Дослідження якості води в басейні річки Стир

Размещено на http://www.allbest.ru

Размещено на http://www.allbest.ru

Дослідження якості води в басейні річки Стир

Дисципліна - Екологічний моніторинг

Зміст

Вступ

Розділ 1. Теоретичні основи дослідження якості води в річках

1.1 Якість води та фактори, що її формують

1.2 Хімічний склад річкових вод

1.3 Джерела та шляхи надходження забруднюючих речовин до малих річок

1.4 Вплив забруднень на екосистему річки

Розділ 2. Методика дослідження якості води в річках

2.1 Основні методи дослідження якості води у річках

2.2 Еколого-гідробіологічні дослідження малих річок

2.3 Визначення фізичних властивостей природних вод

2.4 Відбір проб для гідрохімічних досліджень

2.5 Визначення гідрохімічних характеристик природних вод

Розділ 3. Дослідження якості води в басейні річки Стир

3.1 Загальна характеристика басейну річки Стир

3.2 Сучасний стан та динаміка забруднення басейну річки Стир

Висновки

Список використаної літератури

Додатки

Вступ

Аналіз сучасного стану водних ресурсів, рівня їх забруднення, екологічного стану є одним із найактуальніших питань сьогодення.

Якість води - це сукупність нормованих хімічних і біологічних характеристик, а також фізичних властивостей, що визначають придатність води для певного виду використання. Для поверхневих вод виділяють три групи гранично-допустимих концентрацій забруднюючих речовин (ГДК) для:

1) рибогосподарських водойм;

2) господарсько-питного користування;

3) культурно-побутового користування.

Забруднення поверхневих і підземних вод поділяють на такі типи:

- механічне - підвищення вмісту механічних домішок, яке властиве в основному поверхневим видам забруднення;

- хімічне - наявність у воді органічних та неорганічних речовин токсичної і нетоксичної (до найбільш шкідливих хімічних забруднень води належать нафта і нафтопродукти);

- бактеріальне і бактеріологічне - наявність у воді різноманітних патогенних мікроорганізмів, грибів і дрібних водоростей (із суші, із суден надходять у воду фекалії, різноманітний металобрухт, що нерідко призводить до виникнення інфекційних захворювань);

- радіоактивне - наявність радіоактивних речовин;

- теплове - випуск у водойми підігрітих вод теплових та атомних електростанцій.

Наші дослідження спрямовані на вивчення сучасного стану і динаміки забруднення р. Стир, впливу природного й антропогенного чинників на кількісні та якісні показники води, відповідності якості встановленим екологічним нормативам.

Малі річки столиці Волині (Сапалаївка, Жидувка, Омелянівка) потроху перетворюються на стічні канави. Не відстає від них і основна водна артерія Луцька - Стир. Екологи б'ють на сполох: через відсутність централізованої дощової каналізаційної мережі та міських очисних споруд дощових і талих вод, брудні зливові стоки потрапляють у відкриті водні об'єкти. Так забруднюють річки практично всі підприємства, установи та організації міста.

Об'єктом дослідження є басейн річки Стир.

Предметом дослідження еколого-гідрохімічний аналіз стану басейну річки Стир.

Мета дослідження - розглянути особливості дослідження якості води в річках, зокрема в басейні річки Стир.

Згідно з метою дослідження були визначені такі завдання:

1) вивчити теоретико-методологічні основи дослідження якості води в річках;

2) розглянути якість води та фактори, що її формують;

3) проаналізувати хімічний склад річкових вод;

4) дослідити вплив забруднень на екосистему річки;

5) розглянути методику дослідження якості води в річках;

6) дати загальну характеристику басейну річки Стир;

7) дослідити сучасний стан та динаміку забруднення басейну річки Стир.

Для розв'язування поставлених завдань використано такі методи наукового дослідження: діалектичного пізнання, конкретного і абстрактного, логічного та історичного, системного і порівняльного аналізу та статистичних порівнянь.

Інформаційною базою дипломної роботи є нормативно-правові документи, статистичні збірники, щорічники, наукові праці вітчизняних та зарубіжних вчених.

Структура роботи. Курсова робота складається із вступу, трьох розділів, висновків, списку використаної літератури, додатків.

Розділ 1. Теоретичні основи дослідження якості води в річках

1.1 Якість води та фактори, що її формують

В усі часи людство так чи інакше використовувало воду. Причому, основним її джерелом, в першу чергу, були річки. Саме тому до річок ставились з особливою повагою, берегли їх навіть у тих випадках, коли води було вдосталь. З розвитком цивілізації на жаль змінились не тільки об'єми водокористування, але і саме ставлення до річки як джерела життєдайної вологи. Людина відірвалась від природи, беручи воду з комунального крану, вона забула про першоджерела, з яких ця вона надходить. З розвитком господарства людина навантажувала водні екосистеми і особливо малі річки, в басейнах яких мешкає переважна більшість населення.

Сьогодні в Україні можна зустріти як ще збережені річки з криштально чистою, наче бризки діамантів, водою, так із непрозорою, брудною, а інколи, вода в річках має різнокольорові відтінки, з масною густою масою, яку взагалі важко назвати водою. Відповідно і річки поділяють на чисті і забруднені. Разом із тим в усіх річках є вода і, щоб її, таку різну, якось кількісно чи якісно охарактеризувати і порівняти ввели поняття "якість води". Під цим терміном розуміють різнофакторну кількісну і якісну оцінку її хімічного складу та фізико-хімічних і біологічних властивостей, які визначають придатність води для використання в конкретних цілях.

В основі оцінки якості води лежать три групи показників, зокрема:

фізичні - колір, запах, прозорість, наявність завислих речовин, каламутність тощо;

хімічні - вміст кисню, мінеральних і органічних речовин, розчинених газів, забруднювачів не характерних для водного об'єкту або таких, вміст яких перевищує регламентовані норми (гранично допустимі концентрації - ГДК);

гідробіологічні - розвиток фіто- і зоопланктону, фіто- і зообентосу, перифітону, вищих водних рослин, індекс сапробності, інтенсивність фотосинтезу та дихання гідробіонтів тощо [18, 78].

Звичайно, визначена якість води відповідає якомусь споживчому стандарту - питної води, води для поливу сільськогосподарських культур, для промислових цілей, для риборозведення тощо.

