Аналіз гідрохімічних показників річки Стрижень

Аналіз гідрохімічних показників річки Стрижень

Оцінка якості води за гігрофітами може мати лише допоміжне значення, оскільки загальний аналіз повинен брати до уваги населення водойми і ступінь кількісного розвитку видів, що складають біоценози в цілому.

На розвиток водної рослинності сильно впливає коливання рівня води протягом вегетаційного періоду. Індикаторами зниження рівня води є види широкого екологічного діапазону (Butomus umbellatus, Glyceria Tluitans, Sparganium erektum, Typha latifolia). Різкі зниження рівня води індукує Cilyceria Tluitans. Індикаторами постійності рівня води звичайно є види роду Urtikularia, а підняття рівня води – Menyantnes trisolia, Naumburgia thysiflora. Зовнішнім проявом реакції видів на посилення коливання рівня води до певних меж слід вважати їх масову появу в даних місцях, а також проходження повного життєвого циклу.

Індикаторами забруднення води важкими металами виступають Potamogeton perfoliatus і Potamogeton obtusitolius (залізо), Gliceria maxima (плюмбум); азотистими сполуками - Lecuna gibba, Meniophilum verticilatum; хлором - Gliceria maxima; індикаторами підвищення мінералізації води є Myriophilum spicatum, Sagittaria sagittifolia, підвищений вміст кальцію у воді і донних відкладеннях - Nymphoides peltata, Potamogeton crispus. Ці та деякі інші види в умовах забруднення води характеризується високою концентрації хімічних сполук і елементів у воді вегетують більш тривалий час, ніж інші.

Індикаторами евтрофування водойм, що відбувається під впливом антропогенних факторів, є Butomus umbellatus, Typha lafisolia ділянок, що не зазнають антропогенного впливу, - Ceratophyllum submersum;водойм з відносно чистою водою - Gliceria plekata, Potamogeton alpinus.

Гігрофіти слугують індикаторами акумулятивно – ерозійних процесів, що проходять в прибережній смузі водойм (Cuperus clifsorneis, Sagittaria platyphilla, Vallisneria spiralis). Вони індукують ділянки майбутнього обміління (Batrachium, Scirpus littoralis) і формування мулових відкладень (Alisma gramineum , Alisma plantago - aguatica), а також початкової стадії заростання водойм (Hydrocharis morsus–ranae, Polygonum amfibium). Є індикаторами процесів заболочення, які особливо характерні для водойм антропогенного евтрофорування і зниження рівня води (Carex panikulata, Egilisetum fluviatile, Hippuris vulgaris) [11].

Під само очищенням розуміють весь комплекс взаємозв’язку фізичних хімічних та біологічних процесів, в результаті діяльності яких якість води повертається до першочасткового стану [10].

Велику роль в процесах самоочищення забруднених вод відіграють вищі водні рослини, які розвиваються у великих кількостях на озерах і водосховищах, мілких річках, ставках.

За даними Кабанова (1958, 1961) зарості рослин можуть слугувати бар’єром при попаданні в водойму розсіяних забруднюючих речовин, а також пригнічують сапрофітну мікрофлору. Наприклад, у елодеї ясно виражені антагоністичні властивості по відношенню до сапрофітних бактерій, її розвиток може також прискорити відмирання дизентерійної палички у воді (Доливо – Добровільський, 1959).

Водні рослини часто грають значно більшу роль, ніж фітопланктон, в процесах фотосинтетичної реарегенерації (Вінберг, 1955).

Часто завислі частинки створюють значну каламутність води, що різко погіршує її санітарний стан та заважають очистці на водоочисних спорудах. Рослинність є бар’єром для завислих мінеральних та органічних сполук. При фільтрації води через зарослі напівводяних та занурених рослин її прозорість збільшується [3].

В заростях занурених рослин значно збільшується кількість розчиненого кисню, значно знижується кількість розчиненого кисню, значно знижується кількість сольового аміаку і наростає азот нітритів.

Вищі водні рослини та зообентос сприяють розвитку фітофільної фауни, яка також приймає участь у самоочищенні води та даних відкладень від органічних речовин, продуктів їх розпаду та бактерій.

Макрофіти використовують також у біологічному закріпленні берегів. Укріплення берегів за допомогою водних макролітів визнано найбільш надійним простим і екологічно вигідним заходом. В заростях макрофітів більшості прісноводних водойм відбувається нерест риб.

Але при використанні вищої водної рослинності можливостей і негативний вплив - при її відмиранні та розкладанні, вона стає джерелом вторинного забруднення. Є можливість заболочення водойми внаслідок розростання вищої водної рослинності. Тому необхідно своєчасно видалити їх з водойм.

Розділ 2. Основні гідрохімічні показники, їх характеристика

2.1 Температура

Молекулярна структура природної води характеризується взаємодією її простих молекул, внаслідок чого вона може бути у рідкому, твердому і газоподібному стані.

Для функціонування водних екосистем температурозалежні зміни фізико-хімічних властивостей води мають виняткове значення. Так, лід, який покриває водойми взимку, ізолює більш глибокі шари води від промерзання.

