Екологічний стан водних об’єктів південної частини м. Львова
Вивчення еколого-гідрохімічного стану озер південної частини м. Львова. Характеристики вод та донних відкладів екосистеми витоку річки Зубра. Аналіз забруднення річкової екосистеми важкими металами. Охорона праці при проведенні екологічних досліджень.
| Рубрика | Экология и охрана природы |
| Вид | дипломная работа |
| Язык | украинский |
| Дата добавления | 18.07.2014 |
| Размер файла | 7,2 M |
Отправить свою хорошую работу в базу знаний просто. Используйте форму, расположенную ниже
Студенты, аспиранты, молодые ученые, использующие базу знаний в своей учебе и работе, будут вам очень благодарны.
HCO370 SO421 (Cl9)
N1 М0,34 ------------------
Ca65 Na21 Mg18
HCO370 SO421 (Cl9)
N2 М0,32 ------------------
Ca65 Mg19 Na16
pH має нейтральний характер і знаходиться в межах 7,26-7,65. У порівнянні з іншими озерами, які досліджувалися, води цього озера збагачені в абсолютних кількостях гідрокарбонатом, що може бути обумовлено інтенсивнішим вилуговуванням карбонатвмісних порід, які формують ложе та береги озера. Завдяки цьому компоненту води озера у порівнянні з більшістю інших озер також характеризуються підвищеною загальною твердістю.
Аналітичне визначення вмісту у воді індивідуальних органічних сполук, зважаючи на величезну розмаїтість останніх є трудоємним і складним, практично нездійсненним завданням, тому вживаються опосередковані методи. Серед них найрозповсюдженішим є метод окиснення усіх органічних речовин в пробі води, що досліджується. За кількістю витраченого з цією метою кисню визначається окиснювальність води, яка є умовною орієнтовною мірою вмісту у воді органічних речовин.
Окиснювальність води є величиною, що характеризує вміст у воді органічних і мінеральних речовин, що окиснюються сильним хімічним окиснювачем за певних умов. Перманганатна окиснюваність води озера не перевищує 4,08 мгО2/дм3 (табл. 3.2).
Таблиця 3.1. Макрокомпонентні характеристики вод озер південної частини м. Львова
|
Назва проби |
Міне-ралізація, мг/дм3 |
pH |
Твердість загальна, мг.екв/дм3 |
Вміст макроелементів, мг/дм3 |
rNa rCl |
rCa rMg |
rSO4·100 rCl |
||||||
|
Na++K+ |
Ca2+ |
Mg2+ |
Cl- |
SO42- |
HCO3- |
||||||||
|
N1 |
343,9 |
7,65 |
3,6 |
22,8 |
56,1 |
9,7 |
14,7 |
45,0 |
195,2 |
2,31 |
3,50 |
225,85 |
|
|
N2 |
321,8 |
7,26 |
3,6 |
15,7 |
54,2 |
9,6 |
14,0 |
43,0 |
183,0 |
1,73 |
3,50 |
226,09 |
|
|
W1 |
295,6 |
7,16 |
2,9 |
25,4 |
40,1 |
10,9 |
20,1 |
40,0 |
158,6 |
1,95 |
2,22 |
147,22 |
|
|
O1 |
178,1 |
7,82 |
1,7 |
13,9 |
30,1 |
2,4 |
9,8 |
11,8 |
109,8 |
2,20 |
7,50 |
89,24 |
|
|
O2 |
195,1 |
7,64 |
1,7 |
19,7 |
29,0 |
2,4 |
9,5 |
11,6 |
122,2 |
3,03 |
7,50 |
91,75 |
|
|
O3 |
220,6 |
6,42 |
2,9 |
16,8 |
34,1 |
4,6 |
10,7 |
8,0 |
146,4 |
2,42 |
4,47 |
55,21 |
|
|
S |
173,9 |
7,55 |
1,9 |
11,2 |
28,0 |
6,1 |
12,7 |
30,0 |
85,4 |
1,36 |
2,80 |
174,34 |
|
|
PO1 |
372,3 |
7,86 |
4,2 |
15,7 |
67,1 |
10,3 |
18,3 |
126,5 |
134,2 |
2,83 |
3,94 |
402,91 |
|
|
PO2 |
260,7 |
7,90 |
4,3 |
15,9 |
72,1 |
7,9 |
18,3 |
94,2 |
146,4 |
1,14 |
5,54 |
380,58 |
|
|
PO3 |
348,1 |
7,72 |
4,1 |
14,9 |
70,1 |
7,3 |
16,8 |
86,4 |
152,5 |
1,35 |
5,83 |
378,95 |
Місця відбору проб:
N1 - східна сторона озера на перехресті вулиць Стрийська-Наукова;
N2 - північна сторона озера на перехресті вулиць Стрийська-Наукова;
W1 - західна сторона озера на перехресті вулиць Стрийська-Володимира Великого;
О1 - західна сторона озера (західне) на перехресті вулиць Княгині Ольги-Володимира Великого;
О2 - східна сторона озера (західне) на перехресті вулиць Княгині Ольги-Володимира Великого;
О3 - західна сторона озера (східне) на перехресті вулиць Княгині Ольги-Володимира Великого;
S - східна сторона озера району вулиці Василя Симоненка;
PO1 - північна сторона озера парку “Піскові Озера”
PO2 - протока між озерами
PO3 - південна сторона парку “Піскові Озера”
ХСК становить 6 мгО2/дм3 та не перевищує значень ГДК для вод культурно-побутового використання.
Наявність у водах аміаку пояснюють [11, 12] розкладом білкових речовин за участю гнилісних і амоніфікуючих бактерій. Він наявний також у фекальних та деяких промислових стоках.
Присутній у воді аміак окиснюється за співучасті нітрифікуючих бактерій (Nitrosomas, Nitrobacter) до нітритів та нітратів:
2 NH3 + 3 O2 > 2 HNO2 + 2 H2O
2 HNO2 + O2 > 2 HNO3
У зв`язку з цим взаємовідношення аміаку, нітритів і нітратів у воді є важливим показником її забруднення. Наявність у воді аміаку за відсутності нітратів і нітритів може вказувати на свіже забруднення, що походить із близького джерела. Рівночасна присутність амонію і нітритів, можливо, також нітратів, вказує на тривале органічне забруднення води. Наявність самих тільки нітратів свідчить про віддалене в просторі й часі забруднення, яке було усунуте самочинно шляхом окиснення аміаку і нітритів [12].
