Перечислим виды антропогенного воздействия, рассматриваемые ныне в качестве основных практически для всей земной суши:
-ускоренная эрозия почв и антропогенная денудация;
-обеслесение суши;
-антропогенное опустынивание;
-антропогенная евтрофикация (загрязнение) природной среды;
-урбанизация Земли;
-создание парникового эффекта;
-металлизация ландшафтной сферы;
-нарушение естественных биохимических круговоротов веществ и энергии в природно-антропогенных ландшафтах;
-антропогенное изменение информативности ландшафтов вследствие их унификации.
Рассмотрим подробнее один из видов антропогенного воздействия - механизм и масштабность металлизации ландшафтной сферы. В качестве примера использованы данные о трансформации вод в промышленном ландшафте - характерный пример нарушения биогеохимических круговоротов веществ и энергии в природно-антропогенных ландшафтах.
А.И. Перельман один из первых обосновал понятие о горнопромышленных ландшафтах, полностью увязав их образование, в рамках исторической геохимии ландшафтов, с техногенезом. Если, по его данным (1975, 1989), проследить этапы исторической геохимии, то техногенез, несомненно, - самый молодой по времени возникновения. И хотя, по некоторым сведениям, начало эпохи техногенеза отстоит от наших дней на 8000 лет, его очевидное, притом глобальное развитие особенно активно и мощно проявлено ныне.
Современный горнопромышленный Урал может считаться эталонной областью образования и развития горнопромышленных ландшафтов, с продолжительностью их формирования примерно 300 лет;
наиболее активно в последние 70 - 80 лет - советская и постсоветская эпохи. В горнопромышленных ландшафтах прежде всего ощутимы изменения гидрогеологического режима (особенно в областях многолетнего водоотлива и формирования депрессионных зон при разработке и осушении месторождений, в большинстве случаев уже достигших границ соответствующих областей фильтрации), во многих случаях произошло заболачивание, изменились условия водоснабжения в связи со сменой уровней подземных вод и т.д.
Естественно, что глубокая трансформация оказалась неизбежной для геохимической и гидрогеохимической обстановки, притом, что последняя является особенно чутким, контрастным и достоверным индикатором таких изменений. На Урале, гумидной области с полноводными реками и множеством озер, есть много примеров сильного угнетения и даже полного уничтожения растительности в районах действующих или уже прекративших хозяйственное функционирование рудников, шахт, разрезов, металлургических предприятий. В ряде случаев сформировались характерные для этих условий сернокислые горнопромышленные техногенные ландшафты, на многих участках которых уже выявлены своеобразные техногенные залежи минерального сырья, в том числе и такие, которые можно отнести и к категории техногенных гидроминеральных ресурсов.
Наиболее типичными чертами гидрогеохимии этих ландшафтов, сформировавшимися в преимущественно сернокислых условиях, являются: сильнокислые (рН 1,7-3) рудничные воды (до 98 - 99 эквивалентных % SO42-), свободная серная кислота, малая, почти незаметная концентрация Сl (в целом малохлоридные системы), высокие содержания Fе3+ как главной среди форм Fе и продуктов его окисления, высокие концентрации Zn, Си, А1, Мn, Со, Сd и заметные, часто высокие концентрации (до 0,01; 0,1 и даже и мг/дм3) ультрамалых (Hf и W и др.) и редкоземельных (La, Ce, Nd, Sm, Eu, Gd, Ho, Tm, Yb и др.) элементов, формирование многих систем с Н2S (табл. 1).
Конкретная картина необратимой гидрогеохимической трансформации горнопромышленных ландшафтов наиболее ощутима в пределах сернокислых полей при длительной разработке медноколчеданных залежей, отчасти в ландшафтах также глубоко трансформированных и длительно отрабатывавшихся (ныне уже не эксплуатируемых) сильносульфидизированных угольных полей (Кизеловский бассейн).