Формування якості води у річках забезпечується сукупністю гідрохімічних, бактеріологічних, гідрологічних процесів, фізико-географічних і гідрометеорологічних особливостей регіону та рівня антропогенного впливу на водозбір. Весь цей вплив проявляється через процеси обміну речовин між різними середовищами.

Інші властивості природної води визначає водневий показник рН та окисно-відновний потенціал - Eh. До нормативних показників, що найбільш часто застосовуються при визначенні якості поверхневих вод, належать кисневий показник, який характеризує вміст розчиненого у воді кисню та його біологічне споживання (БСК); токсикологічні показники, зокрема вміст азоту - амонійного, нітратів, нітритів, важких металів, пестицидів, вміст нафтопродуктів, фенолів тощо.

Якість природних вод - є результатом сукупності складних процесів обміну речовинами на рівні біологічної складової гідроекосистем з одного боку і алохтонними потоками з площі водозбору. Якість води залежить від багатьох складових у тому числі і від фізико-географічного положення водойми, та головне на сьогодні - від рівня антропічного навантаження. Відповідно якість води є як результатом сукупності природних процесів, так і результатом впливу на них комплексу антропічних факторів.

Багатофакторність процесу формування якості води обумовлює складність його вивчення, а недостатність теоретичних та методичних розробок, інструментальних методів нерідко знецінює спроби розкриття механізму формування якості води, перешкоджає вивченню і розробці науково обґрунтованих підходів до управління та раціонального регулювання якості води [18, 80].

Процес формування якості води залежить від комплексу факторів, що складаються безпосередньо у даній водоймі. Комплекс факторів, що впливають на якість води, складають 5 основних блоків: гідрометеорологічний, гідрохімічний, гідробіологічний, фізико-географічний та антропічні. Їх можна назвати основними складовими регулювання якості води. Кожен із цих блоків характеризується великим переліком показників, які відтворюють специфічні властивості.

Так, гідрометеорологічний блок охоплює характеристики водного стоку (поверхнево-схиловий, підземний, твердий), метеорологічні показники (кількість опадів, температурний режим і т. д.).

Під гідрохімічним блоком потрібно розуміти сукупність фізико-хімічних процесів, які протікають між основними групами хімічних речовин, розчинених у воді (головні іони, біогенні та органічні речовини, мікроелементи, специфічні забруднювачі антропогенного походження). Цей блок, до певної міри, виділяється умовно, оскільки всі його характеристики пов'язані з аналогічними характеристиками інших блоків, що регулюють вміст перерахованих груп речовин у річковій воді.

Третій блок регулювання якості води - гідробіологічний. Серед його основних складових треба виділити: зообентос, фітопланктон, зоопланктон перифітон, мікробіологічні показникив. В залежності від завдань та головної мети, цей перелік може бути доповнений або змінений. На малюнку № 9 представлена схема взаємовпливу окремих комплексів гідробіоценозів, деяких антропогенних факторів і якості річкових вод.

Фізико-географічний блок віддзеркалює особливості ландшафту, в якому проходить формування хімічного складу води конкретної річки. Цей блок включає характеристики лісистості, заболоченості озерності, еродованості.

На сьогодні чи не найважливішим треба вважати блок антропічних факторів формування якості води. Його роль і участь у загальних процесах формування якості води визначаються такими складовими: розораність, скид стічних вод, внесення добрив, меліорованість водозбору, густота населення, питома вага поголів'я великої рогатої худоби, що утримується в річкових долинах, інших тварин, зарегульованість стоку та ін [18, 81].

Кількість ознак, що характеризують кожен із блоків факторів, може змінюватись залежно від детальності оцінки, інструментальних можливостей, фізико-географічних особливостей території тощо.

1.2 Хімічний склад річкових вод

Хімічна формула води загальновідома - . Але у природі вода у чистому вигляді не існує, а представлена як складний розчин. Тільки свіжо конденсована роса може бути наближена до хімічно чистої води. Але вже через кілька хвилин в ній починають розчинятися речовини. І роса, що випала на рослини, швидко стає розчином органічних і мінеральних речовин, властивих даній місцевості і цьому біоценозу.

Вода є ідеальним розчинником. Вона розчиняє велику кількість природних речовин. Тому чиста дощова вода, проникаючи у ґрунти чи стікаючи по поверхні, розчиняє безліч речовин. Таким чином, до річок дощова вода, що збирається з поверхні водозбору, потрапляє у вигляді розчину речовин, які вона забрала з тих територій, де пробігав струмок. От і виявляється, що дуже важливо, якою саме територією біжить до річки струмок. В залежності від стану водозбірної площі буде безпосередньо залежати вміст поверхневого стоку, що надходить до річок. І вода, яка проникла у грунт, теж розчиняє більшість речовин, що зустрілись на її шляху. І ці речовини теж ймовірно потрапляють до річок з джерельною водою. Не тільки до річок, а й до криниць. Тобто існує тісний зв'язок між річкою і її водозбірною площею. Так от, у джерельній воді завжди міститься більшість хімічних речовин, властивих даному ландшафту, а також доданих людською діяльністю домішок. Говорячи про природну воду річок, дослідники мають на увазі цей природний багатокомпонентний розчин і його хімічний склад.

Хімічний склад річкової води має вирішальне значення для формування та підтримання водних біоценозів. Але вимоги водокористувачів щодо хімічного складу води не співпадають з можливостями гідробіоценозів підтримувати певну якість води як середовища їх існування. Саме тому відповідні водокористувачі здійснюють очищення поверхневих вод, але нерідко повертають до річок розчин, який далеко не завжди сприяє нормальному функціонуванню гідробіоценозів. Все це створює певний конфлікт - впливає на споживчі параметри якості води: робить їх непридатними для вживання, приготування їжі, приймання ванн, поливу рослин, використання у промислових технологіях, енергетиці, для нормального функціонування водних екосистем тощо. Тому доцільно розглянути основні групи хімічних речовин, що зустрічаються сьогодні у природних, зокрема річкових, водах.

У воді річок знаходяться в розчиненому стані різні мінеральні сполуки - кислоти, поташі (луги), солі. Молекули більшості з цих речовин розпадаються, або дисоціюють на іони. Позитивно заряджені іони називаються катіонами, а іони, що несуть від'ємний заряд - аніонами. Сама вода також розпадається на іони: водневий (Н+) та гідроксильний (ОН-). Від співвідношення водневих і гідроксильних іонів (водневий показник - рН) у воді залежить стан і активність дуже багатьох хімічних речовин і спрямованість багатьох процесів у водоймі.