У нашому випадку присутність у водах озера амонію та нітратів є результатом тривалого та постійного розкладу органіки, якою збагачене озеро. Наявність у поверхневих водах фосфору є також, головним чином, результатом розкладу відмерлої біоти, що вміщує фосфорорганічні сполуки. Вміст PO43- у воді озера не перевищує 0,120 мг/дм3 (див. табл. 3.2).
Міграція діоксиду силіцію у воді, відбувається, головним чином, у формі істинного, рідко колоїдного розчину. Основними джерелами його надходження є продукти вивітрювання гірських порід, зокрема польових шпатів. Розчинність SiO2 зі збільшенням температури і рН середовища швидко зростає. Також значну роль в геохімії силіцію, як біогенного елемента відіграє жива речовина. Він входить до складу багатьох рослин [13].
Зважаючи на зворотну кореляцію вмісту Si з кількостями органогенних компонентів у водах озера (див. табл. 3.2), можна говорити про домінанту у
Таблиця 3.2. Хімічне споживання кисню, вмісти компонентів азотної групи, кремнезему, фтору та фенолів, мг/дм3
|
Назва проби |
Окисню-ваність перм., мгО2/дм3 |
ХСК, мгО2/дм3 |
NH4+ |
NO2- |
NO3- |
PO43- |
Si |
F- |
Феноли |
|
|
N1 |
4,08 |
6,0 |
0,10 |
- |
0,9 |
0,105 |
3,60 |
0,065 |
0,014 |
|
|
N2 |
4,00 |
6,0 |
0,15 |
- |
- |
0,120 |
4,00 |
0,065 |
0,016 |
|
|
W1 |
3,60 |
13,0 |
0,05 |
- |
0,45 |
0,126 |
0,75 |
0,21 |
0,005 |
|
|
O1 |
5,40 |
16,0 |
0,25 |
0,01 |
н.в. |
0,036 |
0,40 |
0,14 |
0,017 |
|
|
O2 |
5,10 |
19,2 |
0,17 |
н.в. |
0,45 |
0,077 |
0,25 |
0,14 |
0,017 |
|
|
O3 |
58,40 |
66,9 |
1,18 |
0,034 |
0,45 |
0,354 |
2,55 |
0,22 |
0,120 |
|
|
S |
3,60 |
16,1 |
0,08 |
0,008 |
0,45 |
0,103 |
0,19 |
0,065 |
0,005 |
|
|
PO1 |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
0,008 |
|
|
PO2 |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
0,008 |
|
|
PO3 |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
н.в. |
0,008 |
Таблиця 3.3. Вмісти металів у водах озер південної частини м. Львова, мг/дм3
|
Назва проби |
Li |
Sr |
Mn |
Cu |
Co |
Ni |
Pb |
Zn |
Cd |
Fe |
Ag |
|
|
N1 |
0,003 |
0,300 |
0,044 |
0,003 |
0,014 |
0,018 |
0,012 |
0,009 |
<0,002 |
0,14 |
<0,002 |
|
|
N2 |
0,003 |
0,300 |
0,029 |
0,003 |
0,014 |
0,018 |
0,012 |
0,009 |
<0,002 |
0,07 |
<0,002 |
|
|
W1 |
0,002 |
0,370 |
0,022 |
0,003 |
0,020 |
0,016 |
<0,010 |
0,100 |
<0,001 |
0,15 |
<0,002 |
|
|
O1 |
<0,001 |
0,280 |
0,028 |
0,006 |
0,021 |
0,022 |
<0,010 |
0,076 |
<0,001 |
0,31 |
<0,002 |
|
|
O2 |
<0,001 |
0,300 |
0,064 |
0,006 |
0,021 |
0,022 |
<0,010 |
0,043 |
<0,001 |
0,73 |
<0,002 |
|
|
O3 |
<0,001 |
0,290 |
0,610 |
0,006 |
0,036 |
0,022 |
<0,010 |
0,052 |
<0,001 |
6,59 |
<0,002 |
|
|
S |
0,004 |
0,370 |
0,012 |
0,002 |
0,011 |
0,014 |
<0,010 |
0,005 |
<0,002 |
0,14 |
<0,002 |
|
|
PO1 |
0,004 |
1,050 |
0,008 |
0,005 |
<0,012 |
0,015 |
<0,010 |
н.в. |
<0,002 |
0,08 |
<0,002 |
|
|
PO2 |
0,004 |
1,020 |
0,009 |
0,005 |
<0,012 |
0,015 |
<0,010 |
н.в. |
<0,002 |
0,08 |
<0,002 |
|
|
PO3 |
0,004 |
1,110 |
0,014 |
0,005 |
<0,012 |
0,015 |
<0,010 |
н.в. |
<0,002 |
0,08 |
<0,002 |
Вмісти, позначені жирним курсором, перевищують ГДК.
Таблиця 3.4. Гранично допустимі концентрації (ГДК) основних складників для вод культурно-побутового використання [14]
|
Показник та його одиниці вимірювання |
ГДК |
|
|
Запах, бали |
1 |
|
|
Смак і присмак, бали |
Не нормуюється |
|
|
Забарвленість, градуси |
Не нормується |
|
|
Каламутність, мг/дм3 |
Не нормується |
|
|
Водневий показник, од. pH |
6,5-8,5 |
|
|
Загальна твердість, ммоль/дм3 |
Не нормується |
|
|
Сухий залишок, мг/дм3 |
1000,0 |
|
|
Сульфати, мг/дм3 |
500,0 |
|
|
Хлориди, мг/дм3 |
350,0 |
|
|
Фосфат-іони, мг/дм3 |
3,5 |
|
|
Силіцій, мг/дм3 |
10,0 |
|
|
Бромід-іони, мг/дм3 |
0,2 |
|
|
Йодид-іони, мг/дм3 |
Не нормується |
|
|
Фтори-іони, мг/дм3 |
0,7-1,5 |
|
|
Аніонні поверхнево-активні речовини, мг/дм3 |
0,006-0,5 |
|
|
ХСК, мг/дм3 |
30,0 |
|
|
БСК5, мгО2/дм3 |
6,0 |
|
|
Аміак та іони амонію (сума), мг/дм3 |
2,6 |
|
|
Нітрит-іони, мг/дм3 |
3,3 |
|
|
Нітрат-іони, мг/дм3 |
45,0 |
|
|
Розчинений кисень, не менше, мгО2/дм3 |
4,0 |
|
|
Ароматичні вуглеводні, мг/дм3 |
0,5 |
|
|
Феноли, мг/дм3 |
0,001 |
|
|
Натрій, мг/дм3 |
200,0 |
|
|
Калій, мг/дм3 |
Не нормується |
|
|
Кальцій, мг/дм3 |
Не нормується |
|
|
Магній, мг/дм3 |
Не нормується |
|
|
Стронцій, мг/дм3 |
7,0 |
|
|
Ферум, мг/дм3 |
0,3 |
|
|
Кадмій, мг/дм3 |
0,001 |
|
|
Кобальт, мг/дм3 |
0,1 |
|
|
Манган, мг/дм3 |
0,1 |
|
|
Купрум, мг/дм3 |
1,0 |
|
|
Нікол, мг/дм3 |
0,1 |
|
|
Плюмбум, мг/дм3 |
0,03 |
|
|
Арґентум, мг/дм3 |
0,05 |
|
|
Цинк, мг/дм3 |
1,0 |
|
|
Хром, мг/дм3 |
0,05 |
його збагаченні внаслідок розчинення мінеральних речовин.
