д.И. Менделеева). - 2008. - т. LII. - № 2. - С. 37-51.

60. Ерохин, Б.Т. Внутрикамерные процессы и преобразование энергии в космических энергосистемах / В.М. Быцкевич, В.Н. Дурнев и др. - М.: ВИНИТИ РАН, 2001. - 478 с.

61. Журавлев, Ю.М. Исследование применимости диффузионных моделей Гаусса и Смита-Хоскера для анализа загрязнения приземной атмосферы при пуске ракет-носителей // Ю.М. Журавлев, Ю.А. Каплин, В.В. Кузнецов и др. // Двойные технологии. - 2000. - №3. -С. 88-93.

62. Заиков, Г.Е. Кислотные дожди и окружающая среда / Г.Е. Заиков, С.А. Маслов, В.Л. Рубайло. - М.: Химия, 1991 - 144с.

63. Зайцев, Н.К. Амперометрические ионоселективные электроды: современное состояние и перспективы / Н.К. Зайцев, C.B. Шорин. // Международная научная конференция «Химия, химическая технология и биотехнология на рубеже тысячелетий» - Томск: Изд-во ТПУ, 2006. - Т.2. - С. 225-227.

64. Иванов, А.Ф. Рост древесных растений и кислотность почв / А.Ф. Иванов. - Минск: Наука и техника, 1970. - 218 с.

65. Иванова, С.Е. Экспериментальное изучение некоторых кислотно-основных буферных реакций в палево-подзолистой почве / С.Е. Иванова, Д.В. Ладонин, Т.А. Соколова // Почвоведение. - 2002. - №1. - С. 68-77.

66. Иванова, С.Е. Оценка кислотно-основной буферное™ нативных и измененных модельными кислыми осадками лесных подзолистых почв по данным непрерывного потенциометрического титрования : дис. ... канд. биол. наук : 03.00.27 / Иванова Светлана Евгеньевна. - М., 1998. - 121 с.

67. Ивлев, Л.С. Физика атмосферных аэрозольных систем / Л.С. Ивлев, Ю.А. Довгалюк -СПб.: НИИХ СПбГУ, 1999. - 194 с.

68. Исаев, A.A. Научно-прикладной справочник по климату Москвы / A.A. Исаев, В.А. Гутников, Б.Г. Шерстюков. - М.: Изд-во МГУ, 2002. - 157 с.

69. Карта растительности Московской области. Масштаб 1:200 000. Гл. ред. Огуреева Г.Н. 1996.

70. Кизевальтер, Д.С. Основы четвертичной геологии / Д.С. Кизельватер, A.A. Рыжова. - М.: Недра, 1985.- 174 с.

71. Кислотные осадки и лесные почвы / под ред. В.В. Никонова и Г.Н. Копцик. - Апатиты, 1999.-320 с.

72. Классификация и диагностика почв СССР / В.В. Егоров, В.М. Фридланд, E.H. Иванова и др. - М.: Колос, 1977. - 223 с.

73. Козлова, О.Н. О буферных реакциях при взаимодействии тонкодисперсных фракций подзолистых почв с кислыми осадками / О.Н. Козлова, Т.Я. Дронова, Т.А. Соколова. // Почвоведение. - 1999. - №6. - С. 721-726.

74. Копцик, Г.Н. Принципы и методы оценки устойчивости почв к кислотным выпадениям / Г.Н. Копцик, М.И. Макаров, В.В. Киселева. - М.: Изд-во Моск. Ун-та, 1998. - 95 с.

75. Коробова, Н.Л. Мониторинг кислотно-основного состояния почв / Н.Л. Коробова. Магнитогорск: МГТУ им. Г.И. Носова, 2000. - 54 с.

76. Кречетов, П.П. Химия почв. Аналитические методы исследования / П.П. Кречетов, Т.М. Дианова. - М.: Географический факультет МГУ, 2009. - 148 с.

77. Кречетов, П.П. Оценка экологических последствий воздействия ракетно-космической деятельности / П.П. Кречетов, Т.В. Королева, О.В. Черницова и др. // Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы IV Международной конференции «HEMs-2008» (3-5 сентября 2008 г., г. Белокуриха). - Бийск: ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2008. - С. 174-175.

78. Кузин, П.С. Классификация рек и гидрогеологической районирование СССР / П.С. Кузин. - Л.: «Гидрометеоиздат», 1960. - 455 с.

79. Курганова, Е.В. Плодородие и продуктивность почв Московской области / Е.В. Курганова. - М.: Изд-во Моск. Ун-та, 2002. - 320 с.

80. Курнаев, С.Ф. Дробное лесорастительное районирование Нечерноземного центра/ С.Ф. Курнаев. - М.: Наука, 1982. - 120 с.

81. Ландшафтная карта Подмосковья. Масштаб 1:100 ООО / Любушкина С.Г. - М.: ООО АКЦ,

2005.

82. Латыпова, В.З. Показатели состояния экосистем в условиях химического загрязнения: классификация / В.З. Латыпова, О.Г. Яковлева, Г.А. Евтюгин // Экологическая химия. -1996,- Т.5. - №1. - С. 18-23.

83. Левинский, М.И. Хлористый водород и соляная кислота / М.И. Левинский, А.Ф. Мазанко, И.Н. Новиков. - М.: Химия, 1985. - 160 с.

84. Ливанцова, С.Ю. Кислотность и катионообменные свойства почв лесных экосистем таежной зоны : дис. ... канд. биол. наук : 03.00.27 / Ливанцова Светлана Юрьевна - М.,

2006.- 182 с.

85. Липанов, A.M. Проектирование ракетных двигателей твердого топлива / A.M. Липанов, A.B. Алиев. - М.; Машиностроение, 1995. - 399 с.

86. Луга Нечерноземья / Л.В. Швергунова, И.Н. Горяинова, И.М. Микляева и др.; под ред. А.Г. Воронова. - М.: Изд-во Московского ун-та, 1984. - 160 с.