При різкому зниженні температури повітря замерзає лише поверхневий шар водойм, нижче якого температура води утримується на рівні плюсових значень. У той же час у неглибоких водоймах при сильних морозах може спостерігатись промерзання товщі води до самого дна. У таких випадках риби та інші водяні організми вмерзають у льодову товщу. Як правило, за таких умов відбувається їх масова загибель.

Але є випадки, коли такі риби, як карась, після нетривалого вмерзання і наступного розморожування залишаються живими. Це відбувається завдяки тому, що навколо тіла риб утворюється невеликий шар води з підвищеною концентрацією солей. За таких умов необхідна нижча температура для замерзання води. Що ж до забезпечення таких риб киснем, то в умовах різкого зниження метаболізму його мінімальні концентрації у воді дають змогу рибам перебувати певний час у стані анабіозу. Виживають також деякі безхребетні тварини планктону і бентосу, що утворюють біоценоз льоду — пагон.

При весняному підвищенні температури і таненні льоду після досягнення температури 4 °С вода з верхніх шарів як більш важка опускається на дно, а придонні шари піднімаються на поверхню. Внаслідок такої вертикальної циркуляції відбувається більш швидке прогрівання всієї товщі води, в тому числі і нижніх шарів, що позитивно впливає на перебіг біологічних процесів.

Для водних екосистем характерним є повільне охолодження і нагрівання води, чому сприяє надзвичайно висока теплоємність води. Це зумовлено витрачанням певної частини теплової енергії на розрив водневих зв'язків у асоційованих молекулах. При значному підвищенні температури повітря вода хоч і стає більш теплою, але її температура ніколи не зрівнюється з атмосферною внаслідок високої теплоти пароутворення. Так, питома теплота пароутворення (випаровування) при температурі 0 і 100 °С становить відповідно 2,5106 і 2,26106 Дж/кг. У спекотні дні зростає інтенсивність випаровування води, а відповідно і віддача тепла, що запобігає її перегріванню. І навпаки, при зниженні температури нижче 0°С і утворенні льоду вивільняється значна кількість тепла (373 Дж/кг), тому вода охолоджується повільно. Питома теплота плавлення льоду — 333 000 Дж/кг, його питома теплоємність при нормальному тиску і 0 °С дорівнює 2 120 Дж/кг*°С), а молекулярна теплопровідність при 0°С — 2,24 Дж/кг*°С. Для снігу цей показник становить 1,8, а для води — 0,6 Дж/кг*°С.

Завдяки високій теплоємності води діапазон коливань температури водного середовища, в якому мешкають гідробіонти, рідко коли перевищує 30—35 °С. У порівнянні з гідробіонтами наземні організми змушені пристосовуватись до значно більшого діапазону коливань температури навколишнього середовища.

Для визначення температури використовують водний ртутний термометр зі шкалою від 0 до 30-35°С з мітками 0,1-0,2°С. Коли для відбору проб користуються батометром, тоді температуру вімірюють термометром, який вмонтованa у батометр. Показання термометру знімають зразу після того, як витягнули батометр з води. Батометр витримують на заданій глибині не менше 3-5 хв. Температуру міряють з точнітю до 0,1 °С.

Якщо для проб використовують батометр без термометра, то температуру води на глибині 2-3 м міряють за допомогою термометра з чашечкою (рис. 1). Це водний термометр, вмонтований в металеву оправу з металевою чашкою знизу. У чашці знаходиться кінець термометру (резервуар зі ртуттю), туди крізь просвірлені зверху отвори втікає вода. Термометр з чашкою прикріплюють до розміченої палки і опускають на потрібну глибину, витримують там біля 5 хв. і швидко піднімають на поверхню. Можливо приблизно визначити температуру, коли опустити термометр у бутиль з водою, яка відбиралась з потрібної глибини. Для вимірювання температури самого верхнього шару води можна опустити термометр у ведро з водою, яка узята з поверхні.

Рис. 1. Термометр з чашечкою.

2.2 Запах

Запах та смак води допомагає виявити сторонні забруднення. Навіть дуже незначні концентрації фенолу дають воді гострий запах карболової кислоти. Поганий запах води, який викликається сірководнем або особливими продуктами розкладу білкових речовин - меркаптанами (у яких кисень заміщенa сіркою) може вказувати на забруднення води фекальними скидами.

Визначення запаху досліджуваної води.

Бутиль, заповнену досліджуваною водою (на 3/4), щільно закривають, сильно перемішують, зразу відкривають і нюхають. Слабкий запах можна відчути при нагріванні. Досліджувану воду наливають у колбу, закривають Скляною пластинкою і нагрівають до 50°С (не більше). Потім піднімають пластинку та нюхають воду.

Для визначення смаку особливих вказівок не треба. Інтенсивність запаху та смаку можна характеризувати словами: без запаху та смаку, слабкий, помітний, сильний, дуже сильний. При цьому вказують, який саме запах має вода: невизначений, болотний, затхлий, гнилостний, сірководневий і т.п.

2.3 Прозорість води

Прозорість води змінюється в залежності від сезону, кількості завислих частинок, глибини водойм та багатьох інших причин. У нестратифікованих водоймах прозорість води знижується у придонному шарі внаслідок зростання каламутності, яка пов'язана з порушенням донних ґрунтів, у стратифікованих найбільша прозорість води спостерігається у гіполімніоні, а найменша — у зоні максимального розвитку фітопланктону. Знижується прозорість води в зоні термоклину за рахунок більш високої її щільності та затримки детриту.