Феноли належать до токсичних речовин. Їх токсичність значно зростає у сполуках з хлором. Відповідно до високої токсичності і канцерогенності концентрація фенолів для питних вод і вод рибного господарства не повинна перевищувати 0,001 мг/л (табл. 3.4.). У незабруднених поверхневих водах вміст фенолів не перевищує 0,020 мг/л [12].
У поверхневі води великі кількості фенолів надходять з стічними водами нафтовидобувних і нафтопереробних підприємств, виробництв хімічної, лісохімічної, теплоенергетичної промисловості тощо. Феноли містяться також і в інших промислових, комунально-побутових та тваринницьких стоках (зокрема, силосних ям). У забруднених водах вміст фенолів може складати сотні мкг/л.
Певна частка фенолів у поверхневих водах має природне походження (метаболізм водних організмів, біохімічне окислення і трансформація органічних речовин у воді та донних відкладах).
Висока розчинність та низька здатність до адсорбції фенолів донними відкладами і завислими речовинами зумовлюють їх накопичення у поверхневих водах і далеку міграцію. Руйнування та вилучення відбувається при біохімічному та хімічному окисненні. Найінтенсивнішому окисненню піддаються феноли з простою будовою. Швидкість розкладу фенолів залежить від кількості мікроорганізмів, рН середовища, кількості кисню, органічних речовин, температури води і складає від 100 до 1000 днів.
Вміст фенолів у водах досліджуваного озера не перевищує 0,016 мг/л, а їх основна кількість обумовлена природним походженням.
Кількості важких металів у водах озера (табл. 3.3) не перевищують гранично допустимих концентрацій.
3.2.2 Озеро на перехресті вулиць Стрийська-Володимира Великого
Озеро також має карстове походження.
Живиться озеро як за рахунок ґрунтових вод, так і поверхневого стоку атмосферних опадів. У залежності від змін пір року рівень води в озері у найглибших його частинах коливається в межах 1,5-1,8 м. Дно озера виположене і замулене. Північна і східна ділянки озера порослі водною рослинністю.
Площа водного плеса озера на момент досліджень становила 8910 м2. м2.
Південний та західний береги озера крутосхилі, сформовані глинами та вапнистими породами. Північний і східний береги пологі.
У озері спостерігається наявність молюсків та риб.
Південний та східний береги озера окультурені. Тут розміщені споруди відпочинково-розважального комплексу “Гуцульська гражда” (додаток 6). Північний берег озера межує з Львівським каменеобробним заводом (додаток 7). Західним берегом озера проходить каналізаційна мережа відпочинково-розважального комплексу. Переповнення каналізаційних колекторів (додаток 8) у весняно-осінні паводки призводить до скиду в озеро побутових стоків.
Відбір вод здійснювався в межах західної сторони озера (рис. 3.2).
Мінералізація води озера становить 295 мг/л. Вона має хлоридно-сульфатно-гідрокабонатний магній-натрієво-кальцієвий склад:
HCO365 SO421 Cl14
М0,29 ------------------
Ca50 Na27 Mg23
pH становить 7,16. У порівнянні з іншими озерами, води цього озера збагачені в абсолютних значеннях іонами натрію і хлору. Загальна твердість не перевищує 2,9 мг.екв/дм3.
Перманганатна окиснюваність води озера становить 3,60 мгО2/дм3, ХСК 13 мгО2/дм3 (табл. 3.2).
Концентрації компонентів нітрогенної групи, фосфатів, фтору та
важких металів не перевищують ГДК.
3.2.3 Озера на перехресті вулиць Княгині Ольги-Володимира Великого
В межах досліджуваної ділянки знаходиться два озерця. Крутосхилі береги озер вказують на їх карстове походження.
Площа водного плеса західного озера становить 6903 м2, східного - 4032 м2 . Живлення озер відбувається як за рахунок ґрунтових вод, так і поверхневого стоку атмосферних опадів.
У залежності від пір року рівень води в західному озері у найглибших його частинах коливається в межах 1,0-1,5 м. Рівень води у східному озері не перевищує 70 см.
Південна ділянка західного озера (50 %) поросла підводною та надводною рослинністю (додаток 9). Східне озеро заросле майже на 100 % (додаток 10), спостерігаються ділянки евтрофікації. Відповідний стан озер обумовлений замулюванням дна цих водойм та джерел, що їх живлять.
Евтрофікацію вчені вважають повільним та незворотнім процесом, який є наслідком накопичення біогенних речовин, що поступають у водойму (в основному зі стічними водами) та викликають бурхливий розвиток фітопланктону [12]. В результаті надмірної евтрофікації (дефіцит кисню та накопичення сірководню) відбувається виродження водойми, загибель риб та інших організмів.