87. Любушкина, С.Г. Ландшафтная характеристика Подмосковья (пояснительный текст к «Ландшафтной карте Подмосковья») / С.Г. Любушкина. - М., 2005. - 24 с.

88. Маврищев, В.В. Основы общей экологии / В.В. Маврищев - Минск: Выш. шк., 2003. - 305с

89. Максимович, Н.Г. Воздействие испытаний твердотопливных ракетных двигателей на геологическую среду / Н.Г. Максимович // Геоэкология: Инженерная геология. Гидрогеология. Геокриология. - 2007. - N5. - С. 404-412.

90. Мелешко, В.Ю. Основы промышленной технологии утилизации крупногабаритных твердотопливных зарядов / В.Ю. Мелешко, Л.В. Забелин, Р.В. Гафиятуллин, А.Н. Поник. - М.: Недра-Бизнесцентр, 2004. - 226 с.

91. Меньшиков, В.В. Опасные химические объекты и техногенный риск / В.В.Меньшиков, A.A. Швыряев. - М.: Изд-во Химич. Фак. Моск. Ун-та, 2003. - 254 с.

92. Меньшиков, В.В. Анализ риска при систематическом загрязнении атмосферного воздуха опасными химическими веществами / В.В. Меньшиков, A.A. Швыряев, Т.В. Захарова. -М.: Изд-во МГУ, 2005. - 206 с.

93. Методические указания по определению азота нитратов и нитритов в почвах, природных водах, кормах и растениях. - М.: ЦИНАО, 1984. - 68 с.

94. Методы планирования и обработки результатов инженерного эксперимента / H.A. Спирин, В.В. Лавров; под общ. ред. H.A. Спирина. - Екатеринбург: ГОУ ВПО УГТУ-УПИ, 2004. - 257 с.

95. Моисеев, A.A. Влияние известкования и минеральных удобрений на кислотность чернозема выщелоченного и содержание элементов питания под посевами сои / A.A. Моисеев, Л.Н. Прокина, В.И. Каргин. // Аграрная наука Евро-Северо-Востока. -2005,-№6.-С. 1-5.

96. Морф, В. Принципы работы ионоселективных электродов и мембранный транспорт / пер. с англ. А.Ф. Жукова и др.; под ред. О.М. Петрухина. - М., Мир, 1985. - 280 с.

97. Мотузова, Г.В. Устойчивость почв к химическому воздействию / Г. В. Мотузова. - М.: Изд-во Моск. ун-та, 2000. - 56 с.

98. МУК 14.1.010-05 Методические указания по измерению массовой концентрации перхлората аммония в пробах питьевых, природных, очищенных сточных вод и в снеге фотоколориметрическим методом

99. МУК 14.1.010-05 Методические указания по измерению массовой концентрации перхлората аммония в пробах атмосферного воздуха

100.МУК 4.1.016-04 Методические указания по измерению массовой доли перхлората аммония в пробах почвы потенциометрическим методом

101.МУК 4.1.028-09 Методика выполнения измерений массовой доли перхлората аммония (по перхлорат-иону) в пробах почвы потенциометрическим методом

102.Мячкова, H.A. Климат Московской области / H.A. Мячкова, В.Н. Сорокина. - М.: Изд-во МГУ, 1991.-52 с.

ЮЗ.Наац, В.И., Математические модели и численные методы в задачах экологического мониторинга атмосферы / В.И. Наац, Н.Э. Наац. - М.: ФИЗМАТЛИТ, 2010. - 328с.

104.Национальный атлас России в 4-х томах. Т.2. Природа. Экология. - Москва, Роскартография, 2007

105.Недбаев, Н.П. Влияние подкисления на состояние алюминия, железа и марганца в почвах лесных биогеоценозов : дис. ... канд. биол. наук : 03.00.27 / Недбаев Николай Павлович -М, 1995.-178 с.

106.Несмеянова, Г.Я. Эрозионноопасные земли / Г.Я.Несмеянова, З.В. Пацукевич // Почвенно-геологические условия Нечерноземья - М.:Изд-во Моск. ун-та, 1984. - С.504-549

107.Никольский, Б.П. Ионоселективные электроды / Б.П.Никольский, Е.А. Матерова. - Л.: Химия, Ленингр. Отд-ние, 1980. - 240 с.

108.Овсянников, Д.А. Анализ возможности образования диоксиноподобных веществ при старте и полете твердотопливных ракет /Д.А. Овсянников // Двойные технологии. - 2001. - №3. - С. 5153-5155.

Ю9.0НД86. Методика расчета концентраций в атмосферном воздухе вредных веществ, содержащихся в выбросах предприятий. - Л.: Гидрометеоиздат, 1987. - 92 с.

1 Ю.Орлов, Д.С. Химия почв /Д.С. Орлов, Л.К. Садовникова, Н.И. Суханова. - М.: Высш. Шк., 2005.-558 с.

111.Оценка экологического состояния почвенно-земельных ресурсов и окружающей природной среды Московской области / под общ. ред Г.В. Добровольского и С.А. Шобы. -М.: Изд-во Московского университета, 2000. - 221 с.

112.Полевая геоботаника/ Под общ. ред. Е.М. Лавренко и А.А.Корчагина. - М., Л.: Изд-во Акад. Наук СССР, 5 томов, 1959-1976.

113.Почвенная карта Московской области. Масштаб 1:300 000. 1988.

114.Почвенно-экологический мониторинг и охрана почв / под ред. Д.С.Орлова, В .Д. Васильевской - М., Изд-во МГУ, 1994. - 272 с.

115.Почвенный покров Московской области (Пояснительная записка к почвенной карте масштаба 1:300 000) / Сост. А.И. Саталкин, H.A. Лошакова и др. - Пущино, 1993. - 52 с.

