Моделирование загрязнения почв при разливах углеводородов

Углеводородное загрязнение окружающей среды — одно из приоритетных в связи с огромными масштабами потерь нефтепродуктов (НГТ) практически при всех операциях, реализуемых с ними: от добычи до производства конечных продуктов переработки и хранения. В настоящее время отмечаются масштабные загрязнения геологической среды и почв в районах нефтехранилищ, перегрузочных баз, нефтеперерабатывающих заводов, топливно-заправочных комплексов, военных объектов. Добыча нефти сопровождается утечками и разливами при аварийных ситуациях на промыслах, транспортировка — аварийными ситуациями на трубопроводном транспорте, при железнодорожных, речных, морских перевозках. Однако, несмотря на масштабность нефтяных загрязнений, до настоящего времени модели распространения нефти и НП в окружающей среде весьма несовершенны и недоучитывают многие факторы^[1].

Попадая в почву, нефть может находиться в следующих состояниях:

— в жидком подвижном состоянии в свободной, растворенной водной или водно-эмульсионной фазе в порах;

в свободном неподвижном состоянии в порах и трещинах, выполняя роль цемента между почвенными частицами и агрегатами;

• — в сорбированном состоянии, связанном с органической и (или) органо-минеральной массой;
• — в виде сплошного слоя на поверхности почвы.

Результатом загрязнения почв нефтью является образование замазученных грунтов. Загрязненные нефтепродуктами грунты природоохранными документами однозначно предписывается относить к отходам в виде шламов нефти и НП. Если содержание НП превышает 15%, формируются отходы 3-го класса опасности, при меньшем содержании — 4-го класса. Механизмы формирования грунтовых нефтешламов весьма сложны с физико-химических позиций и зависят от многих причин.

В реальности состав нефтешлама определяется множеством факторов: составом самой нефти (или НП), характеристиками грунта, влиянием погодных условий, «возрастом» загрязнения, участием живых организмов в процессах трансформации нефти. Именно многообразие этих факторов и определяет сложность создания моделей миграции и трансформации нефти: на практике истинная картина распространения нефтяного загрязнения почв и грунтов может существенно отличаться от относительно несложных моделей диффузии. В самом общем виде влияние факторов вешней среды в зависимости от состава почв и грунтов на образование нефтешламов можно отразить следующей схемой (рис. 3.3).

В зависимости от характера грунта и состава нефти или НП для образующихся нефтешламов характерны:

• • различные скорости распространения разлива;
• • различные глубины проникновения нефтяного загрязнения;
• • различные объемы шламов;
• • различный состав и химико-токсикологические свойства шламов;
• • различные скорости естественной деградации нефтезагрязнения.

Остановимся более подробно на данных особенностях формирования нефтяного загрязнения. Оценка объемов загрязненных ночвогрунтов, как этого требуют нормативные документы, проводится с учетом скорости распространения нефти^[2]:

где Vi — скорость распространения НП в i-м слое, м/с; р — плотность НП, кг/м³; р — вязкость НП, кг/ (мс); р_в — вязкость воды, кг/ (мс); р_в — плотность воды (кг/м³); Cj — водопроницаемость г-го слоя, м/с.

—к ГО.

Рис. 33. Формирование состава и свойств нефтешлама под влиянием факторов внешней среды где lj — мощность слоя грунта, м; щ — пористость грунтового слоя в месте разлива, %k — капиллярная влагоемкостьслоя грунта (объем пор, занятых капиллярной водой, %); а — коэффициент поверхностного натяжения НП, кг/с²; а_в — коэффициент поверхностного натяжения воды, кг/с²

Площадь растекания НГ1 но поверхности грунтовых слоев.

где Sj — площадь растекания НИ по поверхности i-го грунтового слоя, м²; V_x — скорость растекания НГ1 по поверхностному слою, м/с.