У воді річок також зустрічається величезна кількість різних органічних речовин як природного - автохтонного і алохтонного походження, що синтезуються в самій водоймі і за її межами, так і штучного походження, що синтезуються в різних, створених людиною умовах - від залишків спалювання сміття у звичайних вогнищах до речовин, що є результатом органічного синтезу в найскладніших установках [18, 85].

Усі розчинені у воді речовини класифікуються. Зокрема за вмістом у воді речовини діляться на макроелементи та мікроелементи. До макроелементів належать речовини з концентраціями понад 1 мг/л. Мікроелементи відповідно містяться у воді в концентраціях нижчих 1 мг/л.

Природні води також класифікуються за іонним складом, за переважанням того чи іншого основного катіону: кальцію, магнію, або суми натрію та калію, за співвідношенням між основними групами іонів.

Потрібно сказати, що хімічний склад поверхневих вод протягом року змінюється настільки сильно, що вони можуть переходити з одного класу до іншого.

Згідно кліматичних та ґрунтових факторів води річок України з півночі на південний схід мають загальну тенденцію до підвищення мінералізації. Одночасно відбувається зміна вод гідрокарбонатного класу на сульфатний чи хлоридний.

Концентрація солей у воді знаходиться в протилежній залежності від кількості води в річці на час дослідження. Крім цієї залежності існує і інша залежність - концентрація біогенних речовин (зокрема азотнокислих і фосфорнокислих сполук) зменшується аж до повного їх зникнення в період максимального розвитку у воді організмів, які їх поглинають (фотосинтезуючі водорості та вищі водяні рослини) і, навпаки, збільшується, коли життєві процеси у річці завмирають.

Джерелами надходження солей, іонів, біогенних сполук до річки є: підземні води, води поверхневого стоку (талі, дощові та зливові), води самої річки, які транспортують розчинені речовини з одного місця в інше, із заплави до річки під час паводків та інші. Атмосфера також є джерелом поступання іонів у річку, це у першу чергу вуглекислота і кисень повітря, а також мінеральні та органічні речовини - розчинена дощем пилюка, наприклад.

Частина мінеральних речовини, що надходять до річки, частково зв'язуються гідробіонтами, а решта транспортуються до гирла. Тому кругообіг речовин в річках носить відповідний характер, наслідком якого є транспорт біогенних речовин, забруднень, окремих організмів та їх частин у водний об'єкт, куди впадає та чи інша річка.

Сольовий склад природних вод представлений, головним чином, солями сірчаної, соляної та вугільної кислот з металами натрієм, калієм, магнієм та кальцієм. Розчинені у воді солі зазвичай представлені іонами , , , , , , . Вміст кожного із цих іонів у природних водах не знижується нижче 1 мг/л тому вони утворюють групу макроелементів. Оскільки сума перелічених вище головних іонів становить 90-95% мінерального складу прісних вод, то її часто називають мінералізацією води, яка є кількісною характеристикою розчинених у воді мінеральних речовин.

Зміна складу води відповідно до величини загальної мінералізації пояснюється відмінностями в розчиненні хлористих, сульфатних та карбонатних солей, лужних і лужноземельних металів. Мала розчинність карбонатних солей кальцію обмежує концентрацію гідрокарбонатних та карбонатних іонів в інтервалі до 1000 мг/л. Порівняно невелика розчинність сульфату кальцію теж обмежує у певних інтервалах вміст сульфатних іонів. Лише хлоридні іони завдяки добрій розчинності солей соляної кислоти можуть досягати найбільших концентрацій.

Гідрокарбонат-іони () характерні для більшості річок, що пояснюється формуванням річкових вод переважно у верхніх, добре промитих шарах ґрунтів та порід, бідних на інші розчинні солі і насичених вуглекислим газом внаслідок інтенсивних біохімічних процесів у грунтах. Гідрокарбонатні і карбонатні іони вважаються однією із найголовніших частин хімічного складу поверхневих вод. Вони є продуктами дисоціації вугільної кислоти і знаходяться у розчині в стані динамічної рівноваги:

Зміна вмісту у воді одного з іонів цього рівняння приводить до зміни іншого. Ці іони формують карбонатну систему хімічної рівноваги, яка має надзвичайно важливе значення для природних вод. Співвідношення форм карбонатної системи визначають величину рН води. При рН<5 концентрація практично дорівнює нулю. У нейтральних та слаболужних водах іони переважають. Карбонатні іони () з'являються у воді при рН>8, а в сильно лужних водах вони стають домінуючими.

Гідрокарбонатні іони зустрічаються у всіх природних водах, окрім кислих. У річках та озерах концентрація не перевищує у більшості випадків 250 мг/л [18, 86].

Хлорид-іон () надходить у природні води шляхом розчинення хлорвмісних мінералів (содаліт, хлорапатит та ін.) та соленосних відкладів (галіт). Значна кількість переноситься атмосферним шляхом із морів та океанів у континентальні води. Останнім часом у надходженні зросла роль промислових і комунально-побутових стічних вод.

Підвищений вміст у воді знижує її смакові якості і робить її непридатною для водопостачання, зрошення сільськогосподарських угідь. Допускається вміст хлоридів у воді до 300 мг/л.

Сульфат-іон () надходить у природні води завдяки процесів розчинення сірковмісних мінералів (гіпс), а також шляхом окислення сірки та сульфідів. Значні кількості надходять у річкові води в процесі відмирання живих рослинних і тваринних організмів та зі стічними водами.

Підвищений вміст сульфатів погіршує смакові якості води, здійснює вплив на шлунково-кишковий тракт. Сульфати погано всмоктуються у кишечнику. При концентраціях 100 мг/л і більше у тварин відбуваються порушення секреторної діяльності шлунку, процесів всмоктування і перетравлювання їжі. Вміст у водах для питного споживання обмежується величиною 500 мг/л, а для рибогосподарського використання - 100 мг/л.

Іон кальцію (Са2+) Первинним джерелом надходження його у поверхневі води є мінерали з вмістом кальцію (всього понад 700 мінералів). Найчастіше кальцій зустрічається у формі карбонату - у кальциті, мармурі, вапняку, доломітах, мергелі, крейді, а також у формі сульфату - у гіпсі та ангідриді.