Пб.Почвы Московской области и их использование / ред. Л.Л. Шишов, Н.В. Войтович - М.: Почвенный институт им. В.В. Докучаева, 2002. - 500 с.

117.Припутина, И.В. Распределение соединений азота в ландшафтах Московской области : автореф. дис. ... канд. геогр. наук : 11.00.01 / Припутина Ирина Владимировна - М., 1996. -25 с.

118.Пузанов, A.B. Оценка влияния уничтожения РДТТ на компоненты наземных жкосистем / A.B. Пузанов, И.В. Горбачев, Н.М. Бурлака, Б.Д. Олейников // Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Доклады II Международной конференции «HEMs-2006» 11-14 сентября 2006 г. (г. Белокуриха) - М.: ЦНИИХМ, 2007. - С. 92-94.

119.Пузанов, A.B. Оценка возможного влияния на окружающую среду эксплуатации комплексов сжигания зарядов РДТТ в ФГУП «ФНПЦ «Алтай» / A.B. Пузанов, A.B. Тарабара, И.В. Горбачев, Б.Д. Олейников // Высокоэнергетические материалы: демилитаризация, антитерроризм и гражданское применение: Тезисы IV Международной конференции «HEMs-2008» (3-5 сентября 2008 г., г. Белокуриха) - Бийск: ФГУП «ФНПЦ «Алтай», 2008. - С. 199-202.

120.Растительность Европейской части СССР / Под ред. С.А. Грибовой, Т.И. Исаченко, Е.М. Лавренко - Л.: Наука, 1980. - 429 с.

121.Растительность Московской области (масштаб 1:200 000). Пояснительный текст и легенда к карте / гл. ред. Г.Н. Огуреева. - М.: Изд-во МГУ, 1996. - 45 с.

122.РД 03-26-2007 Методические указания по оценке последствий аварийных выбросов опасных веществ - М.: НТЦ ПБ, 2008 - 124 с.

123.РД 52.04.186-89 Руководство по контролю загрязнения атмосферы - М.: Изд-во Госкомгидромет СССР, 1991 - 694 с.

124.РД 52.24.358-2006 Массовая концентрация железа общего в водах. Методика выполнения измерений фотометрическим методом с 1,10-фенантролином - Ростов-на-Дону, 2006. - 24с

125.РД 52.24.380-2006 Массовая концентрация нитратов в водах. Методика выполнения измерений фотометрическим методом с реактивом Грисса после восстановления в кадмиевом редукторе - Ростов-на-Дону, 2006. - 24 с.

126.РД 52.24.381-2006 Массовая концентрация нитритов в водах, методика выполнения измерений фотометрическим методом с реактивом Грисса - Ростов-на-Дону, 2006. - 20 с.

127.РД 52.24.382-2006 Массовая концентрация фосфатов и полифосфатов в водах. Методика выполнения измерений фотометрическим методом - Ростов-на-Дону, 2006. - 21 с.

128.РД 52.24.407-2006 Массовая концентрация хлоридов в водах. Методика выполнения измерений аргентометрическим методом - Ростов-на-Дону, 2006. - 31 с.

129.РД 52.24.421-2012 Химическое потребление кислорода в водах. Методика выполнения измерений титриметрическим методом - Ростов-на-Дону, 2012. - 23 с.

130.РД 52.24.486-2009 Массовая концентрация аммиака и ионов аммония в водах. Методика выполнения измерений фотометрическим методом с реактивом Несслера - Ростов-на-Дону, 2009. - 40 с.

131.РД 52.24.495-2005 Водородный показатель и удельная электрическая проводимость вод. Методика выполнения измерений электрометрическим методом - Ростов-на-Дону, 2005. -18 с.

132.РД.52.24.483-2005 Массовая концентрация сульфатов в водах. Методика выполнения измерений гравиметрическим методом - Ростов-на-Дону, 2005. - 22 с.

133.Рогов, Н.Г. Смесевые ракетные твердые топлива. Компоненты. Тербования. Свойства / Н.Г. Рогов, М.А. Ищенко. - СПб: СПбГТИ (ТУ), 2005. - 195 с.

134.Сабденов, К.О. К моделированию химического и радиоактивного загрязнения поверхности земли при испытании высокоэнергетических устройств / К.О. Сабденов // Известия Томского политехнического университета. - 2005. - Т. 308. - № 2. - С. 90-94.

135.Семенов, М.Ю. Оценка устойчивости лесных экосистем Западной Сибири к кислотным выпадениям / М.Ю. Семенов, В.Н. Башкин // География и природные ресурсы. - 1999. -№4. - С. 44-52.

136.Смагин, A.B. Газовая фаза почв / A.B. Смагин. - М.: Изд-во МГУ, 2005. - 301 с.

137.Смирнова, Е.Д. Реки и озера Московской области / Е.Д.Смирнова - М.: Московский рабочий, 1958. - 96 с.

138.Соколова, Т.А. Полевое моделирование первых стадий взаимодействия кислых осадков с лесными подзолистыми почвами / Т.А. Соколова, Т.Я. Дронова, Д.Б. Артюхов, H.JI. Коробова, А.П. Пахомов, И.И. Толпешта // Почвоведение. - 1996. - № 7. - С. 847-856.

139.Соколова, Т.А., Взаимодействие лесных суглинистых подзолистых почв с модельными кислыми осадками и кислотно-основная буферность подзолистых почв / Т.А. Соколова, Т.Я. Дронова, И.И. Толпешта, С.Е. Иванова. - М.: Издательство МГУ, 2001. - 208 с.

140.Соколова, Т.А. Изменение свойств почв под влиянием кислотных выпадений / Т.А. Соколова, Т.Я. Дронова - М.: Изд-во Моск. ун-та, 1993. - 64 с.

141.Соколова, Т.А. Почвенная кислотность. Кислотно-основная буферность почв. Соединения алюминия в тыердой фазе почвы и в почвенном растворе / Т.А. Соколова, И.И. Толпешта, С .Я. Трофимов - Тула: Гриф и К, 2007. - 96 с.