Прозорість води змінюється в залежності від кількості зважених в ній часток мінерального або органічного походження. Улітку, в період «цвітіння» водоймища, прозорість може дуже сильно знизитись, дякуючи великій кількості водоростей, які знаходяться у товщі води. Під час зимівлі, коли риба знаходиться у малорухомому стані, взмучені речовини мінерального походження можуть значно погіршити умови дихання і викликати збуджений стан у риби. Сильно каламутять воду стічні води крахмало-паточних і низки інших заводів. У цьому випадку зниження прозорості служить одним з показників забруднення водоймища зовні.

У Дніпрі та його водосховищах найбільша прозорість води спостерігається взимку, а найменша — під час весняної повені. Так, у Київському водосховищі в зимовий період вона становить 1,5—2,1 м, а в Каховському — 2,4—3,7 м.

Сонячна радіація проникає у воду лише на певну глибину. Основна її частина поглинається верхніми шарами води. Як уже відзначалось, при проходженні через атмосферу до поверхні Землі досягає сонячна енергія, яка дорівнює 150 Вт/м2. При проникненні у воду значна частина цієї енергії поглинається уже у верхніх шарах води. Так, при прозорості 0,7 м і висоті Сонця 12° поглинається однометровим шаром води близько 92 % енергії, при прозорості 1,2 м і висоті Сонця 39° — до 76 %, а при прозорості 1,6 і висоті Сонця 58° — до 46 %.

Негативно впливають на проникнення сонячної радіації у товщу води зарості вищих водяних рослин. Так, у порівнянні з відкритими акваторіями на поверхню води з рогозом широколистим (50—60 % заростевого покриття) надходить 40 %, а з очеретом звичайним (90—95 % заростевого покриття) — тільки 25 % сонячної радіації. Ще менше надходить сонячної енергії в товщу води. Наприклад, на глибині 0,3 м у заростях лепешняку плаваючого із заростевим покриттям 90 % надходить 15 %, а при покритті 60 % — 80 % сонячної енергії. Поглинання у верхніх шарах води значної частини сонячної радіації різко обмежує поширення у товщі води фотосинтезуючих рослин. Вони можуть розвиватись на відносно невеликій глибині у континентальних водоймах, морях і океанах.

Верхній шар води, в якому є достатня кількість світла для синтезу рослинами органічної речовини з використанням сонячної енергії, називається фотичним, нижній шар, куди не надходить сонячна енергія, — афотичним. Зона проникнення світла, в якій інтенсивність фотосинтезу перевищує інтенсивність дихання рослин, має назву евфотичної зони. її нижня межа, де фотосинтез урівноважує інтенсивність дихання, називається компенсаційним горизонтом.

У воді найінтенсивніше поглинаються довгі хвилі сонячної радіації, які енергетично найбільш близькі до відповідних параметрів фотобіологічних процесів. Випромінювання, що проникає крізь товщу прісних і морських вод, зосереджене переважно в блакитній частині спектру і має довжину хвиль 475 – 480 нм. У процесі фотобіологічних реакцій енергія сонячної радіації поглинається дискретними частинками, які називаються фотонами, або квантами. Фотосинтез у бактерій протікає у спектральному діапазоні 400 - 900 нм, вищих зелених рослин — 400 - 700 нм, водоростей — 400 - 550 нм. Якщо хвилі коротші від 300 нм, порушується молекулярна структура білків і нуклеїнових кислот, і відповідно — нормальне функціонування живих систем. Ось чому несуть загрозу біосфері скорочення і розриви озонового шару, який затримує проникнення на Землю саме таких квантів сонячного випромінювання.

При прозорості води найінтенсивніше процес фотосинтезу протікає на глибинах відповідно до 1,5 і 6, 3 м, де величина фотосинтетичної активної радіації не падає нижче 0,17 - 0,22 Дж/см2, оскільки для максимальної інтенсивності фотосинтезу необхідно саме така величина сонячної радіації.

Сонячна радіація відіграє виключно важливу роль у функціонуванні водних екосистем. З нею пов'язана поведінка і розселення гідробіонтів у біотопах. Серед них є організми, які інтенсивно розвиваються у верхніх шарах води, куди надходить найбільше сонячної енергії. Це переважно автотрофні організми: водорості, фотосинтетичні бактерії, вищі водяні рослини. У процесі фотосинтезу вони запасають велику кількість енергії у вигляді первинно продукованої органічної речовини (первинної продукції), яку потім використовують організми інших трофічних рівнів.

Інші процеси, які протікають за участю сонячної енергії, не пов'язані безпосередньо з перетворенням сонячного світла в енергію хімічних сполук. Світло може виступати як інформативний фактор, що керує поведінкою водяних рослин і тварин. Наприклад, фотоперіодичні реакції рослин, які синхронізують етапи репродуктивного циклу рослин, здійснюються за допомогою пігменту фітохрому [25].

У водяних тварин репродуктивні цикли теж пов'язані з фотоперіодичними реакціями, опосередкованими через пігментні системи. Такі реакції водяних організмів, як фототаксис та фототропізм, залежать від освітлення водойм.