Великі кількості кальцію надходять зі стічними водами силікатних, металургійних, скловарних та хімічних підприємств, а також з сільськогосподарських угідь, особливо при застосуванні мінеральних добрив, що містять кальцій. У річкових водах концентрація Са2+ рідко перевищує 1000 мг/л, але звичайно вона набагато нижча. Гранично допустима концентрація Са2+ становить 180 мг/л [18, 87].

Іон магнію (Mg2+) надходить у поверхневі води за рахунок процесів хімічного вивітрювання і розчинення доломітів, мергелів та інших мінералів зі стічними водами металургійних, силікатних, текстильних та інших виробництв.

Іонна форма магнію переважає у маломінералізованих водах, у більш мінералізованих він міститься у вигляді нейтральних (MgSO) або заряджених (MgHCО) іонних пар чи у вигляді комплексів з органічними речовинами. Гранично допустима концентрація Mg2+ складає 40 мг/л.

Сумарний вміст іонів кальцію та магнію у воді формує її загальну жорсткість. Жорсткість води - один з важливих критеріїв, який визначає придатність води для пиття та інших видів водокористування. Вода з жорсткістю до 4 ммоль/л характеризується як м'яка, від 4 до 8 ммоль/л - середньої жорсткості, від 8 до 12 ммоль/л - жорстка, більше 12 ммоль/л -дуже жорстка. У жорсткій воді погано милиться мило, її використання у парових котлах, у теплопроводах призводить до відкладення солей у трубах, їх закупорювання і навіть до вибухів парових установок.

У той же час м'які води (з низькою жорсткістю) через малий вміст карбонатів мають низьке значення рН і можуть через це негативно впливати на металічні труби, розчиняти метал. Особливо розчинний за таких умов (м'яка вода) свинець, тому у місцевостях з низькою жорсткістю це може призвести до отруєння свинцем.

Натрій-іон () та калій-іон (). Первинним джерелом надходження Na+ та К+ у поверхневі води є вивержені та осадові породи, а також хлористі, сірчанокислі та вуглекислі солі. Крім того, вони надходять зі стічними водами з сільськогосподарських угідь, зі зрошуваних полів. Концентрація Na+ коливається в річкових водах від 0,6 до 300 мг/л.

Гранично допустима концентрація натрію у воді -120 мг/л. Калій знаходиться у воді у значно нижчих концентраціях, ніж натрій. Його концентрація у річковій воді зазвичай рідко перевищує 25 мг/л.

Гранично допустима концентрація К+ складає 50 мг/л. Натрій і калій мають важливе значення для живих організмів. Вони відповідають за транспорт поживних речовин на клітинному рівні [18, 89].

Хімічна класифікація природних вод За іонним складом води малих річок України поділяються на 3 класи: клас гідрокарбонатних вод; клас сульфатних вод; клас хлоридних вод. За схемою О.А. Алекіна кожний із цих класів складається із трьох груп - згідно еквівалентному переважанню того чи іншого катіону: кальцію, магнію, або суми натрію та калію. Кожна група також поділяється - на три типи вод, які визначаються відповідним співвідношенням між іонами, в основі якого співвідношення між загальною твердістю та лужністю.

Для зручності класи води позначаються символами гідрокарбонатний -С, сульфатний - S, хлоридний символом СІ. Група води позначається своїм хімічним символом, який розташовується у вигляді степені до символу класу, тип або вид позначається римською цифрою внизу символу класу. Наприклад: ССа- вода карбонатного класу, групи кальцію, третього типу.

Для повноти класифікації річкової води, а згідно неї і річок, Алекін добавив кількісний показники, яким він розділив ріки згідно чотирьох ступенів мінералізації.

За цією схемою більшість малих річок України відносяться до гідрокарбонатного класу і у більшості випадків до групи кальцієвих вод. За величиною мінералізації природні незабруднені води гідрокарбонатного класу відносяться до маломінералізованих (200 і менше мг/л) вод.

У значно меншій мірі розповсюджені води середньої мінералізації (200-500 мг/л). Сильно мінералізовані природні води гідрокарбонатного класу (вище 1000 мг/л) зустрічаються ще в меншій кількості. Річки з водою сульфатного класу порівняно малочисельні. До них відносяться річки Приазов'я і частково Донбасу. Річки хлоридного класу зустрічаються ще рідше. їх води надто мінералізовані - 19000 мг/л і більше.

Біогенні речовини До біогенних належать мінеральні речовини, які найбільш активно беруть участь у життєдіяльності водних організмів. Це перш за все сполуки азоту (NH, , NO) і фосфору (). До біогенних також відносяться сполуки кремнію (HSiО, SiО), заліза (Fe, Fe) та деяких мікроелементів [18, 92].

У природні води біогенні речовини попадають головним чином при розпаді тваринних і рослинних організмів, життєдіяльність яких протікає у водному середовищі, з поверхні водозбору та зі скидними водами. Концентрація біогенних речовин у воді незначна, але саме ці елементи визначають рівень біопродуктивності водних об'єктів і таким чином обумовлюють якість їх води.

З точки зору оцінки якості води для питного водопостачання найбільший інтерес серед сполук азоту викликає нітрат-іон (NO). Його концентрація у воді обмежується граничною величиною 50 мг/л. Однак внаслідок широкого застосування мінеральних добрив в багатьох районах України спостерігається забруднення ґрунтових і поверхневих вод нітратами понад ГДК. Присутність нітратних іонів головним чином зв'язана із процесами в самій водоймі, у першу чергу нітрифікації. Тому збільшення вмісту NO спостерігається в літню пору у період масового відмирання фітопланктону. Високий вміст нітратів в атмосферних опадах. Істотним фактором підвищення вмісту нітратних іонів є стічні води.

Важливе значення для якості води має вміст іонів амонію (NH) та нітрит-іону (NO). Іон амонію з'являється у воді внаслідок розчинення у ній аміаку - продукту розкладу органічних азотовмісних речовин. Концентрація NH в незабруднених поверхневих водах складає, як правило, соті долі мгN/л і підвищується до 0,5 мгN/л.

Присутність у поверхневих водах іонів амонію зв'язана як із природними процесами, так і з антропогенним впливом. До природних процесів відноситься біохімічна деградація білкових речовин, що найбільше характерно для періоду відмирання фітопланктону. Значна кількість амонію може надходити з поверхневим стоком і атмосферними опадами. Високі концентрації амонію характерні для побутових стічних вод і промстоків підприємств харчової, хімічної, лісохімічної промисловості [18, 93].