142.Сорокина, Н.П. Уровни организации рельефа т почвенного покрова южного склона Клинско-Дмитровской гряды и их отражение на почвенных картах / Н.П. Сорокина // Картография почв и структура почвенного покрова. Науч. Тр. Почв, ин-та им. В. В. Докучаева - М.: Почв, ин-т, 1980. - С. 65-82.

143.Спиридонов, А.И. Комплексное палеогеографическое и геоморфологическое районирование Московской области / А.И. Спиридонов, А.И. Введенская, Г.М. Немцова, Н.Г. Судакова // Геоморфология. - 1994. - №3. - С. 32-42.

144.Справочник по токсикологии и гигиеническим нормативам (ПДК) потенциально опасных химических веществ / под ред. B.C. Кушневой, Р.Б. Горшковой. - М., ИздАТ, 1999. - 272с.

145.Суслонов, В.М. Воздействие на окружающую среду кратковременных выбросов большой мощности / В.М. Суслонов, Н.Г. Максимович, В.Н. Иванов - Пермь: ГОУВПО «Перм. гос. ун-т», 2005. - 126 с.

146.Технические и экологические аспекты ликвидации твердотопливных межконтинентальных баллистических ракет / под ред. М.И. Соколовского, Я.И. Вайсмана. - Пермь: Изд-во Перм. гос. техн. ун-та, 2009. - 636 с.

147.Тимофеев, В.П. Леса Московской области /В.П. Тимофеев // Леса СССР, Т.2. - М.: Наука, 1966.-С. 277-313.

148.Толпешта, И.И. Подвижные соединения алюминия в почвах ненарушенных экосистем южной тайги: автореф. дис. ... докт. биол. наук : 03.02.13 / Толпешта Инна Игоревна - М., 2010.-50с.

149.Толстоконева, E.H. Формирование кислотно-основной буферное™ в эмбриоземах / E.H. Толстоконева, Е.А. Жарикова // Вестник КрасГАУ. - 2009. - №9. - С. 52-55.

150.Топографическая карта. Масштаб 1:100 000. Лист 0-37-137, Загорск. 1985.

151.Трофимов, И.Т. Отношение сельскохозяйственных культур к почвенной кислотности и повышение их продуктивности / И.Т. Трофимов, Л.А. Ступина // Вестник Алтайского государственного аграрного университета. - 2006. - № 2 (22). - С. 20-24.

152.Фридланд, В.М. Принципы и методы почвенной картографии / В.М. Фридланд, Н.П. Сорокина, Г.А. Шершукова // Картография почв и структура почвенного покрова. -М.: Почв, ин-т, 1980. - С.3-20.

153.Харченко, A.B. Определение области осаждения аэрозоля с помощью фракционной модели / A.B. Харченко // Математическое моделирование систем и процессов. - 2000. -№8.-С .99-106.

154.Химические основы буферности почв./ Т.А.Соколова, Г.В. Мотузова, М.С. Малинина, Т.Д. Обуховская - М.: Изд-во Моск. Ун-та, 1991. - 108 с.

155.Химченко, C.B. Методы определения перхлоратов в лабораторных и полевых условиях / C.B. Химченко, Л.П. Экспериандова // Методи та об'єкти хімічного аналізу. - 2009. - т. 4. -№2. - С. 108-119.

156.Шамрикова, E.B. Идентификация буферных реакций, протекающих при титровании целинных и пахотных почв кислотой и основанием / Е.В. Шамрикова, Т.А. Соколова, И.В. Забоева // Почвоведение. - 2002. - № 4. -С. 412-423.

157.Шамрикова, Е.В. Кислотно-основная буферность подзолистых и болотно-подзолистых почв Северо-востока европейской части России / Е.В. Шамрикова, Т.А. Соколова, И.В. Забоева - Екатеринбург: УрО РАН, 2005. - 136 с.

158.Швыряев, A.A. Оценка риска воздействия загрязнения атмосферы в исследуемом регионе / A.A. Швыряев, В.В. Меньшиков. - М.: Изд-во МГУ, 2004. - 124 с.

159.Шумахер И. Перхлораты: свойства, производство, применение / пер. с англ. под ред. Л.С. Генина. -М.: Госхимиздат, 1963. -274 с.

160.Экологические проблемы и риски воздействий ракетно-космической техники на окружающую природную среду /под общ. ред. В. В. Адушкина и др. - М.: Издательство Анкил, 2000. - 640с.

161.Энергетические конденсированные системы / под ред. Б.П. Жукова - М.: Янус-К, 1999. -595 с.

162.Юфит, С.С. Характер диоксинового загрязнения Архангельского региона / С.С. Юфит, Н.А. Клюев, Е.С. Бродский // Супертоксиканты XXI века. Вып. 3. Диоксины. Регионы России - М.: ВИНИТИ РАН, 1998. - С. 10-35.

163.Abert К., Budzinski К., Juda-Rezler К. Regional air pollution models for Poland // Ecological Engineering, Volume 3, Issue 3, September 1994, P. 225-244

164.Ader M., Chaudhuri S., Coates J.D., Coleman M. Microbial perchlorate reduction: A precise laboratory determination of the chlorine isotope fractionation and its possible biochemical basis. // Earth and Planetary Science Letters, 2008, 269. - p. 605-613

165.Air pollution and turbulence : modeling and applications / edited by Davidson Moreira and Marco Vilhena. - CRC Press, Taylor & Francis Group, 2010 - 336p.

