CC BY
65
BicHUK ,fl,mnponeTpoBCBKoro ymBepcrneTy. Bionoria, eKonoria. Visnik Dnipropetrovs'kogo universitetu. Seria Biologia, ekologia Visnyk of Dnepropetrovsk University. Biology, ecology.
Visn. Dnipropetr. Univ. Ser. Biol. Ekol. 2016. 24(1), 173-181.
doi:10.15421/011621
ISSN 2310-0842 print ISSN 2312-301X online
www.ecology.dp.ua
УДК 504.453.054(477.84)
Важк метали у малих р1чках Терноп1льщини з р1зним р1внем антроп1чного навантаження
О.1. Прокопчук, В.В. Грубшко
Тернотльський нацюнальний педагогiчний ynieepcumem iMeni Володимира Гнатюка, Тернотль, Украхна
Проаналгзовано динамжу вмсту та особливосп мираци важких металш (Zn, Mn, Fe, Co, Ni, Pb) у вода малих р1чок Тернопшь-щини. Концентрация кобальту не перевищуе гранично допустимого рiвня, тодi як вмст шших металш перевищуе норму вщ 2 до 14 рибогосподарсько! ГДК. Найбагатш1 поверхневi води Тернопiльщини на сполуки феруму та мангану, у першу чергу це пов'язано з лгголопчним складом порщ басейнiв дослщжуваних р1чок. Перевищення концентрацш Mn i Fe у вод р1чок зумовлене також наявтстю цих елементiв в абютичних складових долин, зокрема, у мтснях рудопроявiв феруму та мангану, алювальних вщкладах, оглеених Грунтах i3 закисними сполуками металiв, а також вимиванням елементiв i3 прських порщ, Грунту та люово! щдстилки. Шдвищений умст дослщжуваних металiв у водоймах спричинений природними факторами (протжання р1чки в мтснях залягання руд i вимивання остантх, реакця Грунтового розчину, потрапляння металiв у водойми з тдземним стоком), антропо-генними (спчт води промислових тдприемств, сiльськогосподарськi змиви, згоряння палива, скидання ТПВ) та гщронтчними факторами власне пдроекосистеми (споживання та вивiльнення металу пдробюнтами, рН водного середовища, надходження ме-талу 1з донних вiдкладiв, вивiльнення металш з1 складу оргатчних комплексних сполук, метилювання неоргатчних сполук металш). Здшснено порiвняльний анал1з ступеня забруднення води малих р1чок Тернопiльщини важкими металами. Найзабрудненша р1чка за вмстом бюгенних та небюгенних важких металш - Золота Липа, а найчистша - р. Стрипа, що дозволяе рекомендувати використовувати склад И води як референтний показник для регюнально! оц1нки еколопчного стану поверхневих вод.
Ключом слова: пдроекосистема; важк метали; вода; гранично допустима концентрация
Heavy metals in the small rivers of Ternopil region under different types of anthropogenic pressure
O. Prokopchuk, V. Hrubinko
Ternopil National Pedagogical University named after Volodymyr Gnatyuk, Ternopil, Ukraine
The dynamic of content and peculiarities of migration of heavy metals in small rivers of Ternopil region were analyzed (Zn, Mn, Fe, Co, Ni, Pb). It was determined that cobalt does not exceed maximum permissible levels, whereas the content of other metals exceed these levels at rates from 2 to 42 times the emission limit set by the fishing industry. The waters of Ternopil region are the richest in the compounds of iron and manganese by virtue of the lithological content of the researched water basins. The excess in Mn and Fe concentration in river water is caused by occurrence of these elements in abiotic components of river valleys, particularly in areas with iron and manganese, alluvial deposits, clay soils with ferrous metal compounds and leaching of elements from rock, soil and forest litter. As our research showed, increased metal content in water basins is caused by natural factors (river running through areas with ore and where leaching of ore occurs it, reaction of interstitial water, metals appearing in ground water run-off), anthropogenic (waste waters of industrial plants, agricultural outwash, fuel combustion) and hydrochemical factors of the hydroecosystem itself (consumption and releasing of metals by hydrobionts, aquatic habitat pH, metals coming in from ground sediments, metals released from complexes with organic compounds, methylation of non-organic metal compounds). A comparative analysis of the pollution levels of Ternopil region water basins by heavy metals was completed. It was determined that the river most heavily contaminated by the content of nutrients and non-biogenic HM is the Zolota Lypa and the cleanest is the River Strypa, which allows us to recommend the use of water composition as a reference indicator in assessing the ecological state of the region's surface waters.