Іон NH нестійкий, він швидко окислюється до нітритів і нітратів. Підвищений вміст амонію свідчить про анаеробні умови формування хімічного складу води і про її незадовільну якість. Підвищення концентрації NH часто спостерігається у водних об'єктах у місцях скиду стічних вод.

Присутність нітритних іонів (NO) у незабруднених природних водах зв'язана з процесами мінералізації органічних речовин, нітрифікації і денітрифікації. Підвищений вміст нітритних іонів свідчить про посилене розкладання органічних речовин, що зв'язано з органічним забрудненням, тобто є важливим санітарним показником.

Концентрація NO у воді в природних умовах дуже незначна (тисячні долі мгN/л). Підвищена концентрація нітритів свідчить про інтенсивний розклад органічних речовин і затримку окислення NO до NO, що чітко свідчить про забруднення водойми.

Фосфор є одним із найважливіших біогенних елементів, регулятором продуктивності водойм. Сполуки фосфору надходять у води в результаті процесів життєдіяльності і розкладу водних організмів, вивітрювання і розчинення порід і мінералів (апатити і фосфорити), а також в результаті господарської діяльності людини. Забрудненню поверхневих вод фосфором сприяє надходження комунальних стічних вод, що містять поліфосфати як компоненти миючих засобів, фотореагенти та пом'якшувачі води. Важливим фактором є змив фосфорних добрив з сільськогосподарських угідь.

Оцінка вмісту фосфору у природних водах має велике значення для визначення існуючої та потенційної продуктивності водойм. Зростання біопродуктивності водойм через надходження фосфору веде до їх євтрофікації та різкого погіршення якості води.

Важкі метали Важкі метали (As, Cd, Сr, Co, Fe, Рb, Мn, Hg, Ni, Se, Ag, Zn) відносяться до групи мікроелементів, враховуючи їх низькі концентрації у природних водах (мікрограмовий діапазон концентрацій). У природних водах важкі метали зустрічаються у вигляді завислих речовин, колоїдів, у формі комплексів, утворених з гуміновими та іншими органічними кислотами.

Свинець належить до малопоширених елементів. Значне підвищення вмісту свинцю в навколишньому середовищі, в тому числі у поверхневих водах, зумовлене його широким застосуванням у промисловості. Найбільшим джерелом забруднення поверхневих вод сполуками свинцю є спалення вугілля і застосування тетраетил свинцю у моторному паливі, а також стічні води.

Для живих організмів свинець є одним із сильних токсикантів. Неорганічні сполуки свинцю (Рb2+) порушують обмін речовин і виступають інгібіторами ферментів. Тривале споживання води навіть із низьким вмістом металу - одна з причин гострих і хронічних захворювань.

Ртуть потрапляє в організми риб та інших водних істот у формі метилртуті. Якщо людина вживає рибу з певним вмістом ртуті, то 90% її акумулюється людським організмом і не виводиться з нього.

Мікроорганізми можуть утворювати метилртуть за різних умов. В аеробних умовах у воді присутній сульфід-іон, який сприяє утворенню нерозчинного сульфіду ртуті. Утворення метилртуті у річках і озерах відбувається при низьких значеннях рН води. Питна вода містить, як правило, ртуті менше, ніж її гранично допустима концентрація у воді (1 мкг/л).

Цинк. Основним джерелом надходження цинку в природні води є мінерал сфалерит (ZnS). Майже всі сполуки цинку добре розчинні у воді. Внаслідок цього на відміну від міді й свинцю цинк поширений у водах. У річкових водах його концентрації коливаються від кількох мікрограмів до десятків іноді сотень мікрограм на літр. У забруднених важкими металами водах концентрація цинку досягає сотень мікрограм на літр. Максимальні концентрації цинку характерні для слабокислих рудних вод (рН - 5,5-6,5). У лужних розчинах вміст цього елемента різко зменшується [18, 95].

Мідь. Характерна особливість міді, присутньої в природних водах -здатність сорбуватися високодисперсними частинками ґрунтів і порід. Мідь легко сорбується колоїдами, що обмежує міграцію цього елемента. Кількість міді у водах лімітується значенням рН. Мідь стає нестійкою і випадає в осад уже при рН = 5,3. Тому у водах, які мають нейтральну чи близьку до нейтральної реакцію, вміст міді невеликий (1-100 мкг/л). Найважливішими джерелами надходження міді вважаються гірські породи, стічні води хімічних і металургійних виробництв, шахтні води, різні реагенти, що містять мідь, а також стічні води і поверхневий стік з сільськогосподарських угідь.

Марганець. Основним джерелом надходження марганцю у поверхневі води є залізомарганцеві руди та деякі мінерали, стічні води марганцевих збагачувальних фабрик, металургійних заводів, підприємств хімічної промисловості, шахтні води тощо. У природні води значна кількість марганцю потрапляє при відмиранні й розкладанні гідробіонтів, особливо синьо-зелених і діатомових водоростей, а також вищих водяних рослин. У природних водах вміст марганцю коливається від одиниць до десятків і навіть сотень мікрограмів в 1 літрі.

Нікель міститься у природних водах у мікрограмових дозах. Найважливішим джерелом забруднення нікелем є стічні води цехів нікелювання, збагачувальних фабрик. Великі викиди нікелю відбуваються при спаленні палива, таким шляхом щорічно в атмосферу потрапляє до 70 тис. т нікелю. Переважна частина нікелю переноситься річковими водами у завислому стані.

Кобальт. Завдяки меншій міграційній здатності і низькому вмісту у гірських породах кобальт у природних водах виявляється рідше, ніж нікель. Кобальт і його сполуки потрапляють у природні води при вилуговуванні мідно-колчеданових руд, екзогенних мінералів і порід, з ґрунтів при розкладанні організмів і рослин тощо. Особливо небезпечним джерелом надходження кобальту є стічні води металургійних, металообробних, нафтопереробних, хімічних виробництв.

Стронцій - лужноземельний елемент групи кальцію. Має низькі концентрації у природних водах, що пояснюється слабкою розчинністю Його сірчанокислих сполук, які вважаються основним джерелом надходження стронцію. У прісних водах концентрація Sr звичайно набагато менша, ніж 1 мг/л. Джерелом стронцію в природних водах є гірські породи, найбільшу кількість його містять гіпсоносні відклади. Інше, не менш важливе джерело надходження стронцію (радіоактивних ізотопів) у наш час антропогенне.