166.Arp P.A. Modelling the effects of acid precipitation on soil leachates: A simple approach // Ecological Modelling, Volume 19, Issue 2, June 1983. - P. 105-117

167.Arp P.A., Ramnarine S. Verifying the effect of acid precipitation on soil leachates: A comparison between published records and model predictions // Ecological Modelling, Volume 19, Issue 2, June 1983.-P.l 19-138

168.Backus S.M., Klawuun P., Brown S., Dsa I., Shar S., Surette C., Williams D.J. Determination of perchlorate in selected surface waters in the Great Lakes Basin by HPLC/MS/MS. // Chemosphere, 2005, 61. - p. 834-843

169.Bewley R.J.F., Stotzky G. Simulated acid rain (H2S04) and microbial activity in soil // Soil Biology and Biochemistry, Volume 15, Issue 4, 1983. - P.425-429

170.Bhattacharya A., Mudgal R., Taneja A. Acid deposition and critical load analysis in Agra, India // Journal of Hazardous Materials, Volume 106, Issues 2-3, 30 January 2004, P. 157-160

171.Bohlke J.K., Hatzinger P.B., Sturchio N.C., Baohua Gu, Abbene I., Mroczkowski S.J. Atacama Perchlorate as an Agricultural Contaminant in Groundwater: Isotopic and Chronologic Evidence from Long Island, New York // Environ. Sci. Technol., 2009, 43. - p.5619-5625

172.Bull K., Hall J., Steenson D., Smith C., Cresser M. Critical loads of acid deposition for soils: the U.K.approach // Endeavour, Volume 16, Issue 3, September 1992. - P.132-138

173.Bull K.R. An introduction to critical loads // Environmental Pollution, Volume 77, Issues 2-3, 1992, P.173-176

174.Bull K.R. The critical loads/levels approach to gaseous pollutant emission control // Environmental Pollution, Volume 69, Issues 2-3, 1991, P. 105-123

i nc ri____\/ i■» i___» тл т гч:гс____i Iл a Iл----1--------- - — i.------ -----1 i 1 _ i i .

i /j.x^mig i., rvuuciib ij.j., ^niiuiu u.s\. ь/cvciupiiieiii ui i;unuicb capauie ui icuucmg percinoraie

and nitrate in high salt solutions. // Water Research, 2004, 38. - p.3322-3330

176.Carmichael G.R., Calori G., Hayami H., Uno I., Cho S.Y., Engardt M., Kim S.-B., Ichikawa Y., Ikeda Y., Woo J.-H., Ueda H., Amann M. The MICS-Asia study: model intercomparison of long-range transport and sulfur deposition in East Asia // Atmospheric Environment, Volume 36, Issue 2, January 2002, P. 175-199

177.Carmichael G.R., Sakurai Т., Streets D., Hozumi Y., Ueda H., Park S.U., Fung C., Han Z., Kajino M., Engardt M., Bennet C., Hayami H., Sartelet K., Holloway Т., Wang Z., Kannari A., Fu J., Matsuda K., Thongboonchoo N., Amann M. MICS-Asia II: The model intercomparison study for Asia Phase II methodology and overview of findings // Atmospheric Environment, Volume 42, Issue 15, May 2008, P. 3468-3490

178.Chate D.M., Devara P.C.S. Acidity of raindrop by uptake of gases and aerosol pollutants // Atmospheric Environment, Volume 43, Issue 8, March 2009, P. 1571-1577

179.Cosby B.J., Hornberger G.M., Rastetter E.B., Galloway J.N., Wright R.F. Estimating catchment water quality response to acid deposition using mathematical models of soil ion exchange processes // Geoderma, Volume 38, Issues 1-4, September 1986, P. 77-95

180.Cui H., Yao R., Xu X., Xin C., Yang J. A tracer experiment study to evaluate the CALPUFF real time application in a near-field complex terrain setting // Atmospheric Environment, Volume 45, Issue 39, December 2011, P. 7525-7532

181.Dahe J. A lagrangian backward trajectory model and its application to the study of acid rain in the Emei mountainous district // Atmospheric Environment. Part B. Urban Atmosphere, Volume 25, Issue 1, 1991, P. 59-65

182.De Vries W., Reinds G.J, Vel E. Intensive monitoring of forest ecosystems in Europe: 2: Atmospheric deposition and its impacts on soil solution chemistry // Forest Ecology and Management, Volume 174, Issues 1-3, 17 February 2003. - P.97-115

183.Ecological risk assessment. Edited by Glenn W. Suter II. - CRC Press, Taylor & Francis Group, 2007, 680 p.

184.Ellenton G., Misra P.K., Ley B. The relative roles of emissions changes and meteorological variability in variation of wet sulfur deposition. A trajectory model study // Atmospheric Environment (1967), Volume 22, Issue 3, 1988, P. 547-556

185.Essington M.E. Soil and water chemistry. CRC Press. Boca Raton London New York Washington D.C. 2004. - 534p.

186.Fisher B.E.A. The long-range transport of air pollutants—some thoughts on the state of modelling // Atmospheric Environment (1967), Volume 18, Issue 3, 1984, P. 553-562

187.Frey B., Stemmer M., Widmer F., Luster J., Sperisen C. Microbial activity and community structure of a soil after heavy metal contamination in a model forest ecosystem // Soil Biology and Biochemistry, Volume 38, Issue 7,July 2006. - P. 1745-1756

188.Frogner T. The effect of acid deposition on cation fluxes inartificially acidified catchments in western Norway // Geochimica et Cosmochimica Acta, Volume 54, Issue 3, March 1990. -P.769-780

189.Gal H., Ronen Z., Weisbrod N.,*, Dahan O., Nativ R. Perchlorate biodégradation in contaminated soils and the deep unsaturated zone. // Soil Biology & Biochemistry, 2008, 40. -p.1751-1757

190.Gal H., Weisbrod N.,*, Dahan O., Ronen Z., Nativ R. Perchlorate accumulation and migration in the deep vadose zone in a semiarid region. // Journal of Hydrology, 2009, 378. - p.142-149

191.Guala S., Vega F.A., Covelo E.F. Modification of a soil-vegetation nonlinear interaction model with acid deposition for simplified experimental applicability // Ecological Modelling, Volume 220, Issue 18, 24 September 2009, P. 2137-2141