Таблица 1. Ассоциации элементов в водах горнопромышленных ландшафтов меднорудных месторождений
| Накоплениеэлементов | Водосбросы месторождений | |||||
| Учалинского | Ганского | Дегтярского | Ломовского | Лёвихи | Красногвардейского | |
| > 100 000 | Zn, Сu,Cd | Си,Zn,Сd, Со | - | - | - | Сu |
| 100 000-10 000 | Fе, ZnCо, Мn | Со, Sс,Zn, Cd | Сu, Zn | Сu | Сu, Zn | Сu |
| 10 000-1 000 | Мn, Со,Рb. Sb | Мn, Ni,Y | Fе, Zn | Сu, Zn,Cd, Yb | Сu, Zn,Cd, Fe | Сu, Zn, Fе,Со, As |
| 1 000-100 | Рb, Ni | Рb, Rb | Fе | Ni, Со,Fe, Mn,Al, Pb,Y, Yb | Ni, Co,Al, Pb,Zn, Sn,Yb | Zn, Cd,Mn, Fe |
| 100- 10 | Li, As | Rb | Сu | Pb, As,Ti | Mn, Sc,Yb | Pb, Ni, As,Rb |
| 10-1 | - | Sb, Li | Fe, Cu | Sn | Pb, Al,As | Al, Sr, Ti,As, Li |
| Sr, Cs | As, Sr,Cs | Sr, Li,Rb, Cs | Sr, Li,Rb, Cs | Сs | ||
Менее подверженными гидрогеохимической трансформации оказались воды железорудных месторождений Урала, хотя время их трансформации соизмеримо, а во многом и превышает таковое при промышленном освоении меднорудных объектов (табл. 2). Общие черты их гидрогеохимии: в целом cлабоминерализованные (от менее 0,5 - редко до 2-3 г/дм3), гидрокарбонатные кальциевые и/или магниево-кальциевые, нейтральные или слабокислые воды (7 < рН > 3).
Рассматривая возможность оценки степени техногенной мобилизации обширной металлоносной «нагрузки» рудничных и шахтных вод как основного результата их геохимического преобразования, мы различали прежде всего наиболее сильно измененные водосбросы залежей медноколчеданной группы (и их разливов в пределах близрасположенных от источников рассеяния частях ландшафтов), а также обширной группы месторождений минерального сырья, воды которых преобразованы техногенезом менее контрастно или почти не трансформированы. Это воды железорудных, никелевых, бокситовых и иных месторождений.
Таблица 2. Ассоциации элементов в водах горнопромышленных ландшафтов железорудных месторождений
| Накопление элементов Кн | Водосбросы месторождений | |||||
| Естюнинского | Валуевcкого | Гороблагодатского | Северо-Песчанского | Первомайского | Воронцовского | |
| 100- 10 | - | Sr, МО,Cs | Pb, Sr, F | Рb | Сu, Рb | - |
| 10- 1 | Мл, V,Cи, Co,Sr, Ti, Ga | Zn, Си,Mn | Mn, Cи,Sr, As | Mn, Zn, V,Cr, Sr, As | Mn, V, Cr,Zn, As, Sr | Mn, Ni,Cu, Zn, Sr |
| 1-0,1 | Zn, Ni | Fc, Zn,Ni, Ti | Mn, Fe,Zn, As | Mn, Ni, Mo | Ni, Ti,Zn, Mo | Mn, Ti, Cr,Zn, Sr |
| <0,1 | Pb, Cd,Rb, Li, Cs | Pb, Cd,Li, Rb,Cs, | Си, Cd,Rb, Li, Cs | Zn, Cd, Li,Rb, Cs | Мо, Cd,Mg, Rb,Li, Cs | Pb, Cd, Li,Rb, Cs |
Важен вопрос выбора исходных уровней сравнения концентраций элементов, так как «фоновый» уровень и содержания, и начальной трансформации установить ныне невозможно (за исключением тех чрезвычайно редких случаев, когда удалось сохранить данные о «естественном» составе вод и других компонентов среды). Для сравнения уровней накопления химических элементов нами использовались данные об их средних содержаниях в подземных водах зоны гипергенеза (Шварцев, 1978, 1998), в пресных речных, подземных и озёрных водах (Zуkа, 1972), концентрациях в морских водах (Хорн, 1972). Последнее обосновано и для тяжелых металлов (Cu, Zn, Fe, Mn, AL, Ni, Co, Cd), и для редких элементов (РЗ и др.) при невозможности обоснования «кларковых» концентраций в пресных водах. Это позволяет предложить коэффициент общего техногенного накопления Кн (что уже определяет «аномальность» самих концентраций) как отношение выявленных содержаний элементов Сi к принятому «эталону» или «кларковым» их содержаниям в водах (мг/дм3 или мкг/дм3 ).