Синтетичні поверхнево-активні речовини, феноли та нафтопродукти

Синтетичні поверхнево-активні речовини (СПАР) - речовини, здатні адсорбуватися на поверхнях розподілу фаз і знижувати внаслідок цього їх поверхневу енергію (поверхневий натяг). У водні об'єкти СПАР потрапляють з побутовими та промисловими стічними водами. У поверхневих водах СПАР перебувають у розчиненому і сорбованому станах, а також у поверхневій плівці води. У слабозабруднених поверхневих водах концентрації СПАР коливаються в межах тисячних і сотих часток міліграма на літр. У зонах забруднення їх концентрації підвищуються до десятих часток міліграм на літр, поблизу джерела забруднення - кілька міліграм.

Потрапляючи у водойми, водотоки, СПАР впливають на їх фізико-біологічний стан, погіршуючи кисневий режим і органолептичні властивості - смак, запах тощо, і зберігаються там протягом тривалого часу, оскільки розкладаються повільно. Головними факторами зниження їх концентрації є процеси біохімічного окислення, сорбція завислими речовинами і донними відкладами.

Гранично допустима концентрація СПАР у воді питного водопостачання та культурно-побутового водокористування становить 0,5 мг/л, у воді водойм рибогосподарського використання - 0,1 мг/л.

Феноли. У природних умовах феноли утворюються в процесах метаболізму водних організмів, при біохімічному окисленні та трансформації органічних речовин. Вони є однією з найпоширеніших забруднюючих речовин, що надходять у природні води зі стічними водами нафтопереробних, лісохімічних, коксохімічних, лакофарбових, фармацевтичних та інших виробництв. Концентрація фенолів у стічних водах може перевищувати 10-20 г/л. У незабруднених або слабозабруднених річкових водах концентрації фенолів звичайно не перевищують 20 мкг/л. У забруднених водах вміст фенолів досягає десятків і навіть сотень мікрограм на літр.

Вміст фенолів обмежується в природних водах, які використовуються для водопостачання, риборозведення. Хлорування природних вод, в яких містяться феноли, при водоочищенні призводить до утворення хлорфенолів, які навіть при концентрації 1 мкг/л надають воді неприємного запаху і смаку. ГДК фенолів становлять 0,001 мг/л.

Нафтопродукти - суміші газоподібних, рідких і твердих вуглеводнів різних класів, які видобуваються з нафти і нафтових супутніх газів. Нафтопродукти належать до найпоширеніших і небезпечних речовин, які забруднюють природні води.

В момент потрапляння у воду основна маса нафтопродуктів зосереджена у плівці. З віддаленням від джерела забруднення проходить перерозподіл між основними формами міграції, направлений у бік підвищення частки розчинних, емульгованих, сорбованих сполук і відповідного зменшення їх вмісту в плівці.

Вміст нафтопродуктів у річкових, озерних, морських, підземних водах і атмосферних опадах, звичайно, становить соті або десяті частки міліграма в 1 літрі. У незабруднених нафтопродуктами водних об'єктах концентрація природних вуглеводнів коливається у річкових й озерних водах - від. 0,01 до 0,20 мг/л, іноді досягаючи 1,0-1,5 мг/л. Характер розподілу нафтопродуктів і природних вуглеводнів по акваторії водного об'єкту непостійний. Найчастіше забруднюються прибережні зони. Підвищені концентрації спостерігаються у поверхневому і придонному шарах, іноді на окремих ділянках всередині водної товщі [18, 97].

Органічні сполуки неприродного походження забруднювачі природних вод. Cинтетичні органічні хімічні речовини у багатьох випадках стають причиною токсичності сполук природного походження. На жаль, речовини природного походження не часто перевіряються на токсичність за тими ж критеріями, що і синтетичні сполуки. Під час перевірки на канцерогенність невеликої кількості природних органічних сполук біля половини їх проявили себе як речовини з генно-мутаційною дією, тобто потенційними канцерогенами.

Діоксини складаються із двох груп речовин, які виникають при синтезі деяких хлорорганічних сполук, якщо вони спалюються при відносно низьких температурах (<1000°С). У загальних випадках під діоксинами розуміють перш за все поліхлоровані дибензо-діоксини (ПХДБ) та поліхлоровані дибензофурани, (ПХДФ).

Різні види діоксинів мають різну токсичність. Для розрізнення діоксинів використовується еквівалент токсичності (ЕТ). Кожен із діоксинів має свій фактор токсичності (ФТ). Найбільше значення ФТ надано найтоксичнішій речовині 2,3,7,8-тетрахлордібензо-(р)-діоксину (2,3,7,8-ТХБД). Воно дорівнює 1. Значення ФТ для інших сполук коливається від 0 до 1 (для моно-, ді- та трихлоровмісних сполук).

Пестициди - це хімічні препарати, синтезовані сполуки, які використовуються у сільському господарстві для захисту рослин від хвороб і шкідників з метою збереження урожаю сільськогосподарських культур.

Водноекологічні аспекти використання пестицидів потребують тривалого і детального дослідження. Відомо, що сьогодні застосовується понад 300 пестицидів. Контролювати таку кількість речовин у воді не здатна жодна з країн світу. Для більшості з цих речовин не існує токсикологічно обгрунтованих ГДК.

Значну небезпеку для поверхневих та ґрунтових вод становлять пестициди, які вносяться в кількостях від 1 до 10 кг/га, добре розчиняються у воді (>10-50 мг/л) і дуже повільно розкладаються. До таких пестицидів належать триазинові деривати (атразин, симазин, тербутилазин), феноксикарбонові кислоти та їх похідні (бентазон, бромазил, гексазинон).

В останні роки у воді річок, озер та водосховищ знаходять багато різноманітних пестицидів, які попали у воду внаслідок їх застосування у сільському та лісовому господарстві. їх можна розділити на дві групи:

а) такі, що мають високу імовірність виявлення у пробах води (атразин, симазин, тербутилазин, хлортолурон, діурон, ізопротурон);

б) такі, що імовірне виявлення лише в окремих пробах (бентазон, 2,40, мекопроп, метазахлор, метрібузин).