192.Guicharnaud R., Paton G.I. An evaluation of acid deposition on cation leaching and weathering rates of an Andosol anda Carnbiso! // Journal of Geochemica! Exploration, Volume 88, Issues 13, January-March 2006. - P.279-283

193.Hern J.A., Rutherford G.K., van Loon G.W. Effects of simulated acid rain on the cation exchange capacities of two Podzolic soils, Canada // Geoderma, Volume 42, Issue 2, July 1988. -P.105-114

194.Hettelingh J.-P., Gardner R.H., Hordijk L. A statistical approach to the regional use of critical loads // Environmental Pollution, Volume 77, Issues 2-3, 1992, P. 177-183

195.Hordijk L. A model for evaluation of acid deposition in Europe // Annual Review in Automatic Programming, Volume 12, Part 2, 1985, P. 30-39

196.Hruska J., Moldan F., Kram P. Recovery from acidification in central Europe—observed and predicted changes of soil and streamwater chemistry in the Lysina catchment, Czech Republic // Environmental Pollution, Volume 120, Issue 2, December 2002, P. 261-274

197.111mer P., Obertegger U., Schinner F. Microbiological properties in acidic forest soils with special consideration of KC1 extractable Al. // Water, Air, and Soil Pollution, 2003, 148. - p.3-14

198.Irwin J.G., Williams M.L. Acid rain: Chemistry and transport // Environmental Pollution, Volume 50, Issues 1-2, 1988, P. 29-59

199.Jakson W.A., Bohlke J.K., Baohua Gu, Hatzinger P.B., Sturchio N.C. Isotopic composition and origin of indigenous natural perchlorate and co-occurring nitrate in the southwestern United States.// Environ. Sci. Technol,. 2010, 44. - p.4869-4876

200.Janssen A.J., Asman W.A.H. Effective removal parameters in long-range air pollution transport models // Atmospheric Environment (1967), Volume 22, Issue 2, 1988, P. 359-367

201.Jozefaciuk G., Muranyi A., Alekseeva T. Effect of extreme acid and alkali treatment on soil variable charge // Geoderma, Volume 109, Issues 3^1, October 2002. - P.225-243

202.Kauppi P., Kamari J., Posch M., Kauppi L., Matzner E. Acidification of forest soils: Model development and application for analyzing impacts of acidic deposition in Europe // Ecological Modelling, Volume 33, Issues 2-4, October 1986, P. 231-253

203.Kernan M.R., Allott T.E.H., Battarbee R.W. Predicting freshwater critical loads of acidification at the catchment scale an empirical model. // Water, Air, and Soil Pollution, 1998, 105. - p.31-41.

204.Kikuchi R. Deacidification effect of the litter layer on forest soil during snowmelt runoff -laboratory experiment and its basic formularization forsimulation modeling // Chemosphere, Volume 54, Issue 8, February 2004. - P. 1163-1169

205.Kim J., Cho S.Y. A numerical simulation of present and future acid deposition in North East Asia using a comprehensive acid deposition model // Atmospheric Environment, Volume 37, Issue 24, August 2003, P. 3375-3383

206.Kirchner J.W. Heterogeneous geochemistry of catchment acidification // Geochimica et Cosmochimica Acta, Volume 56, Issue 6, June 1992, P. 2311-2327

207.Klaic Z. A lagrangian one-layer model of long-range transport of S02 // Atmospheric Environment. Part A. General Topics, Volume 24, Issue 7, 1990, P. 1861-1867

208.Landrum M., Canas J.E., Coimbatore G., Cobb G.P., Jackson W.A., Zhang B., Anderson T.A. Effects of perchlorate on earthworm (Eisenia fetida) survival and reproductive success // Science of the Total Environment, 363 (2006). - P.237-244

209.Langan S., Fransson L., Vanguelova E. Dynamic modelling of the response of UK forest soils to changes in acid deposition using the SAFE model // Science of The Total Environment, Volume 407, Issue 21,15 October 2009, P. 5605-5619

210.Langan S.J., Hornung M. An application and review of the critical load concept to the soils of northern England // Environmental Pollution, Volume 77, Issues 2-3, 1992, P. 205-210

211 .Lawrence G.B. Persistent episodic acidification of streams linked to acid rain effects on soil // Atmospheric Environment, Volume 36, Issue 10, April 2002, P. 1589-1598

212.Lundstrom U.S., Bain D.C., Taylor A.F.S., Van Hees P.A.W., Geibe C.E., Holmstrom S.J.M., Melkerud P.-A., Finlay R., Jones D.L., Nyberg L., Gustafsson J.P., Riise G., L. Strand T. Effects of acidification and its mitigation with lime and wood ash on forest soil processes in Southern Sweden. A joint multidisciplinary study. // Water, Air, and Soil Pollution: Focus 2003, 3. -p.167-188.

213.McDonnell T.C., Cosby B.J., Sullivan T.J., McNulty S.G., Cohen E.C. Comparison among model estimates of critical loads of acidic deposition using different sources and scales of input data // Environmental Pollution, Volume 158, Issue 9, September 2010, P. 2934-2939

214.McNulty S.G., Cohen E.C., Moore Myers J.A., Sullivan T.J., Li H. Estimates of critical acid loads and exceedances for forest soils across the conterminous United States // Environmental Pollution, Volume 149, Issue 3, October 2007, P. 281-292

215.Menz F.C., Seip H.M. Acid rain in Europe and the United States: an update // Environmental Science & Policy, Volume 7, Issue 4, August 2004, P. 253-265

216.Metcalfe S.E., Whyatt J.D. Modelling future acid deposition: A critical loads approach // Global Environmental Change, Volume 4, Issue 2, June 1994, P. 125-139

217.Metcalfe S.E., Whyatt J.D., Nicholson J.P.G., Derwent R.G., Heywood E. Issues in model validation: assessing the performance of a regional-scale acid deposition model using measured and modelled data // Atmospheric Environment, Volume 39, Issue 4, February 2005, P. 587-598

218.Miller L., Farhana S., Xu X. Trans-boundary air pollution in Windsor, Ontario (Canada) // Procedia Environmental Sciences, Volume 2, 2010, P. 585-594

219.Mirsal I.A. Soil Pollution. Origin, Monitoring & Remediation. - Springer, 2008, 312p.