Прозорість визначається безпосередньо на водоймищі за допомогою гладкого металевого диску, обов'язково білого кольору. Диск для вимірювання прозорості має по краям отвори, за допомогою яких його прикріплюють до тросу, який розмічений кольоровими лоскутами через кожні 10 см. Диск опускають у воду до тих пір, поки він не зникне з поля зору та піднімають, поки він знову стане помітним. Середня величина зникнення диску при зануренні і глибини появи його при підніманні і буде умовною величиною прозорості води, яку виражають у сантиметрах.

Каламутність визначається на глаз і характеризується якісно ( незначна, значна, осад при відстоюванні і т. д.) [30].

2.4 Кольоровість води

Кольоровість прісних вод визначається в умовних одиницях - градусах платиново-кобальтової шкали. Кольоровість води, яка перевищує 30°, береться як висока.

Колір природних вод залежить від забарвлення розчинених у ній речовин, завислих частинок та мікроорганізмів, що населяють водну товщу. Він зумовлений поєднанням властивостей водного середовища, берегів водойми та метеорологічними факторами. На колір води впливають завислі речовини автохтонного (внутрішньоводоймного) та алохтонного (надходять ззовні) походження [27].

Власний колір води (блакитний) виявляється лише у воді деяких чистих гірських озер. Цей колір залежить від вибіркового поглинання променів сонячного спектру: найперше у воді затухають найдовші світові хвилі (червоної частини спектру), а останніми — короткі хвилі його синьої частини. Сонячне світло, проходячи через воду, втрачає червоні промені, поступово перетворюючись з білого в синє.

Природні води можуть мати зелене, жовте, буре і навіть чорне забарвлення, що зумовлено переважно наявністю гумінових речовин.

Крім того, колір води часто змінюється внаслідок масового розвитку певних планктонних організмів («цвітіння»). Це так зване вегетаційне забарвлення. Зокрема, при «цвітінні» синьо-зеленими водоростями вода набуває відповідного кольору, а при їх розкладі — навіть темно-синього внаслідок виділення пігментів фікоціану і фікобілінів. Зелені водорості забарвлюють воду в зелений колір, діатомові надають їй жовтуватого відтінку, дуналіела солоноводна (Dunaliella salina), червона евглена (Euglena rubra) і примнезій маленький (Primnesium parvum) — червоного кольору.

Кольоровість прісних вод визначається порівнянням досліджуваного зразку зі стандартними розчинами, виготовленими з хлорплатинату калію (К2РtСl6) та хлористого кобальту (СоСl2*6Н2О). Можна також приготувати стандарт з К2Сr2О7 та хлористого кобальту. Зважують на аналітичних вагах 0,0872 г К2Сr2О7 і 2 г хлористого кобальту, розчиняють реактиви у невеликій кількості дистильованої води в мірній літровій колбі, додають 1 мл концентрованої сірчаної кислоти (H2SO4) та доводять дистильованою водою до 1 л. Кольоровість цього розчину дорівнює 500°. Стандарти для порівняння готують розведенням вихідного розчину дистильованою водою, 1 л якої вміщує 1 мл концентрованої сірчаної кислоти.

У випадку неможливості приготування повної шкали стандартів, кольоровість визначають у парних колориметричних циліндрах однакового діаметру з нефарбованого скла, поділених на мілілітри (від 1 до 100) і забезпечених знизу скляними кранами. В один з таких циліндрів наливають (до мітки) досліджувану воду, у інший - стандартний розчин, кольоровість якого не дуже відрізняється від кольоровості досліджуваної води (такий стандарт отримують розчиненням у 5, 10, 20 або 50 разів вихідного розчину в 500°). Дивлячись зверху униз (крізь увесь шар рідини) на білому фоні, зливають інтенсивніше зафарбовану рідину до тих пір, поки колір рідини в обох циліндрах не буде однаковим. Висота столбу рідини обернено пропорційна інтенсивності її зафарбування. Тому кольоровість досліджуваної води розраховують за формулою:

Кольоровість висота столба стандарту (мл)*кольоровість стандарту (градуси) (градуси) висота столба досліджуваної води (мл)

2.5 Вміст хімічних речовин

Під густиною розуміють масу одиничного об'єму води в кілограмах на 1 м3 — (кг/м3). Вона залежить від температури, наявності розчинних солей, а також від атмосферного тиску та вищерозташованих мас води.

Найбільша густина хімічно чистої води, яка практично не має розчинених солей, при температурі 3,98°С дорівнює 1 г/см3. Із зниженням температури до 0°С, коли вода ще не перетворилась у лід, її щільність становить 998,87 кг/м3. При переході у стан льоду вона відразу зменшується до 916,7 кг/м3. Падає густина і при підвищенні температури води вище 4°С. При досягненні 30°С вона становить 995,67 кг/м3.