Західне озерце опробовувалося в межах західної та східної ділянок, східне - в межах західної (рис 3.3). Макрокомпонентний склад вод цих озер має такі характеристики:
О1
HCO378 Cl12 SO411
М0,17 ------------------
Ca66 Na25 (Mg9)
О2
HCO380 Cl11 (SO49)
М0,19 ------------------
Ca59 Na33 (Mg8)
О3
HCO384 Cl10 (SO46)
М0,22 ------------------
Ca61 Na25 Mg14
Вода цих озер, у порівнянні з іншими озерами, відзначається нижчою мінералізацією та превалюванням відносної частки хлор-іону над сульфат-іоном, що можна пояснити меншою часткою ґрунтових вод, які постачають озеро водорозчиненими компонентами.
Замулювання та інтенсивне охоплення східного озера рослинністю позначилися на його своєрідних гідрохімічних характеристиках. Вода відзначається пониженою кислотністю (нижче рівня ГДК), і як наслідок підвищеними вмістами мангану (перевищення ГДК), кобальту та феруму (перевищення ГДК). Підвищена окисність, хімічне споживання кисню вказують на високий вміст органічних сполук у воді. Високі вмісти компонентів нітрогенної групи, кремнію, фтору та фенолів обумовлені тривалим та інтенсивним біохімічним розкладом органіки.
3.2.4 Озеро району вулиці Василя Симоненка
Береги озера значною мірою окультурені. Поруч з озером межують дитячі майданчики та розважальний комплекс. Береги засаджені деревами - вербою, тополею (додаток 11).
Рівень води в озері у найглибшій його ділянці не перевищує 1,2 м. Площа водного плеса озера району вулиці Василя Симоненка становить 4383 м2. Дно озера частково поросле підводними формами рослинності. Проба води з озера була відібрана з його східної частини і за макрокомпонентними характеристиками має такий вигляд:
HCO359 SO426 Cl15
М0,17 ------------------
Ca59 Na20 Mg21
Вона відзначається пониженою мінералізацією, що вказує на домінантну роль у живленні озера атмосферними опадами. Інші компоненти води, на які проводилися дослідження не перевищують рівнів ГДК для вод культурно-побутового використання (табл. 3.1, 3.2, 3.3).
3.2.5 Озеро парку “Піскові Озера”
Крутосхилий рельєф берегів озера вказує на карстове його походження.
Живлення озера відбувається, головним чином, за рахунок розвантаження джерел ґрунтових вод (додаток 12), а також за рахунок атмосферних опадів.
Озеро сформоване з двох ділянок, об'єднаних вузьким перешийком. Південна ділянка характеризується більшою площею та глибиною. Загальна площа водного плеса озера становить 14994 м2. Північна та південна ділянки озера частково порослі підводною рослинністю (додаток 13). Північна ділянка озера мілкіша, поросла очеретом (додаток 14). Озеро окультурене: схили берегів викладені бетонними плитами та засаджені деревами.
Проби вод озера відбиралися з його південної та північної частин і з перешийку. Макрокомпонентний склад вод такий:
HCO345 SO444 Cl11
РО1 М0,35 ------------------
Ca69 Na13 Mg18
HCO349 SO440 Cl11
РО2 М0,26------------------
Ca72 Na14 Mg14
HCO351 SO439 Cl10
РО3 М0,34------------------
Ca74 Na13 Mg13
У порівнянні з іншими озерами води цього озера характеризуються більшою мінералізацією і підвищеними відносними вмістами сульфат-іону. Більша мінералізація води у південному озері обумовлена розвантаженням тут джерела ґрунтових вод (додаток 12).
Інші компоненти, які піддавалися аналізам, окрім фенолів, не перевищують ГДК.
РОЗДІЛ IV. ЕКОЛОГО-ГІДРОГЕОЛОГІЧНА ХАРАКТЕРИСТИКА ВИТОКУ Р. ЗУБРИ
4.1 Стан проблеми забруднення екосистем малих річок
Високий ступінь антропогенного впливу на геологічне середовище зумовлює його негативні зміни, які особливо чітко проявляються в межах геохімічної складової гідроекосистем, що не рідко веде до екологічних катастроф як локального, так регіонального масштабів.
Антропогенний вплив на басейни малих річок призводить до розриву вікових екологічних зв'язків, що проявляється у знищенні заплавних екотопів [15], трансформування русла [16], надходження у водне середовище забруднень.
З вивчення впливу техногенного впливу на стан водних екосистем пов'язані праці Купріянова В.В. [17], Булавко А.Г. [18], Водогрецького В.Є. [19] та багатьох інших дослідників.
Дослідження показали, що забруднення екосистеми річки відбувається головним чином внаслідок скидання у неї промислових та побутових стоків, що виводить її зі стану екологічної рівноваги та зумовлює розвиток нетипових для неї геохімічних процесів. Побутові стічні води в основному збагачені органічними сполуками різного походження та сполуками нтрогенної групи. Склад забруднень промислових стічних вод залежить від виду виробництва. Основними забруднюючими речовинами тут є нафтопродукти, феноли, неорганічні і органічні кислоти, луги, мінеральні та органічні солі, сполуки важких металів і ін.
Залпові скиди, які відбуваються внаслідок техногенних аварій, можуть призвести до повного вимирання живих організмів у гідроекосистемі та значних геохімічних змін як у водній товщі, так і у донних відкладах. Наступною ланкою негативного впливу може бути проникнення забруднених вод у ґрунтові водоносні горизонти. Яскравим прикладом такого техногенного явища був прорив дамби відстійника на Стебницькому калійному комбінаті (1983 р.) та неконтрольований скид величезного об'єму промислових вод у екосистему р. Дністер. Його наслідки доводиться спостерігати і по сьогоднішній день.
Якщо тривалість забруднення власне водної товщі річки вимірюється швидкістю водостоку та самоочищення, то забруднення донних відкладів зберігається протягом тривалого часу і залежить від фізико-хімічних властивостей полютантів та геохімічних умов середовища. Звідси зрозуміло, що випадання елемента з водної фази свідчить лише про тимчасове самоочищення водної маси, але не всього водного об'єкта (екологічної системи). Донні відклади як невід'ємна частина водойми є однією з її основних інформативних складових. Беручи активну участь у кругообігу речовин, вони відображають її геохімічну специфіку, визначають її стан і дають змогу оцінити розподіл, міграцію та накопичення природних та техногенних компонентів в просторі і часі [20].
Також відомо про здатність забруднюючих речовин переходити з донних відкладів у водну фазу. При цьому, у випадку інтенсивного забруднення, їхній негативний вплив може продовжуватися навіть після завершення скиду стічних вод.