220.Moncoulon D., Probst A., Party J.-P. Weathering, atmospheric deposition and vegetation uptake: role for ecosystem sensitivity to acid deposition and critical load // Comptes Rendus Geoscience, Volume 336, Issue 16, December 2004, P. 1417-1426

221.Nirmala Khandan, N. Modeling tools for environmental engineers and scientists.- CRC Press LLC, 2002

222.0k Y.S., Chang S.X., Feng Y.S. Sensitivity to Acidification of Forest Soils in Two Watersheds with Contrasting Hydrological Regimes in the Oil Sands Region of Alberta. // Pedosphere, 2007, 17(6)/-P. 747-757

223.Page T., Whyatt J.D., Metcalfe S.E., Derwent R.G., Curtis C. Assessment of uncertainties in a long range atmospheric transport model: Methodology, application and implications in a UK context // Environmental Pollution, Volume 156, Issue 3, December 2008, P. 997-1006

224.Perchlorate occurrence mapping. - American Water Works Association, Washington, DC, 2005. - 38p.

225.Perchlorate. Environmental Occurrence, Interactions and Treatment. Edited by Baohua Gu, John D. Coates. - Springer Science + Business Media, 2006, 41 lp.

226.Piskunov V.N. Parameterization of aerosol dry deposition velocities onto smooth and rough surfaces /

227.Posch M., Reinds G.J. A very simple dynamic soil acidification model for scenario analyses and target load calculations // Environmental Modelling & Software, Volume 24, Issue 3, March 2009, P. 329-340

228.Qiu R., Wang S., Qiu H., Wang X., Liao J., Zhang Z. Acid deposition critical loads modeling for the simulation of sulfur exceedance and reduction in Guangdong, China // Journal of Environmental Sciences, Volume 21, Issue 8, 2009, P. 1108-1117

229.Rao B., Anderson T.A., Orris G.J., Rainwater K.A., Rajagopalan S., Sandvig R.M., Scanlon B.R., Stonestrom D.A., Walvoord M.A., Jackson W.A. Widespread Natural Perchlorate in Unsaturated Zones of the Southwest United States // Environmental Science & Technology / Vol. 41, No. 13, 2007. - P.4522-4528

230.Rao B., Anderson T.A., Redder A., Jackson W.A. Perchlorate formation by ozone oxidation of aqueous chlorine/ oxy-chlorine species: Role of ClxOy radicals. // Environ. Sei. Technol. 2010, 44. - p.2961-2967

231.Reinds G.J., Posch M., de Vries W. Modelling the long-term soil response to atmospheric deposition at intensively monitored forest plots in Europe // Environmental Pollution, Volume 157, Issue 4, April 2009, P. 1258-1269

232.Remediation Technologies for Perchlorate Contamination in Water and Soil - The Interstate Technology & Regulatory Council Perchlorate Team, 2008. - 217p.

233.Rezaei B., Meghdadi S., Bagherpour S. Perchlorate-selective polymeric membrane electrode based on bis(dibenzoylmethanato)cobalt(II) complex as a neutral carrier // Journal of Hazardous Materials, 161 (2009) - P.641-648

234.Rice K.C., Herman J.S. Acidification of Earth: An assessment across mechanisms and scales. // Applied Geochemistry, 27, 2012. - P. 1-14

235.Rolph G.D., Draxler R.R., de Pena R.G. Modeling sulfur concentrations and depositions in the United States during ANATEX // Atmospheric Environment. Part A. General Topics, Volume 26, Issue 1, 1992, P. 73-93 236.Satsangi G.S., Lawrence A.J., Lakhani A., Taneja A. Assessment of the potential for soil acidification in North India using the critical load approach and locally derived data for acidic and basic inputs // Chemosphere, Volume 53, Issue 8, December 2003, P. 1011-1021 237.Scanlon B.R., Reedy R.C., Jakson W.A., Rao B. Mobilization of naturally occurring perchlorate related to land-use change in the Southern High Plains, Texas. // Environ. Sci. Technol. 2008, 42. - p.8648-8653

238. Seaman N.L. Meteorological modeling for air-quality assessments // Atmospheric Environment,

Volume 34, Issues 12-14, 2000, P. 2231-2259 239.Shan Y., Izuta T., Aoki M., Totsuka T. Effects of 03 and soil acidification, alone and in combination, on growth, gas exchange rate and chlorophyll content of red pine seedlings. // Water, Air, and Soil Pollution, 1997, 97. - p.355-366 240.Smith P.N., Yu L., McMurry S.T., Anderson T.A. Perchlorate in water, soil, vegetation, and rodents collected from the Las Vegas Wash, Nevada, USA. // Environmental Pollution, 2004, 132. -p.121-127

241.Sogn T.A. A test of chemical equilibrium equations and assumptions commonly used in soil-oriented charge balance models for soil and freshwater acidification // Ecological Modelling, Volume 70, Issues 3-4, December 1993, P. 221-238 242.Sogn T.A. Application of the MAGIC model to lysimeters with Cambic Arenosol, Nordmoen,