В ландшафтах над меднорудными залежами перечень загрязнителей наиболее обширен, но и более однообразен, характерны и четкие ассоциации элементов. Уровни их накопления внутри ассоциаций иногда заметно варьируются, а вариации величин Кн наблюдаются и для элементов с максимальной (наиболее типоморфны в рассматриваемых антропогенных ландшафтах), и с более низкой интенсивностью накопления (Sr, Ai, Ti и др.). Изменения в концентрациях и уровнях накопления элементов характеризуют индивидуальные антропогенно-геохимические особенности рассматриваемых объектов и близко расположенных ландшафтов (табл. 3).
Таблица 3. Ассоциации элементов в ландшафтах горнообогатительных производств
| Кн | Хвосто-хранилище аглофабрики | Шламо-накопитель | Стоки обогащения | Стоки серно-кислотного производства | Сбросы цементационных установок |
| > 10 000 | - | Fe, F, Cd,As, Zn | - | Аs | Fe, Zn |
| 10 000-1 000 | - | Cu, Zn, Cd,As | - | Cu, Zn, Pb, Cd,Sb | Cu, Zn |
| 1 000-100 | - | Fe, Cu, Co,Sb | Zn, Cu, Co | Co, Ti | - |
| 100-10 | Sr | Mn, Ni, Co,V, Pb, Zn,Sr, F | Mn. Ni, Co,V, Ti, Sr | Mn, Ni, V,Mo, Sr | Сu |
| 10-1 | Ni, V, Cu,Mo, Sr | Cr, Li, Mo | Sr, Li, Mn,Ti | - | - |
| 1-0,1 | Mn, Zn, Ti | - | Li | Li | - |
| <0,1 | Pb, Mn, Li,Rb, Cs | Мо, Сs | Pb, Rb, Cs,Mn, Zn, Ni | Rb, Cs |
Показательны различия в градациях величин Кндля разных месторождений: на сернокислых ландшафтах меднорудных залежей 10б ≤ К н≤0,1 (большей частью сульфидные воды), на ландшафтах железорудных залежей 10 ≤ Кн≤ 0,1, для ассоциаций сточных вод вблизи горнообогатительных производств 104 ≤ КИ≤0,1. Следовательно, уже сам порядок градаций Кнопределяет разную контрастность накопления элементов в разных ландшафтах и в известной мере уровень техногенной «нагрузки» на ландшафт (см. табл. 1, 2, 3).
Оценка уровней накопления элементов в сульфидных водах не полна без сравнения Кн с минерализацией растворов. Последняя достигает 110 г/дм3 и зависит преимущественно от SO42- а часто от содержаний Fe, He, Zn, Cи, Мn в ущерб Na, Са, Мg. Нами предложен коэффициент «удельного накопления» Км - характеристика дифференцированного накопления в зависимости от величины минерального остатка или минерализации раствора ( М, г/дм3), то есть отношения Кн к М (почти аналог известного коэффициента водной миграции; Перельман, 1947, 1975). По данным о величинах Км можно судить о накоплении элементов, дифференцированном в зависимости от минерализации вод и об интенсивности их водной миграции (табл. 4).