Основним чинником збереження екологічної рівноваги річкової системи є здатність її водної маси до самоочищення внаслідок різних фізико-хімічних процесів, головними серед яких є хімічне та біохімічне окиснення, перехід речовини з транспортуючого (вода) у депонуюче середовище (донні відклади), сорбція. Факторами інтенсивності проходження цих процесів є швидкість течії ріки, її глибина, температура води, кислотно-лужний баланс і ін.
4.1.1 Забруднення річкової екосистеми важкими металами
Важкі метали (ВМ) є основними забрудниками водних екосистем. Термін “важкі метали” трактують по-різному, тому кількість елементів, що відноситься до цієї групи варіює в широких межах. Критерієм приналежності до цієї групи вважають атомну масу, пиому вагу, токсичність, поширеність у довкіллі та ін. На даний час до ВМ відносять більше 40 елементів, атомна маса яки більше 50, серед них Mn, Ni, Cr, Zn, As, Cd, Pb, Fe, Cu, Co, Sn, Hg, V, Bi і ін [21].
Джерелами забруднення важкими металами поверхневих водних екосистем є стоки гальванічних цехів, підприємств гірничовидобувної, чорної і кольорової металургії, машинобудівних заводів та ін. Також важкі метали надходять у водойми зі стоком із сільськогосподарських угідь, де вони входять до складу пестицидів та гербіцидів.
Серед групи важких металів найбільші токсичні властивості мають свинець, ртуть, кадмій, цинк, вісмут, кобальт, нікель, мідь, олово, сурма, ванадій марганець, хром, молібден і миш'як.
Згідно результатів екологічних досліджень поверхневих вод в Україні понад 13 % водних об'єктів та за кількостями у них Pb і 60 % за вмістом Zn ідентифіковані як забруднені, брудні та дуже брудні [22].
Більшість важких металів та їх солей - прості неорганічні сполуки, токсичність яких обумовлена аніонами, катіонами або фізико-хімічними властивостями солі. Деякі з важких металів у лужному середовищі випадають в осад і тим самим збагачують донні відклади.
Також підвищення концентрацій важких металів у природних водах пов'язане із закисненням вод, що сприяє переходу металів із сорбованого стану у вільний [23].
Наявність металів у водному середовищі пов'язана з їх кларковим вмістом у земній корі, їх термодинамічними характеристиками, Фізико-географічними та геологічними особливостями території, біопродуктивністю екосистеми. Вони входять у біохімічні цикли живої клітини, часто виступають каталізаторами життєдіяльності гідробіонтів. Проте, коли концентрації важких металів перевищують життєво необхідні значення, то починаються процеси пригнічувальної та токсичної дії [24].
У більшості випадків донні відклади водойм більш збагачені елементами Cu, Zn, Co Ni, Mn порівняно з їх вмістом у воді. Таким чином було встановлено, що основними фізико-хімічними процесами, які контролюють вмісти важких металів у воді є процеси сорбції та десорбції.
Результати інших досліджень [25] показали, що зі збільшенням дисперсності донних відкладів вміст важких металів у них зростає. Ці дослідження підтвердили міцність зв'язку металів з мінеральними речовинами та високомолекулярними органічними сполуками.
4.1.2 Геохімічні характеристики металів в умовах гіпергенезу
Манган
Поведінка мангану в умовах гіпергенезу складна. Найбільше значення в його розподілі мають pH та Eh. У двохвалентній формі манган переноситься в розчинах і випадає в лужному середовищі подібно до Mg, Fe, Ni у вигляді гідратів основних солей, у тривалентній - легко осідає при гідролізі солей у слабо лужних середовищах у вигляді важкорозчинних гідратів. Манган може накопичуватися в різних ґрунтових горизонтах, особливо збагачених оксидами Fe. Також він звичайно акумулюється у верхніх верствах ґрунтів внаслідок його фіксації органічною речовиною. В умовах доступу кисню елемент знаходиться у чотирьохвалентній формі.
Кларк Mn - 1000 г/т.
Місцевий фон у ґрунтах - 500 г/т [26].
Вміст Mn у річковій воді - n·10-6- n·10-5 г/л.
Кларк Mn у живій речовині - 90 г/т.
Кобальт
В окисних умовах поверхні Землі може знаходитися у двох станах - Co2+ і Co3+. Утворює як і нікель легкорозчинні хлориди, сульфати і карбонати. Наприклад у присутності в розчині 0,1 г/л HCO3- розчинність при pH 8 становить 6·10-6 г/л. Велику роль у міграції кобальту відіграють метал-органічні сполуки. Сполуки Co у воді високо розчинні, проте вмісти його невеликі, що зумовлено його здатністю адсорбуватися на різних природних сорбентах (оксидах Fe і Mn, глинистих мінералах).
Кларк Co - 18 г/т.
Вміст Co у поверхневих і грунтових водах вологого клімату - n·10-7- n·10-6 г/л.
Вміст в живій речовині - 0,4 г/т.
Нікол
В зоні гіпергенезу, на відміну від Mn і Co, має постійну валентність - Ni2+. Переважна його кількість мігрує з глинистими зависями. У вологому кліматі він виноситься із кислих грунтів, мігрує як в іонній формі, так і у вигляді комплексних органічних сполук. В розчинах утворює з сульфат- і карбонат-іонами малорозчинні сполуки. Сорбується оксидами Mn, Fe, органічною, глинистими мінералами. У верхніх верствах ґрунтів нікол присутній в органічно зв'язаних формах, частина з яких може бути легкорозчинною.
Кларк Ni - 58 г/т.
Середній вміст у грунтах світу - 40 г/т.
Місцевий фон у грунтах 5,3 г/т.
Кларк Ni у живій речовині - 0,8 г/т.
Вміст Ni у водах зони гіпергенезу - 3·10-6 г/л.
Купрум
Його поведінка в зоні гіпергенезу зумовлена величиною pH, співосадженням з лімонітом, високим ступенем сорбції гідроксидами Mn, органічною речовиною, кремнеземом, глинами. Переважаюча форма в зоні гіпергенезу - Cu2+, однак у ґрунтах можуть бути присутні й інші іонні форми. Купрум легко осаджується сірководнем , CO32-, PO43-, NO43-, SiO2; енергійно мігрує в сірчанокислих водах зони окиснення сульфідних руд. У кисневих водах інтенсивність міграції елемента невисока, він легко сорбується із вод глинистими частинками. Можлива і колоїдна міграція. При нейтралізації кислих вод на лужному бар'єрі осаджуються вторинні мінерали міді. Вміст купруму досить великий у всіх типах ґрунтів. Акумуляція у верхніх верствах зумовлена біогенним накопиченням а також антропогенним впливом.