Norway // Ecological Modelling, Volume 71, Issues 1-3, January 1994, P. 1-16 243.Solberg S., Andreassen K., Clarke N., Torseth K., Tveito O.E., Strand G.H., Tomter S. The possible influence of nitrogen and acid deposition on forest growth in Norway // Forest Ecology and Management, Volume 192, Issues 2-3, 6 May 2004, P. 241-249 244.Soleymanpour A., Hamidi Asl E., Nabavizadeh S.M. Perchlorate selective membrane electrodes based on synthesized platinum(II) complexes for low-level concentration measurements // Sensors and Actuators B: Chemical, Volume 120, Issue 2, 10 January 2007, - P.447-454 245.Struchio N.C., Caffee M., Beloso JR. A.D., Heraty L.J., Bohlke J.K., Hatzinger P.B., Jakson W.A., Baohua Gu, Heikoop J.M., Dale M. Chlorine-36 as a Tracer of Perchlorate Origin. // Environ. Sci. Technol., 2009, 43. -p.6934-6938 246.Stutter M., Langan S., Cresser M. Weathering and atmospheric deposition signatures of base cations in upland soils of NE Scotland: their application to critical load assessment // Geoderma, Volume 116, Issues 3-4, October 2003. - P.301-324 247.Styer P.E., Stein M.L. Acid deposition models for detecting the effect of changes in emissions: an exploratory investigation utilizing meteorological variables // Atmospheric Environment. Part A. General Topics, Volume 26, Issue 16, November 1992, P. 3019-3028 248.Sverdrup H., Warfvinge P. Calculating field weathering rates using a mechanistic geochemical

model PROFILE // Applied Geochemistry, Volume 8, Issue 3, May 1993, P. 273-283 249.Sverdrup H.U., de Vries W., Henriksen A. Mapping critical loads: a guidance to the criteria, calculations, data collection and mapping of critical loads. Environment Report 14. Copenhagen: Nordic Council of Ministers; 1990. 250.Swayne D.A., Lam D.C.-L., Fraser A.S., Storey J. Chemical environmental models using data of uncertain quality // International Journal of Man-Machine Studies, Volume 36, Issue 2, February 1992, P. 327-336

251.Tan K., Anderson T.A., Jackson W.A. Temporal and spatial variation of perchlorate in streambed sediments: results from in-situ dialysis samplers // Environmental Pollution, 136 (2005), P.283-291

252.Toxicological profile for perchlorates. - U.S. Department of Health and Human Services, Public Health Service, Agency for Toxic Substances and Disease Registry, 2008. - 299p.

253.Trumpolt C.W., Crain M., Cullision G.D., Flanagan S.J.P., Siegel L., Lathrop S. Perchlorate: Sources, Uses, andOccurrences in the Environment // Remediation, Winter 2005. - P.65-89

254.Van Der Salm C., De Vries W., Olsson M., Raulund-Rasmussen K. Modelling impacts of atmospheric deposition, nutrient cycling and soil weathering on the sustainability of nine forest ecosystems. // Water, Air, and Soil Pollution, 1999, 109. - p. 101-135

255.Vanguelova E.I., Benham S., Pitman R., Moffat A.J., Broadmeadow M., Nisbet T., Durrant D., Barsoum N., Wilkinson M., Bochereau F., Hutchings T., Broadmeadow S., Crow P., Taylor P., Durrant Houston T. Chemical fluxes in time through forest ecosystems in the UK - Soil response to pollution recovery // Environmental Pollution, Volume 158, Issue 5, May 2010. - P. 1857-1869

256.Velbel M.A. Weathering and pedogenesis at the watershed scale: Some recent lessons from studies of acid-deposition effects // Chemical Geology, Volume 107, Issues 3-4, 25 July 1993, P. 337-339

257.Wang Y., Guo J., Wang T., Ding A., Gao J., Zhou Y., Collett J.L. Jr., Wang W. Influence of regional pollution and sandstorms on the chemical composition of cloud/fog at the summit of Mt. Taishan in northern China // Atmospheric Research, Volume 99, Issues 3—4, March 2011, P. 434-442

258.Wang, W., Wang, Q., Ren, L., Yang, X.Y., Tang, D. Comparison and trend study on acidity and acidic buffering capacity of particulate matter in China, Atmospheric Environment, 2010/ - 45p.

259.Warfvinge P., Falkengren-Grerup U., Sverdrup H., Andersen B. Modelling long-term cation supply in acidified forest stands // Environmental Pollution, Volume 80, Issue 3, 1993, P. 209221

260.Whitfield C.J., Watmough S.A. A regional approach for mineral soil weathering estimation and critical load assessment in boreal Saskatchewan, Canada // Science of The Total Environment, Volume 437, 15 October 2012, P. 165-172

261.Whitfield C.J., Watmough S.A., Aherne J., Dillon P.J. A comparison of weathering rates for acid-sensitive catchments in Nova Scotia, Canada and their impact on critical load calculations // Geoderma, Volume 136, Issues 3^, 15 December 2006, P. 899-911

262.Wiklander L., Andersson A. The replacing efficiency of hydrogen ion in relation to base saturation and pH // Geoderma, Volume 7, Issues 3-4, May 1972, P. 159-165

263.Zhang X., Jiang H., Jin J., Xu X., Zhang Q. Analysis of acid rain patterns in northeastern China using a decision tree method // Atmospheric Environment, Volume 46, January 2012, P. 590-596

264.Zhao Y., Duan L., Larssen T., Mulder J., Hu L., Hao J. Calculating critical loads for acidification for five forested catchments in China using an extended steady state function // Science of The Total Environment, Volume 387, Issues 1-3, 15 November 2007, P. 54-67

265.Zhong S., Zhou L., Wang Z. Software for Environmental Impact Assessment of Air Pollution Dispersion Based on ArcGIS // Procedia Environmental Sciences, Volume 10, Part C, 2011, P. 2792-2797

266.http://maps.google.ru

267.http://niigeo.ru

268.http://quest.nasa.gov

269.http://www.aisori.meteo.ru/climat

270. http://www.allstar.fiu.edu

271 .http://www.denix.osd.mil

272.http://www.meteoinfospace.ru

273.http://www.pogoda.ru.net

274. http ://www .tutiempo. net