Keywords: hydroecosystem; heavy metals; water; emission limit
ТернопЛьський нацональний педагоггчний yuieepcumem ¡мет Володимира Гнатюка, вул. М. Кривоноса, 2, Тернотль, 46027, Украгна Volodymyr Hnatyuk Ternopil National Pedagogical University, Kryvonosa Str., 2, Ternopil, 46027, Ukraine Tel. +38-035-43-59-01. E-mail: olenka13pro@mail.ru, v.grubinko@gmail.com
Вступ
Яшстъ води - обмежний фактор водокористування на тл р1зкого зростання попиту на прюну воду загалом (Myslyva and Kot, 2011). Особливо в останш роки як1стъ природного середовища попршують важк1 метали (ВМ), що вважаютъся найнебезпечтшими для бюти у зв'язку з токсичтстю та здатшстю накопичуватися в ïx оргатз-мах (Brygadyrenko and Ivanyshyn, 2014, 2015; Nasrabadi, 2015; Tsvetkova et al., 2016). Вони належать до класу консервативних забруднювалъних речовин, що не вико-ристовуються та не розкладаються у процеа мираци троф1чними ланцюгами, володють мутагенною та токсичною д1ею, значно знижують штенсивтсть перебпу бюх1м1чних процеав у водних оргашзм1в (Malik et al., 2014; Hu et al., 2014; Abubakar et al., 2015). Деяш з них токсичт навпъ за дуже низьких концентрац1й (Niu et al., 2015), а таю важлив1 м1кроелементи як Fe, Cu i Zn за високих концентрац1й також можуть бути бюлопчно небезпечними (Manoj et al., 2012).
Важк метали можуть потрапляти у водойми з р1зних джерел (Fatieiev and Pashchenko, 2003; Kulbachko et al., 2011), однак серед уах видшяють два основт шляхи 1х надходження: природний i антропогенний (Nzeve et al., 2015). Метали - природт складов1 водного середовища. Деяш з них, наприклад Fe, Mn, Zn, Co, Mo, завжди присутш в низьких концентращях у водному середовища Природа джерела можуть включати ерозш рудопрояв1в, перенесення металовмюного пилу впром, люов1 пожеж тощо (Naveedullah et al., 2014). До антро-погенних джерел, основа яких - процеси шдустр1ал1заци та урбашзацп, належать згоряння палива, видобування корисних копалин, вихлопш гази транспорту, скидання твердих побутових ввдхода (ТПВ), застосування ВМ у склад1 добрив i пестицида, рекреащя тощо (Reza and Singh, 2010; Malassa et al., 2013; Bichi and Bello, 2013; Nazir et al., 2015; Song et al., 2015; Orubite et al., 2015).
Акумулювання ВМ у водоймах залежить ввд геоло-пчно! структури порвд, типу водойми, iï пдролопчного режиму, сезонних коливань ф1зико-х1мчних показник1в води та активносп бютичних складових пдроекосистеми (Mur and Ramamurti, 1987; Kholopov, 2003). Вони просо-чуються у тдземт води, рухаючись уздовж водних шлях1в, i, в юнцевому результат^ проникають у водоносш горизонти або змиваються стоком у поверхнев1 води, унаслвдок чого забруднюеться як вода, так i прибережт грунги (Duruibe et al., 2007). Довод часто ВМ можуть надходити у питт води (Wogu and Okaka, 2011). Вщомо (Opp et al., 2015), що ВМ сорбуються завислими речови-нами та, оодаючи у бентат, можуть накопичуватися про-тягом десятк1в рок1в. При цьому основним шляхом за-бруднення стае комплексоутворення меташв 1з гумусо-вими речовинами (Stanko, 2012).