Збільшення густини води з підвищенням температури пояснюється зближенням молекул при таненні льоду, внаслідок чого зникають міжмолекулярні порожнини. Подальше зростання температури призводить до розходження молекул Н2О, внаслідок чого густина води стає меншою від одиниці. Зміна густини води при різних температурах характеризується такими показниками:

На густину води впливає, крім температури, також кількість розчинених солей. Із зростанням мінералізації дещо підвищується і густину води. Але між температурою, мінералізацією і густина води немає лінійної залежності. Тобто, густина води зменшується в меншій мірі, ніж це можна було чекати від ступеню зростання температури води і її мінералізації. Така властивість води обумовлює виключно важливу її роль у забезпеченні стійкості водних екосистем та підтриманні якості води. Наприклад, при змішуванні вод різної температури і мінералізації утворюється змішана вода, яка має дещо більшу густину, ніж кожна з них окремо. Так, при надходженні морської солоної води в Дніпровсько-Бузький лиман, де вона змішується з прісною, спостерігається ущільнення річкової води, що і обумовлює її зосередження переважно у придонних шарах. Перехідна зона між окремими масами води, які мають різну температуру і солоність і в якій спостерігається ущільнення вод, називається гідрологічним фронтом. Така зона може виявлятись на межі між прісними і солоними водами у гирлах річок (естуарний фронт), які впадають у море.

Подібні явища спостерігаються у Чорному морі біля берегів Криму як наслідок підйому глибинних більш холодних вод на поверхню під час згону вітром вод поверхневого шару. Таке явище отримало назву апвелінг [27].

Завдяки таким процесам відбувається міграція біогенних елементів з донних відкладень у фотичний шар води (шар води, в якому достатня кількість світла для синтезу рослинами органічної речовини з використанням сонячної енергії) і, як наслідок, активізація продукційної діяльності фітопланктону, зростання біомаси як фіто-, так і зоопланктону. Фактор густини води відіграє дуже важливу роль у житті пелагічних організмів. Найбільші коливання густини води спостерігаються в місцях гідрофронтів в екотонних екосистемах, розташованих на межі змішування морських солоних і прісних вод, що надходять з річковим стоком.

На відміну від морських вод з однотипним сольовим складом, прісні води різних ландшафтних зон за складом головних іонів суттєво відрізняються.

Згідно з класифікацією О.О. Альокіна [27], природні води поділяють за сольовим складом на три класи: гідрокарбонатні (С), сульфатні (S) і хлоридні (СІ). Кожен клас за переважаючими макрокомпонентами розбивається на три групи: кальцієву, магнієву та натрієву, а кожна група, в свою чергу, за кількісним співвідношенням іонів поділяється на чотири типи (І, II, III, IV).

Води типу І утворюються або в процесі хімічного видужування вивержених порід, або при обмінних процесах Са2+ та Mg2+ на Na+. Ці води найчастіше маломінералізовані.

Води типу II — змішані. Склад їх може бути пов'язаним генетично як з осадовими породами, так і з продуктами вивітрювання вивержених порід. До цього типу належать води більшості річок, озер та підземні води малої та помірної мінералізації.

Води типу III включають деяку частину сильно мінералізованих вод або вод, що зазнали катіонного обміну Na+ на Са2+ або Mg2+. До цього типу належать води океанів, морів, лиманів, реліктових водойм та багато інших сильно мінералізованих вод.

До типу IV, для якого характерним є відсутність НСО3-, належать кислі води. Це води боліт, шахтні, вулканічні води або води, що сильно забруднені промисловими стоками.

Характеристики вод позначаються так: клас — хімічним символом відповідного аніону (С, S, СІ), група — символом катіону (Са, Na, Mg). Приналежність до типу позначається римською цифрою в нижньому індексі, до групи — символом у верхньому індексі. Наприклад, СIICa — гідрокарбонатний клас, група кальцію, тип II; CIIIMg — хлоридний клас, група магнію, тип III і т. д. Класифікація якості поверхневих вод суші та естуаріїв за критеріями іонного складу наведена таблиці 2.1.

Таблиця 2.1

Класифікація якості поверхневих вод суші та естуаріїв за критеріями іонного складу

Загальна характеристика поверхневих вод суші за сольовим складом здійснюється на підставі таких основних показників, як загальна мінералізація, співвідношення іонів та вміст хлоридів і сульфатів.

На більшій частині Європейського континенту води річок мають невелику або середню мінералізацією і належать переважно до гідрокарбонатного класу, кальцієвої групи. Для степових і напівпустельних зон більш характерною є підвищена мінералізація вод сульфатного класу. В Європі такі річки займають лише 3 - 4 % площ усіх річкових басейнів. Ще менше річкових басейнів, води яких відносять до хлоридного класу натрієвої групи. Як правило, такі води характеризуються високою мінералізацією.

На території України річкові води належать переважно до карбонатного класу. Основними іонами сольового складу води Дніпра та його водосховищ є гідрокарбонати та Са2+, тобто вода належить до гідрокарбонатного класу групи кальцію другого типу (СIICa).

Мінералізація і вміст окремих іонів у воді певного водного об'єкта залежить від сезону року. У пік весняної повені мінералізація води в річках знижується внаслідок надходження снігових вод. Після закінчення весняної повені вміст солей знову підвищується. Особливо таке зростання солоності води стає відчутним у літню межень та взимку, коли в річці збільшується роль живлення ґрунтовими водами.