Адсорбированная масса НП грунтовым слоем рассчитана по формуле

Особый интерес представляет взаимодействие различных по вязкости нефтей с типами грунтов, различающимися по проницаемости.

В песках в начале пролива происходит интенсивное вертикальное насыщение с дальнейшей пропиткой нефтью независимо от ее вязкости. Затем наступает некоторая стабилизация вертикального просачивания и далее в зависимости от увеличения вязкости, контролируемой охлаждением нефти, происходит замедление ее горизонтального и вертикального просачивания. В суглинках и глинах процессы снижения проницаемости близки к экспоненциальному характеру и имеют значительные различия лишь в параметрах. Недоучет проницаемости грунта и вязкости нефти может привести к существенным ошибкам в оценках объемов распространения НП и возможности прогнозных оценок просачивания на глубину до зоны насыщения.

В научной литературе существуют различные оценки объемов образования нефтешламов, которые во многом противоречивы. Покажем пример расчетов масс образования нефтешламов при стандартных условиях разлива для различных типов почв при условиях: плотность нефти р_н — 820 кг/м²; вязкость нефти р_н — 20 • 10^_3кг/м-с; коэффициент поверхностного натяжения НП а_н — 2,6 • 10^-2 кг/с²; площадь разлитой нефти — 10 м²; масса разлитой нефти — 1000 кг. В результате расчетов по вышеприведенным формулам получены следующие объемы образования шламов для различных типов почв (табл. 3.4).

Таким образом, можно сделать следующие выводы:

• • наибольшие объемы нефтешламов формируются в подзолистых почвах, что связано с их высокой проницаемостью и сорбционной емкостью;
• • аллювиальные почвы интенсивно пропускают нефтяные загрязнения вследствие высокой вертикальной проницаемости;
• • поверхностно-подзолистые и аллювиальные почвы более устойчивы к нефтяному загрязнению, так как их свойства способствуют самоочищению и выносу нефти и нефтепродуктов из почвенного профиля;
• • глеевые и болотные почвы обладают специфическими механическими и физико-химическими свойствами, определяющими их неустойчивость к загрязнению и выносу нефти, которые аккумулируются в верхних горизонтах и очень медленно разлагаются.

Таблица 3.4

Объемы образования нефтешламов в различных типах почв (Зиновьева О. А., Хорошавин В. Ю., 2009;

Хаустов А. П., Редина М. М., 2011).

Полученные результаты свидетельствуют о существенной дифференцированности почвенного покрова по условиям трансформации антропогенными факторами, что делает необходимым учет свойств почвогрунтов при оценках образования шламов в условиях аварий.

Приведенные выше данные позволяют отнести рассмотренные нефтешламы к категории с высоким содержанием твердых примесей. Это утверждение можно в полной мере отнести к песчаным грунтам, слабо сорбирующим нефть (всего 5—10%).

Сопротивление выносу нефти в образующихся нефтешламах (грязных или замазученных грунтах) чаще контролируется их пористостью или механической структурой почво-грунтов и характеризуется коэффициентом нефтеемкости, который изменяется от 0,01 до 0,5 в зависимости от разновидности грунтов (табл. 3.5).

Таблица 3.5

Нефтеемкость грунтов.

Данная таблица свидетельствует о том, что нефтеемкость всех разновидностей грунтов находится в обратной зависимости от их влажности.

По данным Института биологии Карельского филиала РАН, через год после загрязнения содержание остаточной нефти на экспериментальных площадках составляло: в зоне средней тайги — 40,7— 44,4%, в южной тайге — 12,5, в лесостепи — 4,4 (суходольный луг) и 1,64 (влажный луг), в сухих субтропиках — 0,47%.