Мониторинг ВМ, вивчення процеав ik накопичення та мцраци, виявлення фактор1в, якими щ процеси визна-чаються, - одт з важливих питань як для ощнки безпеки навколишнього середовища, так i для здоров'я людей (Kar et al., 2008). Регюнальне забруднення малих р1чок важкими металами спричинюе попршення якосп води у середтх i великих р1чках, що створюе серйозну небез-пеку для здоров'я населення (Snizhko, 2001).
З огляду на зазначене, мета дослДдження - здДйснити порДвняльний аналДз ступеня забруднення води малих рДчок ТернопДльщини важкими металами залежно вдд рДвня антропогенного навантаження на екосистеми.
Матерiал i методи досл1джень
Об'ект дослДдження - природа води малих рДчок Терношльсько! обласп. Терношльщина належить до Во-лино-Поддльського артезДанського басейну. Середня густота рДчково! сДтки - 0,48 км/км2. В обласп нараховуеться понад 2 400 рДчок i потДчюв, переважна бДльшДсть Дз яких належить до категори найменших (довжина до 25 км) (Svynko, 2007). У басейнах лiвих приток Днiстра перева-жають iони НСО3- - 260 мг/дм3 та Са2+ - 70 мг/дм3. Мен-ше S042- - 21,0 мг/дм3, Na+ +K+ -12 мг/дм3, Cl- -10 мг/дм3, Mg2+ - 10 мг/дм3. Води Терношльщини мають добру якДсть та рiзко виражений пдрокарбонатний склад. Правда, за останнД роки зафДксовано тенденцДю до пдвищення концентрацй' бiогенних компонентДв за раху-нок азоту та фосфору, що е наслДдком господарсько! ддяльносп людини (Syvyi and Tsaiyk, 2011). Значна густота рДчково! сДтки, маловоднДсть, низька захишенiсть пДд-земних горизонтДв унаслддок домДнування у щдстилкових породах вапняк1в, крейди, гiпсiв - причини недостатньо! захишеностi водних ресурсДв вдд забруднення (Tsaryk, 1993). ГоловнД забруднювачД водойм обласп - пддпри-емства харчово! промисловост1 (цукровi заводи, молоко-заводи, м'ясокомбшати, спиртзаводи, концентрато-дрДжд-жовий комбiнат), комунально-побутовi стоки та стоки тваринних ферм, змив iз сДльськогосподарських угДдь (Tsaryk, 1993; Syvyi and Tsaryk, 2011).
Для проведення дослДдження на територй' Терношльсько! областД умовно видДлено чотири типи територДй, що вiдрiзняються рiвнем антропогенного навантаження: рекреацДйна - РТ (49°13'46" N, 26°11'55" E), аграрна - АТ (49°01'55" N, 25°22'56" E), урбанДзована - УТ (49°29'15" N, 25°34'51" E) та техногенно трансформована - ТТ (49°24'35" N, 24°57'09" E) територй. До рекреацДйно! територй' вДднесено Гусятинський район iз рiчкою Збруч у межах природного заповедника «Медобори». Як аграрну територДю обрано один iз найрозоранДших районДв обласп - Бучацький, який характеризуеться активним веденням землеробства та тваринництва. На данДй територй' дослДджували рiчку Стрипу. До урбанДзовано! територй' включено м. ТернопДль iз рiчкою Серет, а до техногенно трансформовано! - Бережанський район, який характеризуеться значним розвитком промисловостД та тран-спортно! мереж1, з рiчкою Золота Липа (рис. 1). Виокрем-лення вищеназваних територДй здДйснене згДдно з еколого-географiчним районуванням ТернопДльсько! областД, роз-робленим на основi впливу господарсько! ддяльносп людини на навколишне середовище (Yankovska, 2003).