Кларк Cu -47 г/т.
Середній вміст у грунтах світу - 20 г/т.
Місцевий фон у ґрунтах - 6,3 г/т.
Вміст купруму у поверхневих водах - n·10-6 г/л.
Кларк Cu у живій речовині - 3,2 г/т.
Цинк
Цинк є одним з найбільш рухливих елементів, що призводить до його швидкого накопичення в ґрунті. Основною рухомою формою цинку в ґрунтах є Zn2+, однак можуть бути присутні і інші форми. Утримується елемент у ґрунтах завдяки глинистим мінералам та водним оксидам Fe і Al. Розчинність і доступність цинку визначає негативну кореляцію із насиченням ґрунтів кальцієм та фосфором. У вологому кліматі цинк активно мігрує в іонній або органо-мінеральній формі і частково виноситься з ландшафту.
У зоні гіпергенезу цинк енергійно мігрує з поверхневими і підземними водами, де його вміст становить n·10-5 г/л. Розчинні Zn-органічні комплекси внаслідок інтенсивної рухливості доступні для рослин, тварин і людини.
Кларк Zn - 83 г/т.
Середній вміст у грунтах світу - 50 г/т.
Місцевий фон у грунтах - 13 г/т.
Кларк Zn в живій речовині - 20 г/т.
Кадмій
Кадмій в біосфері в основному розсіюється, жива речовина його не накопичує, оскільки він є отруйним. Проте його концентрують молюски - в золі слимаків його вміст сягає 0,04 % (400 г/т). Концентрується кадмій у сланцях та пісковиках, де він пов'язаний з Zn та іншими халькофілами. Технофільність Cd висока - 1·109 (подібно Hg, Pb і ін.), видобуваються з цинкових концентратів. Велику небезпеку представляє забруднення довкілля Cd.
Кларк Cd - 0,18 г/т.
Вміст Cd у поверхневих і грунтових водах - n·10-7 г/л.
Вміст Cd в океанічній воді - 1·10-8 г/л.
Кларк Cd у живій речовині - 0,002 г/т.
Плюмбум
В умовах вологого клімату має таку ж інтенсивну міграцію, як купрум і цинк. Він утворює сполуки з бікарбонатами та органічними речовинами. Мігрує в адсорбованій формі на глинистих частинках.
У ґрунтах він асоціюється з глинистими мінералами, оксидами Mn, гідроксидами Fe і Al, органічною речовиною, карбонатами, фосфатними конкреціями. Глиниста речовина може адсорбувати із розчинів 25-2500 г/т плюмбуму в залежності від концентрації його у суспензії та pH середовища.
Антропогенне забруднення ґрунту плюмбумом є одним з найбільш небезпечних. Він добре адсорбується ґрунтами. Його вміст у корінні рослин зростає з вмістом у ґрунтах.
Кларк Pb- 16 г/т.
Середній вміст у ґрунтах світу - 10 г/т.
Місцевий фон у ґрунтах - 23 г/т.
Вміст Pb у поверхневих водах - n·10-6- n·10-7 г/л
Вміст у живій речовині - 1 г/т.
Стронцій
Стронцій у гумідних ландшафтах у водах інтенсивно мігрує у формі Sr2+. Підвищений його вміст у ландшафтах, бідних на кальцій, викликає т.з. уровську хворобу. У ґрунтах знаходиться або у силікатах (калієвий польовий шпат, гідрослюди), або у вигляді карбонатів та сульфатів. Він може захоплюватися глинистими мінералами, зв'язуватися органічною речовиною, проте переважна більшість стронцію осідає у вигляді біогенних карбонатів. Вміст елемента у ґрунтах контролюється складом первинних порід [26].
Кларк Sr - 340 г/т.
Вміст у ґрунтах світу - 300 г/т.
Місцевий фон у ґрунтах -60 г/т.
Середній вміст Sr у річковій воді - 2,5·10-5 г/л.
Кларк елемента у живій речовині - 20 г/т.
4.2 Методика досліджень
Задача відповідного розділу полягала у вивченні особливостей розподілу, міграції і нагромадження природних та техногенних речовин у системі вода-донні відклади на прикладі витоку р. Зубри в межах території м. Львова.
Відбір проб вод та донних відкладів із річки здійснювався весною (квітень 2014р.) в період межені. Проби вод та донних відкладів відбиралися одночасно в одних місцях із трьох створів (рис 4.1).
З метою проведення порівняльної характеристики еколого-гідрохімічного стану витоку річки з її впадінням у р. Дністер та здатності річкової системи до самоочищення були відібрані проби вод із р. Зубри перед її впадінням у р. Дністер, проба води із р. Дністер до впадіння у нього р. Зубри та проба води із р. Дністер після впадіння у нього р. Зубри (село Устя Миколаївського району, рис. 4.2).
Для вод застосовувався разовий відбір проб. Відбиралися прості проби, які отримували шляхом одноразового відбору всієї потрібної кількості води. Проби відбиралися у дві поліетиленові пляшки із корками, що закручуються ємністю 1,5 літра. Відбір проводився з глибини 5-10 см від поверхні води. Проби, відібрані на аналіз вмістів фенолів, консервувалися додаванням NaOH.
Перед тим як взяти пробу, посуд споліскували декілька раз водою, яку відбирали на аналіз. Пляшки, наповнені водою, підписували та пронумеровували. Номери проб записували у щоденник. Запис доповнювався коротким результатом досліджень, проведених на місці (описом способу відбору, способу консервації, метеорологічних умов, описом стану місцевості). Відбір проб супроводжувався фотографуванням місць відбору та прилеглих територій.
Проби донних відкладів відбиралися з метою аналізу на вмісти металів. Проби мулу відбиралися у поліетиленовий посуд з дна річки.
Мета дослідження не вимагала забезпечення стабілізації та консервування проб.
Номери проб записувалися у щоденник.
Перед проведенням аналізу проби донних відкладів просушувалися при кімнатних умовах. З них відбиралися крупні рослинні рештки та мінеральні скупчення. Пізніше вони розтиралися пестиком та просіювалися через дрібні сита.