Таким чином, в річці відбувається постійна зміна як загальної концентрації розчинених речовин, так і співвідношення між окремими з них. Також з течією відбувається переміщення розчинених у воді мінеральних та органічних речовин, нерідко разом з гідробіонтами. Уся ця рідка, тверда, розчинена і біологічна маса безперервно зміщується по руслу, аж до гирла річки, іноді на цьому шляху частина транспортованих речовин залишається у заплаві, переходить у підземні водоносні горизонти і рухається по них, або виділяється при випаровуванні в атмосферу.

1.3 Джерела та шляхи надходження забруднюючих речовин до малих річок

Відомий американський еколог Рамад у своїй книзі "Основи прикладної екології", характеризуючи забруднення, вказує на те, що забрудненням є небажані для людини зміни в оточуючому середовищі, які виникають під впливом людської діяльності і прямо, або опосередковано міняють розподіл енергії, що надходить до екосистеми. Це в свою чергу змінює фізико-хімічні властивості оточуючого середовища, а через це і умови, в яких існують живі організми. Аналізуючи цю думку стосовно забруднення малих річок, попробуємо розібратись не тільки в термінах, що характеризують забруднення, а і з джерелами та механізмами цього процесу.

Забруднення гідросфери має дві складові. Одна є наслідком нераціонального, екстенсивного, нерідко без чітко визначеної потреби надмірного використання природних ресурсів людиною. А інша формується безпосередньо у водоймах на основі системи природних процесів, пов'язаних з синтезом та розпадом органічної речовини. Тому забруднення річок поділяють відповідно на антропогенне та біологічне.

В основі біологічного забруднення річок лежить природне збільшення біомаси гідробіонтів, переважно вищих водних рослин, з наступним їх відмиранням та розпадом. Також біологічним забрудненням є органічні речовини, що утворюються в лісах, на полях та луках і тим чи іншим чином потрапляють до річок. Тому розрізняють органічну речовину автохтонного походження і алохтонного. Органічна речовина автохтонного походження - це та, яка утворюється у самій річці, алохтонного походження - та органічна речовина, що надходить до річки з площі її водозбору, у т.ч. і антропогенного походження.

Використання площі водозбору малих річок проходить з різною інтенсивністю, є різнонаправленим, в основі його людська діяльність, яка в абсолютній більшості дає деяку кількість побічних, непотрібних людині продуктів. Останні і складають основу всіх забруднень, що формує людство. Забруднення річок, які виникають в результаті людської діяльності, дістали назву антропогенних. Таким чином, антропогенні забруднення малих річок тісно пов'язані з господарською діяльністю людини.

Не усі стічні води з огляду на їх різний хімічний склад можуть суттєво змінити якість води в річці. Разом з тим малі річки в найбільшій мірі зазнають впливу навіть незначних концентрацій забруднювача, що поступає із стічними водами. Це обумовлено тим, що стік малих річок в цілому незначний, їх самоочисні можливості невеликі, а сумарне забруднення, яке поступає з водозбору, співвимірне, а нерідко і значно перевищує трансформуючу здатність водної екосистеми.

Особливо небезпечний для малих річок є сільськогосподарський стік. В результаті сільськогосподарської діяльності в басейнах малих річок до їх русел разом з поверхневим стоком надходять завислі мінеральні частки і органічні речовини, агрохімікати (мінеральні добрива та пестициди). Згідно досліджень установлено, що в Україні щорічно змивається до русел річок та інших водних об'єктів в середньому близько 120 млн.т. грунту в якому міститься відповідно 0,24; 0,12 та 2,4 млн.т азоту, фосфору і калію. Із внесених добрив за різними джерелами з грунту вимиваються до 20% азоту, 2-5% фосфору та 10-70% калію. Вимивання пестицидів складає до 1% від внесеної кількості [18, 102].

Особливо значний негативний вплив на екосистеми малих річок мають стічні води тваринницьких комплексів. Вони, як правило, розміщуються поблизу малих річок і здебільшого ще і не мають очисних споруд. їх робота приводить до надмірного накопичення значних обсягів стічних вод на обмеженій території, очистка та обеззараження яких ускладнюється через високі концентрації в них органічних речовин.

Однією з небезпечних причин забруднення малих річок є водна ерозія, що розвивається на водозборі. Внаслідок ерозії в русла річок з природних і, особливо, освоєних людиною ландшафтів, полів змивається грунт, гумус, біогени та інші мінеральні й органічні речовини. При цьому, як було вже зазначено вище, змивається і частина внесених мінеральних добрив. Інтенсивність їх вимивання залежить від періоду року та способу внесення, рухливості сполук біогенів у ґрунті та інтенсивності розвитку ерозійних процесів. Найбільш рухливими є азотовмісні сполуки, а тому вони і вимиваються у найбільшій мірі. Азот знаходиться як у ґрунтовому розчині (в іонній формі), так і у зв'язаному стані. Амонійна форма азоту затримується головним чином вбірним комплексом грунту і лише незначна частина переходить до ґрунтового розчину. Нітрат-іони () азоту цілком переходять до ґрунтового розчину, а отже, з водним потоком, як поверхневим, так і підземним, можуть виноситься до річки. За даними багатьох спостережень найбільша кількість азотовмісних сполук надходить у водні об'єкти з поверхневим стоком у період повені.

Фосфор, що входить до складу мінеральних добрив, трансформується у слабо розчинні сполуки. У зв'язку з цим його вміст у ґрунтовому розчині дуже обмежений. У водні об'єкти басейнів річок і самі річки при ерозійному процесі сполуки фосфору вимиваються разом з частинками грунту у завислому стані.

В останні десятиріччя суттєво зістарілася та зносилася система очисних споруд у різних галузях народного господарства. Особливо гострою ця проблема є з очисними спорудами комунально-побутового стоку у невеликих містах, які, як правило, розміщені на малих річках. Саме тут проживає більшість населення України. Тому побутовий стік невеликих населених пунктів дає суттєву частину забруднень малих річок. Вирішення цієї проблеми потребує неабияких зусиль.

Як бачимо, внаслідок дії перерахованих і ще не згаданих факторів та джерел забруднення малих річок антропогенна складова забрудненого стоку з року в рік зростає, і це буде продовжуватись до тих пір, поки не будуть впроваджуватись заходи з її зниження.