Формування сольового складу зарегульованих річкових систем визначається не тільки складом води, яка надходить із водозбірної площі, а й характером внутрішньоводоймних процесів. При багаторічному регулюванні стоку мінералізація води може підвищуватись лише до певного рівня, тобто до встановлення сольової рівноваги. Сезонні коливання мінералізації та іонного складу води великих водосховищ обумовлюються, головним чином, притоком річкових вод, а при каскадному їх розташуванні — надходженням води з вищерозташованих водосховищ та незарегульованих ділянок річки.

Для невеликих водосховищ у формуванні іонного складу води важливу роль відіграє також змив розчинених солей із прибережних схилів, надходження ґрунтових вод та атмосферних опадів, випаровування, відбирання води на господарські потреби.

2.6 Кислотність

Активна реакція води визначається концентрацією вільних іонів водню (Н+). рН=7 - рідина має нейтральну активну реакцію, рН більше 7 характеризує лужну реакцію, рН менше 7 - кислу реакцію води. Слаболужною називають реакцію води, яка відповідає значенням рН від 7 до 8, слабокислою - рН від 6 до 7. Хоча багато риб та водних безхребетних легко переносять широкі коливання рН, але для рибоводних ставків найбільш сприятлива рН від нейтральної до слаболужної (7-8). Кисла реакція водоймищ є одним з факторів, які викликають бідність їх населення. Кисла реакція середовища шкідливо впливає на дихання та обмін речовин риб, а це призводить до неповного засвоєння живлення, порушення азотистого (білкового) обміну, що призводить до уповільнення росту. У кислому середовищі змінюється і склад крові риб. Нейтральна та слаболужна реакція притаманна більшості найбільш продуктивних водойм. При такій реакції води внесення штучних добрив у ставки дає найбільший ефект. Слаболужна реакція особливо сприяє розкладенню гумусових речовин.

Розділ 3. Аналіз динаміки гідрохімічних показників р. Стрижень за 2006 – 2008 роки

Нагальною на сьогоднішній день залишається проблема очистки стічних вод, особливо підприємств комунальної сфери у зв’язку зі зношеністю та фізичною застарілістю комплексів очисних споруд. За результатами інструментально-лабораторного контролю із 36 перевірених комплексів очисних споруд області – на 17-ти зафіксовано скид недостатньо-очищених стічних вод, що спричиняє негативний вплив на водойми.

Щорічно спостерігається поступове погіршення гідрохімічного стану малих річок, які, в основному, приймають стічні води підприємств області. Для вирішення цієї проблеми необхідним є реконструкція існуючих та будівництво ряду нових сучасних комплексів очистки господарсько-побутових та зливових вод [8].

Питання стану оздоровлення р.Стрижень, особливо у межах м.Чернігів, на сьогоднішній день є дуже актуальним. Річка знаходиться в незадовільному гідрологічному, гідробіологічному та санітарному стані, особливо на ділянках, де індивідуальна забудова досить щільно прилягає до річки, а також замулена, на окремих ділянках заросла високою водною рослинністю, що викликає обґрунтовані скарги мешканців міста.

Причиною незадовільного стану р.Стрижень є також значне захаращення берегів та водного дзеркала річки сміттям та господарсько-побутовими відходами, а також випадки самовільного будівництва у межах прибережних захисних смуг, розташування об’єктів господарської діяльності, житлової забудови, розорювання земельних ділянок в межах водоохоронних зон та прибережних захисних смуг [8, 37].

Стан окремих факторів природного середовища та направленість процесів, що в ньому відбуваються, обумовлюють загальну екологічну обстановку в басейні р. Стрижень, яка у теперішній час в цілому незадовільна.

Таблиця 3.1

Основні гідрохімічні та бактеріологічні характеристики якості води р. Стрижень на час обстеження (2006-2008 р. )

Наведені в таблицях показники в переважній своїй більшості перебувають поза межами допустимих значень, а саме: рівень мінералізації води в р.Стрижень має завищені показники, особливо у 2008 році, спостерігається зростання біогенних компонентів (NH4+, NO2–, NO3–) у воді, також простежується зниження рівня деяких компонентів (залізо загальне, кремній, фосфати, фосфор загальний), рівень органічних, газових показників, водневий показник та витрати води зростає, що було зумовлено антропогенним навантаженням та недостатньою якістю проведення екологічних заходів щодо покращення стану води в р.Стрижень.

На рис. 3.1. представлена динаміка мінералізації та головні іони води р. Стрижень

Рис. 3.1. Мінералізація та головні іони

Середньорічні та сезонні значення основних гідрохімічних і бактеріологічних характеристик якості води р. Стрижень наведені в таблиці 3.2.

Перевищення гранично-допустимих концентрацій шкідливих речовин у поверхневих водах на час обстеження (2006-2008 р.) наведені в таблиці 3.3.