Таким образом, скорость самоочищения почв России от нефти (за счет физических и биологических процессов) увеличивается с севера на юг. Результаты измерений показали, что в одной и той же зоне при одной и той же нагрузке (24 л/м²) при более высоком уровне влажности уменьшение содержания остаточной нефти идет быстрее. Крайне неблагоприятные последствия наблюдаются при полном покрытии почвенных частиц нефтяной пленкой: почвы теряют способность впитывать и удерживать влагу, для них характерны более низкие значения гигроскопической влажности, водопроницаемости, влагоемкости и по сравнению с фоновыми аналогами. Со снижением влажности верхнего горизонта загрязненных почв увеличивается влажность подповерхностных горизонтов, затрудняется транспирация влаги через загрязненные нефтью горизонты почвы с высокими гидрофобными свойствами. В развитом гумусовом горизонте углеводороды (УВ) концентрируются преимущественно в верхних слоях от 3 до 10—12 см в зависимости от степени поражения (объема и площади), редко проникая на глубину 20 см.

При наличии влаги в смеси с пефтыо, если выброс флюида произошел из скважин и сопровождается изливом минерализованных пластовых вод, глубина проникновения смеси может достигать 120—140 см (Карачаганакская авария на газоконденсатном месторождении). Минерализация пластовых вод составляет 20—30 г/л и более. Наибольшую экологическую опасность для биоценозов представляют хлориды в связи с их высокой подвижностью и токсичностью и создают вероятность загрязнения грунтовых вод и всей толщи зоны аэрации. Они легко мигрируют на сопредельные территории и обладают многократно более сильным токсическим действием, чем нефть.

При оценках последствий аварий на водоводах площадь загрязнения обычно оценивают по площади нефтяного пятна, игнорируя солевое загрязнение. На хорошо дренированных суходольных землях соли вымываются за 1—2 года, на бессточных болотах они могут оставаться основным токсикантом еще десятки лет после ликвидации нефтяного загрязнения. Попутное солевое загрязнение при разливах на нефтесборных трубопроводах присутствует практически всегда и вносит существенные коррективы в токсическое действие разлива нефти на биоценозы и эффективность рекультивации загрязненных нефтью земель.

В радиальном распределении нефти в почвенном профиле значительную роль могут иметь барьеры-аккумуляторы — горизонты с повышенной нефтеемкостью. Чаще это органо-сорбционные горизонты почв и торфов, а также горизонты легкого гранулометрического состава (минеральносорбционные), имеющие достаточно высокую эффективную пористость с более низкой потенциальной емкостью. Наибольшей нефтеемкостью (> 400 г/кг) обладают торфяные горизонты, которые формируют мощную систему барьеров-концентраторов как в вертикальном профиле почв, гак и по латерали. Количество органических загрязняющих веществ, аккумулирующихся в горизонтах-концентраторах, зависит не только от их нефтеемкости, но также и от их мощности. Например, торфяные почвы с мощностью торфяного горизонта более 10 см аккумулируют основную массу нефти, препятствуя попаданию нефтяных компонентов в грунтовые воды. Величина нефтеемкости зависит от влажности торфа. Торф, относительная влажность которого около 50%, удерживает 350 л нефти на 1 м², в то время как воздушно-сухой торф может удерживать до 600 л нефти на 1 м². Более рыхлые верхние слои почвенного разреза отличаются большей нефтеемкостью, чем разложившиеся и плотные глубокие слои торфяного горизонта.

На переувлажненных торфяных почвах по экспериментальным данным для территории Орехово-Ермаковского нефтяного месторождения в Ханты-Мансийском автономном округе (ХМАО) было установлено, что радиальная миграция свежих НП в профиле почв наблюдается только в пределах 60-сантиметрового слоя торфа, и то в основном за счет растворимых в воде нефтяных углеводородов*.

Несмотря на обилие экспериментальных данных, существующие методики не позволяют точно учесть объемы, площади и, следовательно, высоту слоя излившихся углеводородов (УВ). Именно этими параметрами формируются экологические ущербы и определяется стратегия ликвидации последствий аварий. Кроме этих параметров большое значение имеет время существования пятна, гидрометеорологические условия, приводящие к «растаскиванию» пятна нефти, а также способы остановки продвижения потока УВ. В любом случае необходим расчет возможных расходных статей убыли разлившейся нефти (рис. 3.4).