Проаналiзовано 512 проб води з рдчок Терношльщини, ввдбраних упродовж травня - вересня 2014 року. Зразки води ввдбирали по рдзних створах Тернопiльськоl обласп вддповддно до рдвня антропогенного навантаження територи. Методику вибору мдсць вщбору проб викладе-но в (Lure, 1973; Leite and Lure, 1975; Antypchuk and Kireeva, 2005). Проби води вддбирали дз середини рдчки з поверхневого горизонту водойм Дз глибини 0,5-0,7 м за
дoпoмoгoю плacтикoвиx пpoбoвiдбipникiв oб'eмoм 1 дм3. Boдy фiльтpyвaли чepeз мeмбpaнний фиш^ iз дiaмeтpoм пop 0,45 мкм, кoнцeнтpyвaли дo 10 pasiß i визначали вмicт BM мeтoдoм aтoмнo-aбcopбцiйнoï cпeктpoфoтoмeIpiï на cпeктpoфoтомeIpi С-115 М1, С-600 за вiдпoвiдниx дoв-жин xвиль, щo вiдпoвiдaли мaкcимyмy шглинання шж-нoгo з дocлiджyвaниx металпв згiднo зi cтaндapтними мe-
тодиками (Novikov et al., 1990). Bmcr метал1Б виpaжaли в мг/дм3 дocлiджyвaниx зpaзкiБ. OIpимaнi дат зicтaБляли зпдю з гpaничнo дoпycтимими кoнцeнтpaцiями дocлiджyвaниx мeтaлiБ: ГДК(Zn)pибгocп. = 0,01 мг/дм3, ГДК(Mn)pибгocп. = 0,01 мг/дм3, T^CFe^ro^. = 0,1 мг/дм3, ГДК(Pb)pибгocп. = 0,01 мг/дм3, ^(Co^ocn = 0,05 мг/дм3, Гдесм^и. = 0,01 мг/дм3.
Рис. 1. KapTOexeMa дослвдмих тeритoрiй Teрнoпiльськoï oблaстi з рпним piiiioi aнтрoпoгeннoгo нaвaнтaжeння:
1 - peкpeaцiйнa тepитopiя (PT), 2 - aipaprn тepитopiя (AT), 3 - ypбaнiзoвaнa тepитopiя (yT), 4 - тexнoгeннo нaвaнтaжeнa тepитopiя (TT)
Cтaтиcтичнy oбpoбкy oдepжaниx eкcпepимeнтaльниx дaниx иpoвeдeнo iз зacтocyвaнням пакета иpиклaдниx пpoгpaм Statistica 6.0.
Peзультaти досл1ДЖСММЯ
Пopiвняння cepeдньoгo вмicтy BM та pH годи малм piчoк Tepнoпiльшини з piзним piБнeм aнтpoпoгeннoгo нaБaнтaжeння нaБeдeнo y таблиц! 1.
Цинк. У вoдoймax iз PT, AT i TT вмют цинку зpo-став iз тpaБня дo cepпня та падав у вepecнi. На УГ кoнцeнтpaцiя eлeмeнтa знижyвaлacя з травня дo чepвня, зpocтaлa у cepпнi та знoв падала у вepecнi. На PT у тpaБнi та чepвнi вмicт eлeмeнтa був вiднocнo низьким
(0,009 мг/дм ), а в наступи мicяцi нeзнaчнo зpic, щo, пepeвишилo нopмy ГДКpибгocи. у 1,4 та 1,3 paßa вадговадго. На AT, пoдiбнo як на PT, вмют металу у вec-нянo-лiтнi мicяцi був низьким, зpic у cepпнi та вepecнi -0,016 та 0,015 мг/дм3 ввдшввдто, щo пepeвишилo шказ-ники ГДК^гош. у 1,6 та 1,5 paзa. У ßoдoймi на TT вмют цинку пepeвишив пoкaзники ГДКpибгocи. у чepвнi в 1,2 paßa, у cepпнi - у 2,7 paßa та у вepecнi - в 1,2 paßa. На УT вмют Zn у тpaБнi пepeвишив шказник ГДКpибгocи. в 1,2 paaa, у ceprai - у 2,7 paaa та у вepecнi - в 1,3 paaa.