Таблиця 3.2

Середньорічні та сезонні значення основних гідрохімічних і бактеріологічних характеристик якості води р. Стрижень

За результатами таблиці 3.2. середньорічні та сезонні значення основних гідрохімічних і бактеріологічних характеристик якості води р. Стрижень. Найбільше навантаження за всіма показниками припадає на гирло р.Стрижень. Простежується зростання деяких показників, а саме азоту нітритного з 0,025 мг/дм3 до 0,45 мг/дм3, завислих речовин з 11,6 мг/дм3 до 20,6 мг/дм3, фосфат-іонів з 0,60 мг/дм3 до 0,67 мг/дм3, хлорид-іонів з 32,1 мг/дм3 до 33,0 мг/дм3, кремнію з 6,2 мг/дм3 до 7,4 мг/дм3, перманганатна окисність з 7,2 мг/дм3 до 8,7 мг/дм3. А також простежується зниження рівня навантаження на р. Стрижень за показниками магній-іонів з 30,0 мг/дм3 до 18,8 мг/дм3, твердості з 6,1 мг-екв/дм3 до 4,7 мг-екв/дм3, біогенних компонентів, заліза загального з 0,43 мг/дм3 до 0,24 мг/дм3, азоту нітратного з 3,94 мг/дм3 до 1,02 мг/дм3.

Рис. 3.2. Мінералізація та головні іони в гирлі р.Стрижень

Таблиця 3.3.

Перевищення гранично-допустимих концентрацій шкідливих речовин у поверхневих водах за час дослідження (2006-2008 р.)

Як видно з таблиці 3.3. перевищення ГДК показників шкідливих речовин у поверхневих водах спостерігається, але тільки за деякими показниками. Особливо значне зростання рівня перевищення ГДК спостерігається для нафтопродуктів та фенолів. Причиною даного зростання є зростання скидання стоків з дорожньо-транспортного покриття, зростання кількості автотранспорту, неефективність очистки скидуваних стоків промислового виробництва.

Лімітуючі показники шкідливості наведені в таблиці 3.4.

Таблиця 3.4

Лімітуючі показники шкідливості

Висновки

Значна кількість забруднюючих токсичних речовин потрапляють у водні екосистеми м. Чернігова зі стічними водами. Початок погіршенню екологічного стану поклали вирубка лісів у басейні, меліоративні роботи в заплаві верхньої ділянки річки на початку XX століття (що призвело до заростання очеретом і зникнення природних озер Рудка, Савкове, Купнисте, Очеретяне, скиди стічних вод підприємств та зливових стоків з урбанізованих територій, розорювання заплави.

Результати аналізу гідрохімічних показників свідчать, що р. Стрижень на сучасному етапі деградує, засмічується, замулюється і, як наслідок, зникає як природний елемент ландшафту.

В останні роки (2006-2008 рр.) дійсно погіршився гідрохімічний стан р.Стрижень, що пов’язано із значним постійним антропогенним впливом міста. Щорічно в літній та осінній періоди, внаслідок скиду великої кількості забруднених зливових вод в річку, фіксується зниження розчиненого кисню до критичного рівня, що спричиняє загибель водних живих організмів.

Зупинити процес деградації р. Стрижень, її екосистем, можливо лише впровадженням комплексу заходів, направлених, з одного боку, на зниження антропогенного тиску на річкові та заплавні екосистеми, і з другого – на відтворення природних властивостей русла, заплави і природних систем живлення річки.

Гідрохімічні показники за даними проведеного аналізу мають перевищення норми за показниками вмісту фенолів, нафтопродуктів, карбонатів та сульфатів. За 2006 р. величина перевищення ГДК спостерігається за біохромною окиснюваністю у 27 разів, нафтопродуктами – у 33 рази. Найвищий рівень показника фенолів – 19 разів. За 2007 рік значне перевищення величини ГДК в фенолів 119 разів, БПК5 – 97, біохромна окиснюваність - 40 разів, нафтопродукти – 490 разів. Найвища показники перевищення ГДК припадають на 2008 рік: феноли - 189 разів, біохромна окиснюваність - 33 рази, нафтопродукти – 433 разів, БПК5 – 83 рази.

Список використаних джерел

1.                 Білявський Г.О. та інші. Основи екологічних знань. - К.: Либідь, 2004. – 408 с.

2.                 Бойчук Ю.Д., Солошенко Е.М., Бугай О.В. Екологія і охорона навколишнього середовища. – Суми, 2002. – 284 с.

3.                 Вищі спорові судинні рослини Чернігівщини. / За ред. Ю.О.Карпенка. – Чернігів, 2005. – 86 с.

4.                 Гейнріх Д., Гергт М. Екологія. – К.: Знання-Прес, 2001. – 287 с.

5.                 Дедю И.И. Экологический энциклопедический словарь. – К.: Гл. ред. МСЭ, 1987. – 258 с.

6.                 Дивосвіт природи Чернігівщини: навчальний посібник для вчителів. / За ред Ю.О.Карпенка. - Чернігів, 2001. – 186 с.

7.                 Джигирей В.С. Екологія та охорона навколишнього природного середовища: Навч.посібник. – К.: Т-во „Знання”, КОО, 2004. – 309 с.

8.                 Доповідь про стан навколишнього природного середовища в Чернігівській області за 2008 рік. – Чернігів, 2009. – 186 с.

9.                 Екологія і закон: Екологічне законодавство України. Книга 1. /За ред. В.І.Андрейцева. – К.: Юрінком Інтер, 1997. – 704 с.

10.            Екологія і закон: Екологічне законодавство України. Книга 2. /За ред. В.І.Андрейцева. – К.: Юрінком Інтер, 1997. – 576 с.