Рис. 3.4. «Расходные статьи» массы разлившейся нефти.

Известно, что при поверхностном, аварийном разливе нефти на почву вертикальное передвижение ее вниз по почвенному профилю создает хроматографический эффект, приводящий к дифференциации нефтяных фракций. В верхнем гумусовом горизонте сорбируются высокомолекулярные компоненты нефти, содержащие много смолисто-асфальтеновых^[3]

веществ и циклических соединений, а в нижние горизонты проникают в основном низкомолекулярные соединения, имеющие относительно более высокую растворимость в воде и минерализованные пластовые воды.

Выявлено, что нефть в первые дни загрязнения ингибирует биологическую активность, хотя численность микроорганизмов, особенно нефтеокисляющих, может быть достаточно высокой. В результате исследования микробиологического окисления алифатических УВ установлены следующие особенности этого процесса^[4]:

• а) алканы ассимилируются многими микроорганизмами — дрожжами, микроскопическими мицелиальными грибами и бактериями, которые используют их как единственный источник питания;
• б) алканы легких фракций нефти с короткой углеродной цепыо (короче С₉) не ассимилируются вследствие их токсичности, но могут окисляться; УВ с более длинной цепью дают увеличение выхода продуктов окисления, но скорость окисления уменьшается;
• в) насыщенные УВ (а именно ими представлены нефтяные алканы) деградируют легче, чем ненасыщенные;
• г) соединения с разветвленной цепью (изоалканы) окисляются менее быстро, чем УВ с прямой цепью (п-алканы).

Действие легких и тяжелых фракций НП на живые организмы существенно различается, летучие фракции проявляют эффект сразу после контакта, тяжелые фракции дают эффект позже. Остротоксическими свойствами по отношению к растениям обладает легколетучая фракция нефти, действие жидких УВ в большей степени связывается с нарушением водновоздушного режима почвы. В этой связи необходимо пересмотреть принципиальные методологические подходы к определению содержания нефти в торфе и других разновидностях почвогрунтов, а также принципы организации почвенного мониторинга.

Нефтяное загрязнение отличается от многих других антропогенных воздействий тем, что оно дает не постепенную, а, как правило, «залповую» нагрузку на окружающую среду, вызывая быструю ответную реакцию. При оценке последствий загрязнения не всегда можно сказать, вернется ли экосистема к устойчивому состоянию или будет необратимо деградировать. Во всех мероприятиях, связанных с ликвидацией последствий загрязнения, с восстановлением нарушенных земель, необходимо исходить из главного принципа: не нанести экосистеме больший вред, чем тот, который уже был нанесен при загрязнении.

• [1] Ха устое А. II., Редина М. М. Геохимическая модель трансформации и индикация нефтепродуктов при их вертикальной миграции в ландшафтах // Геохимия ландшафтов и география почв (к 100-летию М. А. Глазовской): докл. Всероссийской научной конф. Москва, 4—6 апреля 2012 г. М.: Географический факультет МГУ, 2012. С. 342—344; Хаустов А. П., Редина М. М. Охрана окружающей среды при добыче нефти. М.: Дело, 2006.
• [2] Зиновьева О. А, Хорошавин В. Ю. Антропогенная трансформация почвенного покрована территории Уренгойского нефтегазоконденсатиого месторождения // Вестник Тюменского гос. ун-та. 2009. № 3.
• [3] См.: Зубайдуллин А. А. Рекультивация нефтезагрязненных земель в Среднем Приобье: недостатки и основные причины низкой эффективности // Биологические ресурсы и природопользование: сб. науч. трудов. Вып. 6. Сургут: Дельфис, 2003. С. 129—139.
• [4] 2 См.: Зубайдуллип А. А. Указ. соч.