Таким чином, вирішальним у створенні дискомфорту у басейнах малих річок нині є антропічні фактори. Ці фактори мають як пряму, так і опосередковану дію. Різноманіття джерел забруднень малих річок, різнобічне безсистемне використання їх стоку та природних ресурсів у їхніх басейнах, відсутність господарських та природоохоронних організацій, які б відповідали за охорону та підтримання цілісності річкових екосистем, значно ускладнює вирішення цього комплексу проблем. Одним з напрямків для виходу з цього кризового стану є залучення до охорони річок громадських природоохоронних організацій та активістів-природоохоронців, забезпечення їх роботи відповідними знаннями і конкретними настановами.

1.4 Вплив забруднень на екосистему річки

Вплив людської діяльності на екосистеми малих річок відбувається через зміну фізико-хімічних властивостей води в результаті додаткового надходження до річки біогенних елементів, токсичних речовин, мулистих часток тощо. Відповідь екосистеми на ці фактори можна знайти як у певних змінах параметрів екосистеми в цілому, так і зміні структури і характеру функціонування окремих її компонентів.

Першою, і чи не найбільш помітною ознакою впливу забруднень на стан річки є зміни в структурі біоценозу екосистеми. Структура біоценозу - це у першу чергу кількісний та якісний склад біологічних видів і кількість та біомаса особин окремих видів. Реакція на вплив забруднень проявляється, як у змінах видового складу гідробіонтів, що входили до складу біоценозу перед забрудненням річки, так і у змінах чисельності та біомаси окремих видів. При цьому порушення структури біоценозу проявляються у зникненні одних і появі інших видів. Зміна чисельності і біомаси видів характеризує відтворювальну функцію гідробіонтів, а це, як було сказано вище, напряму пов'язано з процесами продуктивності екосистеми, а отже, і процесами самоочищення та формування якості води в річці. Саме дослідження змін у продуктивності окремих складових біоценозів річки через оцінку їх загальної чисельності і біомаси, дозволяє з'ясувати здатність екосистеми річки протистояти надходженню нових забруднень.

Визначення крайніх меж дії того чи іншого фактору, як на окремі складові біоценозів, так і на екосистему в цілому є необхідним елементом у розробці заходів з управління екосистемою. Якісні та кількісні показники факторів у межах яких функціонує екосистема визначають максимальний та мінімальний їх вплив на екосистему. У зоні дії факторів, що розміщена між мінімумом і максимумом, екосистема знаходяться в стані, який характеризується відповідною продуктивністю, а ЇЇ компоненти з належною інтенсивністю функціонують, здійснюючи обмін речовин, але якісно не змінюючись. Поза межами даної зони дії фактору екосистеми річок значно змінюють не тільки структуру своїх біоценозів, але і направленість процесів функціонування (життєдіяльності). Це стає передумовою виникнення якісно нової екосистеми, якій властиві інша структура та інший характер та направлення процесів функціонування.

Прикладом такої зміни зони дії факторів, яка приводить до перебудови екосистем, є, наприклад, екологічно необгрунтоване спрямлення русел річок, облицювання ("закріплення") берегів бетонними плитами, розорювання луків, вирубка заплавних чагарників, лісів тощо. Частіше всього в таких умовах виникають екосистеми зі спрощеною структурою (перш за все зменшується кількість видів) та процесами функціонування. Такі екосистеми не здатні забезпечити не тільки формування відповідної якості води в руслі річки, а і самі у зв'язку із зростанням їх продуктивності, стають причиною вторинного забруднення [18, 106].

Виявити такі річки під час обстеження можна не тільки візуально, але і за гідрохімічними та біологічними показниками.

Таким чином, суть антропогенного забруднення малих річок полягає у збільшенні маси алохтонних речовин, що надходять до русла річки з поверхневим стоком.

Компонентами останнього є токсичні речовини, завислі частки, наноси, іонний стік, стік органічних речовин та біогенних елементів, біологічний стік тощо. Якісні та кількісні показники, що характеризують окремі складові поверхневого стоку потрібні для визначення допустимого навантаження на конкретну річку з урахуванням особливостей її екосистеми. Сьогодні існує багато різних способів та методів регулювання величини окремих складових поверхневого стоку.

Для прикладу розглянемо біогенний стік. Ця складова поверхневого стоку дуже інтенсивно використовується зеленою рослинністю, як на площі водозбору, зокрема у заплаві, так і в самій річці. На відміну від забруднень хімічної природи біогени включаються до так званого біотичного кругообігу і частково, поглинаються донними відкладами, де можуть накопичуватися, захороняючись на досить довгий період життя річки.

Для кожної складової антропогенного стоку існують свої методи зниження його пресу на екосистему річки. Усі компоненти екосистеми річки пов'язані між собою біотичними зв'язками. В їх основі лежить обмін речовин та енергії. Разом з тим, вони залежать і від абіотичних факторів - субстрату, (морфометричних, гідрофізичних, гідрологічних), які в значній мірі визначають характер розвитку біоти в річці. В цілому, у річці існує певний кругообіг речовини у т.ч. з участю в ньому антропогенного стоку. Надходження до річок органічної речовини, біогенів пестицидів, солей важких металів і забруднювачів іншої природи відповідним чином впливає на життєдіяльність гідробіонтів. В результаті забруднення, зменшується видовий склад іхтіофауни, фітопланктону (замість діатомових, які властиві для більшості фітоценозів малих річок, значного розвитку досягають синьозелені). Це приводить до погіршення умов розвитку зоопланктону і зообентосу, як кормової бази гідробіонтів, а звідси і біологічного різноманіття популяцій ссавців та птахів. Крім цього погіршуються рекреаційні можливості річок. Тому, слід пам'ятати, що в екосистемі річки, як і в інших цілісно-системних природних утвореннях, усі складові екосистеми функціонально пов'язані одна з одною. Зникнення окремого виду обов'язково приводить до зникнення інших, тісно пов'язаних з ним видів гідробіонтів, а звідси змінюються і функціональні особливості екосистеми в цілому. На такому етапі знаходяться майже всі екосистеми малих річок України. Їх деградація наблизилась до тої межі, за якою відбуваються глибокі порушення в структурі та функціонуванні гідробіоценозів, а через це і катастрофічне зниження самоочисної здатності річки.

Особливо це стосується каналізованих річок екосистеми, які уже зазнали значного порушення. В них відсутні заплави з луками, ліси вирубані, відсутні природні біофільтри поверхневого стоку з площі водозбору. Стан таких річок свідчить, що потрібно говорити уже не про стимулювання процесів самоочищення, а про повне їх відновлення.