11.            Загальна гідрологія. /За ред. С.М. Лисогора. – К.: Фітосоціоцентр, 2000. – 264 с.

12.            Законодавство України про екологію. – К.: КНТ, 2004. – 440 с.

13.            Заповідна справа в Україні на межі тисячоліть (сучасний стан, проблеми і стратегія розвитку): матеріали всеукраїнської конференції. / За ред. М.П.Стеценко та ін. – Канів, 1999. – 224 с.

14.            Заповедники Украины и Молдавии. / Под общ. ред. В.Е.Соколова, Е.Е. Сыроечковского. – М.: Мысль, 1987. – 271 с.

15.            Збереження і невиснажливе використання біорізноманіття України: стан та перспективи. / За ред. Ю.Р.Шелег-Сосонко. – К.: Хімужест, 2003. – 248 с.

16.            Зелені скарби Чернігівщини. Колектив авторів. – Чернігів, 2004. - 84 с.

17.            Зеленая книга Украинской ССР. / Под общ. ред. Ю.Р.Шелег-Сосонко. – К.: Наук. думка, 1987. – 458 с.

18.            Злобін Ю.А., Кочубей Н.В. Загальна екологія: Навч.посібник. – суми: ВТД «Університетська книга», 2003. – 416 с.

19.            Карпенко Ю.О. та інші. Дивосвіт природи Чернігівщини: Кн. 2. Луків сіверських різнотрав`я. Світ імлистих боліт і водойм: Навч. посібн. – Чернігів, 2001. – 170 с.

20.            Карпенко Ю.О. та інші. Дивосвіт природи Чернігівщини: Кн. 3. Раритети мальовничої Чернігівщини. Живий світ поряд з людиною: Навч. посібн. – Чернігів, 2001. – 163 с.

21.            Ковтун О.М. Законодавство України про довкілля: Посібник. – К.: Прецедент, 2005. – 144 с.

22.            Кокин К.А. Экология высших водных растений. – М.: Изд-во МГУ, 1982. – 204 с.

23.            Крисаченко В.С. Екологічна культура. – К.: Заповіт, 1996. – 352 с.

24.            Кузьмичев А.И. Гидрофильная флора юго-запада Русской равнины и ее генезис. – СПб.: Гидрометеоиздат, 1992. – 215 с.

25.            Лаптев О.О. Екологія рослин з основами біоценології. – К.: Фітосоціоцентр, 2001. – 144 с.

26.            Левина Ф.Я. Болота Черноговского Полесья. // Бот. журнал СССР, ХХІІ, 1937. - № 1.

27.            Макрофиты – индикаторы изменений природной среды./ Дублена Д.В., Гейне С., Гроудова З. И др.. – К.: Наукова думка, 1993. – 435 с.

28.            Мулярчук С.О. Рослинність Чернігівщини. – К.: Вища школа, 1970. – 132 с.

29.            Мусієнко М.М., Серебряков В.В., Брайон О.В. Екологія. Охорона природи: Словник-довідник. – К.: Т-во Знання, КОО, 2002. – 550 с.

30.            Мусієнко М.М., Ольгович О.П. Методи дослідження вищих водних рослин. Навч.посібник до лабораторних занять з фізіології водних рослин. – К.: Фітосоціоцентр, 2005. – 300 с.

31.            Определиетль высших растений Украины. / Доброчаева Д.Н., Котов М.И., Прокудин Ю.Н. и др. – К.: Наукова думка, 1987. – 548 с.

32.            Парчук Г.В. Проблема дифтрофирования водоемов. // Гидробиологический журнал. – 1994. - № 3. – С. 30.

33.            Паспорт р.Стрижень. – Чернігів, 2008. – 86 с.

34.            Природоресурсове право України: Навч.посібник / За ред. І.І.Каракаша. – К.: Істина, 2005. – 376 с.

35.            Рычин Ю.В. Флора гигрофитов. – М.: Сов. наука, 1948. – 260 с.

36.            Романенко В.Д. Основи гідроекології: Підручник. – К.: Обереги, 2001. – 728 с.

37.            Семенихіна К.А. Водна рослинність р. Десни та водойми її заплави в межах УРСР // Укр. бот. журнал. – 1982. - № 2. – С. 39.

38.            Семенихіна К.А. Нові місцезнаходження рідкісних видів в заплавних водоймах річки Десни // Укр. бот. журнал. – 1979. - № 3. – С. 36.

39.            Управління водно-болотними угіддями міжнародного значення. / За ред. В.А.Костушин. – К.: Національний екологічний центр України, 2005. – 194 с.

40.            Фіторізноманіття Українського Полісся та його охорона. / Під заг. ред. Т.Л.Андрієнко. – К.: Фітосоціоцентр, 2006. – 316 с.

41.            Чернігівщина: Енциклопедичний довідник. / За ред. А.В.Кудрицького. – К.: Українська енциклопедія ім. М.П.Бажана, 1990. – 125 с.

42.            Чорна Г.А. Рослини наших водойм (Атлас-довідник). – К.: Фітосоціоцентр, 2001. – 134 с.

43.            Чорна Г.А. Флора водойм і боліт Лісостепу України. Судинні рослини. – К.: Фітосоціоцентр, 2006. – 184 с.

Страницы: 1, 2