Аналітичні дослідження проб вод та донних відкладів із р. Зубри проводилися в лабораторіях Інституту геології і геохімії горючих копалин НАН України. Води аналізувалися тими ж методами, що і проби вод із озер (див. розділ 3.1).
Визначення вмістів металів у донних відкладах проводилося за допомогою спектрального аналізу (метод полуменевої фотометрії).
Спектральний аналіз - фізичний метод визначення складу та будови речовини за її спектром - упорядкованим за довжиною хвилі електромагнітним випромінюванням. Для збудження атомів використовують полум'я пальника, енергію електричної дуги чи іскри [27].
Методом полуменевої фотометрії кількісно визначають понад 70 хімічних елементів.
4.3 Результати досліджень
Річка Зубра бере свій початок у крайній південній частині міста Львова, району вулиці Хуторівка. Довжина річки в адміністративних межах м. Львова сягає 2 км. Далі річка тече на південь та впадає поблизу села Устя Миколаївського району в р. Дністер. Загальна довжина річки Зубра становить 45 км, площа водозбірного басейну 242 км2 .
Дренуючи територію південної функціональної зони міста, вона зазнає значного антропогенного впливу. З витоком річки межують автозаправна та автомийна станції (додаток 15), автостоянка. Автозаправні станції збудовано без бензонафтозбирачів, тому дощові води спливають у річку неочищеними.
Комісія обласної ради Українського товариства охорони природи та спеціалістів Львівського обласного управління водного господарства в ході спільного рейду - перевірки еколого-санітарного стану річки виявила, що з прилеглих територій - вулиць Зеленої, Дж. Вашингтона, Луганської, Рахівської, частини Сихівського масиву у річку потрапляють дощові стоки [28].
Державною екологічною інспекцією в Львівській області за результатами інструментально-лабораторних замірів та проведених інспекційних перевірок виявлено, що річка Зубра забруднена господарсько-побутовими стоками.
Інспекція пояснює це тим, що “…у зв'язку з тим, що на даний час не проведено інвентаризацію зовнішніх каналізаційних мереж, відсутні виконавчі креслення по зовнішніх мережах, як дощової так і господарсько-побутової каналізації в цілому по Сихівському масиві та немає власника дощової каналізації, неможливо встановити безпосереднього джерела забруднення госппобутовими стоками дощової каналізації і як наслідок р. Зубра”. Ймовірним джерелом забруднення р. Зубра вважають підключення госппобутових стоків у дощову каналізацію [28].
Проведені власні рекогносцирувальні дослідження підтвердили скид комунально-побутових стоків у р. Зубру (додаток 17). Також встановлено велике засмічення берегів річки твердими побутовими відходами (додаток 18).
Макрокомпонентний склад проб вод р. Зубри, відібраних в межах досліджуваного відтинку, має майже ідентичні характеристики (табл. 4.1):
HCO382 (SO49) (Cl9)
Z1 М0,61------------------
Ca67 Mg20 Na13
HCO383 (SO49) (Cl8)
Z2 М0,62------------------
Ca68 Mg20 Na12
HCO381 SO411 (Cl8)
Z3 М0,60------------------
Ca63 Mg23 Na14
Значення гранично допустимих концентрацій для вод культурно-побутового використання з металів перевищують манган, плюмбум та кадмій. Вмісти інших металів, хоча і не перевищують ГДК, проте їх кількості на один-два порядки більші за їх середні вмісти у річкових водах.
Збагачені органікою побутові стоки, що скидаються в річку, позначилися на високих вмістах фенолів, які перевищують значення ГДК в тисячі разів (табл. 4.2).
Вода на впадінні річки Зубри у Дністер у порівнянні з її витоком характеризується дещо нижчою мінералізацією та більшим вмістом сульфат-іону за зменшення вмісту гідрокарбонату (табл. 4.4):
HCO362 SO432 (Cl6)
N1 М0,59------------------
Ca79 Mg14 (Na7)
Таблиця 4.1. Макрокомпонентні характеристики вод р. Зубра
|
Назва проби |
Міне-ралізація, мг/дм3 |
pH |
Твердість загальна, мг.екв/дм3 |
Вміст макроелементів, мг/дм3 |
rNa rCl |
rCa rMg |
rSO4·100 rCl |
||||||
|
Na++K+ |
Ca2+ |
Mg2+ |
Cl- |
SO42- |
HCO3- |
||||||||
|
Z1 |
611,94 |
7,65 |
6,95 |
23,96 |
107,21 |
19,44 |
23,89 |
36,00 |
399,55 |
1,47 |
3,30 |
111,94 |
|
|
Z2 |
629,96 |
7,65 |
7,10 |
24,55 |
111,22 |
19,44 |
24,25 |
36,96 |
411,79 |
1,50 |
3,43 |
113,23 |
|
|
Z3 |
604,48 |
7,70 |
6,85 |
24,09 |
105,21 |
19,44 |
21,79 |
41,95 |
390,40 |
1,64 |
3,24 |
142,62 |
Таблиця 4.2. Вмісти металів та фенолів у водах р. Зубра, мг/дм3
|
Назва проби |
Li |
Sr |
Mn |
Cu |
Co |
Ni |
Pb |
Zn |
Cd |
Fe |
Феноли |
|
|
Z1 |
0,013 |
1,00 |
0,54 |
0,007 |
0,015 |
0,023 |
0,03 |
0,029 |
0,003 |
0,23 |
6,95 |
|
|
Z2 |
0,014 |
0,97 |
0,11 |
0,007 |
0,015 |
0,023 |
0,03 |
0,162 |
0,003 |
0,21 |
7,10 |
|
|
Z3 |
0,012 |
1,03 |
0,13 |
0,007 |
0,015 |
0,023 |
0,03 |
0,106 |
0,003 |
0,25 |
6,85 |
Таблиця 4.3. Вмісти металів у донних відкладах р. Зубра, мг/кг
|
Назва проби |
Sr |
Mn |
Cu |
Co |
Ni |
Pb |
Cd |
Fe |
Ti |
Mo |
V |
Ag |
|
|
Z1D |
240 |
200 |
10,5 |
7,4 |
20,5 |
17,2 |
10,8 |
3550,0 |
620,0 |
7,0 |
12,5 |
1,3 |
|
|
Z2D |
260 |
370 |
10,5 |
8,2 |
40,0 |
19,5 |
13,1 |
4640,0 |
1000,0 |
7,8 |
18,5 |
0,9 |
|
|
Z3D |
240 |
490 |
11,6 |
8,1 |
31,6 |
26,9 |
76,9 |
4840,0 |
900,0 |
7,2 |
18,6 |
1,1 |
|
|
Вміст у донних відкладах Дністра [29] |
187 |
171 |
8,1 |
18,8 |
34,1 |
10,2 |
1,2 |
н.в. |
2657,1 |
5,7 |
71,5 |
0,61 |
Примітка: “н.в.“ - не визначалося.
Таблиця 4.4. Макрокомпонентні характеристики води р. Зубри та р. Дністер
|
Назва проби |
Міне-ралізація, мг/дм3 |
pH |
Твердість загальна, мг.екв/дм3 |
Вміст макроелементів, мг/дм3 |
rNa rCl |
rCa rMg |
rSO4·100 rCl |
||||||
|
Na++K+ |
Ca2+ |
Mg2+ |
Cl- |
SO42- |
HCO3- |
||||||||
|
N1 |
590,22 |
7,70 |
7,31 |
14,35 |
125,26 |
12,88 |
18,25 |
120,48 |
299,0 |
1,15 |
5,85 |
492,15 |
|
|
N2 |
473,37 |
7,85 |
4,71 |
35,65 |
82,86 |
7,05 |
32,67 |
58,84 |
256,3 |
1,60 |
7,13 |
117,39 |
|
|
N3 |
460,93 |
7,85 |
4,90 |
29,54 |
84,79 |
8,14 |
31,28 |
50,88 |
256,3 |
1,39 |
6,32 |
120,45 |
Таблиця 4.5. Вмісти металів та фенолів у водах р. Зубри та р. Дністер, мг/дм3
|
Назва проби |
Li |
Sr |
Mn |
Cu |
Co |
Ni |
Pb |
Zn |
Cd |
Феноли |
|
|
N1 |
0,007 |
0,60 |
0,007 |
0,006 |
0,012 |
<0,01 |
0,025 |
0,019 |
<0,002 |
0,040 |
|
|
N2 |
0,008 |
0,28 |
0,005 |
0,004 |
0,018 |
<0,01 |
0,025 |
0,022 |
<0,002 |
0,034 |
|
|
N3 |
0,007 |
0,36 |
0,005 |
0,005 |
0,018 |
<0,01 |
0,025 |
0,022 |
<0,002 |
0,035 |
N1 - проба води із р. Зубри перед її впадінням у р. Дністер;
N2 - проба води із р. Дністер до впадіння у нього р. Зубри;
N3 - проба води із р. Дністер після впадіння у нього р. Зубри.
Вода із Дністра до та після впадіння у нього Зубри відзначається нижчою мінералізацією, меншим вмістом сульфатів за рахунок зростання кількості хлор-іону та підвищенням частки натрію:
HCO366 SO419 Cl15
N2 М0,47------------------
Ca66 Na 24 Mg 10
HCO369 SO417 Cl14
N3 М0,47------------------
Ca69 Na20 Mg11
Разом з тим води значною мірою позбавлені від забрудників (табл. 4.5): вміст літію менший в 2 рази, стронцію - в 2 рази, мангану - в 1000 разів, ніколу - в 2 рази, плюмбуму - в 1,5 рази, цинку - в 10 разів, кадмію - в 3 рази. Концентрація фенолів зменшується більше як на два порядки. Однаковими вмістами характеризуються купрум і кобальт. Власне ці метали у воді річки Зубри очевидно мають природне походження.
Як згадувалося у попередніх розділах, важкі метали та інші елементи та сполуки мають здатність за певних умов вилучатися з водного середовища та акумулюватися у донних відкладах. Результати цих процесів було власне і проаналізовано, дослідивши валові вмісти металів у донних відкладах витоку р. Зубри.
Оскільки норм щодо вмістів у донних відкладах токсичних елементів не існує, порівняння вмістів металів у донних мулах витоку р. Зубри проводилося з їх вмістами у донних відкладах р. Дністер [29]. Хоча про вмісти останніх також не можна говорити як про фонові, з огляду на значне техногенне навантаження на екосистему річку як зі сторони промислових, побутових та сільськогосподарських стоків [29]. Порівняння (табл. 4.3) показало, що концентрації більшості металів в донних відкладах р. Зубри перевищують такі у донних відкладах р. Дністер: Sr - в 1,3 рази, Mn - в 2 рази, Cu - в 1,3 рази, Pb - в 2 рази, Cd -у 28 разів, Mo - в 1,3 рази, Ag - в 1,8 рази.
Згідно досліджень [30], встановлено, що випадання гідрооксидів металів відбувається в певних інтервалах (табл. 4.6). Враховуючи сезонні коливання pH річки, можна говорити, що Ni Co і Mn депонували у вигляді гідрооксидів. Акумуляція інших металів у донних мулах витоку р. Зубри відбувалася внаслідок їх сорбції органічними та мінеральними речовинами.
Таблиця 4.6. Величини , вище яких начинається випадання з вод гідрооксидів металів
|
pH |
Гідрооксид |
pH |
Гідрооксид |
|
|
10,5 |
Mg(OH)2 |
5,2 |
Zn(OH)2 |
|
|
9 |
Al(OH)3 |
4,9 |
Sc(OH)3 |
|
|
8 |
La(OH)2 |
4,5 |
Bi(OH)3 |
|
|
8,5-8,8 |
Mn(OH)2 |
4,2 |
UO2(OH)2 |
|
|
7-8 |
Hg(OH)2 |
4,1 |
Al(OH)3 |
|
|
6,8 |
Co(OH)2 |
3,5 |
Th(OH)4 |
|
|
6,7 |
Ni(OH)2 |
3,0 |
Sn(OH)2 |
|
|
6 |
Pb(OH)2 |
2,5-4,5 |
Fe(OH)3 |
|
|
5,7 |
Be(OH)2 |
2,0 |
Sn(OH)4, Zn(OH)4 |
|
|
5,5 |
Fe(OH)2 |
1,4-1,6 |
Ti(OH)4 |
|
|
5,4 |
Cu(OH)2 |
0,4 |
NbO2OH |
|