Мaмгaм. Для вoдoйм iз PT i УT xapaкгepнe пocтyпoвe зpoстaння вмiстy мангану з травня дo вepecня, а для AT та TT - знижeння. На вcix тepитopiяx пpocлiдкyвaли значш пepeвишeння нopми ГДКpИбг0CИ.. На PT кoнцeнгpaцiя eлe-мeнгa збiльшилacя з 0,098 у тpaвнi дo 0,428 мг/дм3 у
верест, що перевищило допустимi концентрацц у 3,3 та 14,0 раза вщповщно. На УТ у травнi вмст мангану не пе-ревищував ГДКрибгосп., а в наступнi три мсяц - перевищив у 2,6, 4,1 та 6,1 раза. Щодо вмсту Мп у рiчковiй водi
Ферум. У рiчках iз РТ та УТ спостериали поступове збiльшення вмсту феруму до вересня (0,884 на РТ та 0,371 мг/дм3 на УТ), що перевищило ГДКрибгосп. у 8,8 та 3,7 раза вщповщно. На АТ зафшсували зниження вмюту металу з травня до серпня та незначне пщвищення у верест, однак найбiльшим було перевищення ГДКрибгосп. у травнi - у 5,6 раза. У водоймi на ТТ вмст феруму рiзко знизився з травня до червня, значно зрю у серпнi та знову знизився у вереснi. Найвищим було перевищення ГДКрибгосп. у травн - у 9,2 раза.
Плюмбум. У водойм з РТ прослщкували зниження вмюту плюмбуму з травня до червня та зростання до вересня. На АТ вщшчаемо зменшення вмiсту плюмбуму з травня до серпня та зростання у вересш. У водоймi з ТТ зафшсували максимальний вмют металу у травнi (0,119 мг/дм3), що перевищило ГДКрибгосп. у 1,2 раза, мЫмальш показники - у серпш та пщвищення - у вересш. На УТ спостериали зростання концентрацп елемента з травня до червня, мшмум - у серпш та зростання - у вересш.
Кобальт. Динамша вмсту кобальту у вода рiчок iз РТ та АТ характеризувалася пщвищенням його вмюту iз травня до червня, незначним зменшенням у серпнi та пщвищенням у вереснi. На ТТ зафшсували зростання
аграрно! територи спостерпгали максимальне перевищення у червн (4,2 раза), а мiнiмальне - у верест (2,5 раза). У водойм з ТТ концентрация елемента перевищувала ГДКри6гос^ у травт (7,5 раза), а найменше - у верест (4,3 раза).
вмюту металу з травня до червня та зменшення до вересня. Для УТ характерне поступове пщвищення вмсту елемента з травня до вересня. На жоднш iз дослщжуваних територш не зафксували перевищення ГДКрибгосп..
Нiкель. У рiчках з АТ i ТТ спостерiгали незначне зростання вмюту нiкелю з травня до серпня та зменшення - у вересш. На РТ i УТ зафшсували зростання вмюту металу з травня до червня, зменшення - у серпш та незначне зростання - у верест. На вах територДях концентращя ткелю перевищувала ГДКрибгосп. вщ 1,1 (у серпш на РТ) до 3,7 раза (у серпш на АТ).
Обговорення результат1в дослщження
Цинк. За вмютом у поверхневих прюних водах серед мшроелеменпв вш посщае друге м1сце тсля мангану. Основн джерела надходження цинку у поверхневi прют води - процеси руйнування та розчинення прських порщ та мшерал1в, головним чином сфалериту 2п8, сульфщних комплекс1в Д залiзних руд. Значна кшькють цинку надхо-дить у результатi господарсько! даяльносп людини. Особливо високим вм1стом цього металу характеризуються спчт води рудозбагачувальних фабрик, гальванiчних цехiв багатьох пщприемств, виробництв пергаментного
Таблиця 1
Сезонш змши середн1х концентрац1й (мг/дм3) важких метатв 1 рН води у малих р1чках Терномтьщини з р1зним р1внсм антропогенного навантаження (М ± т; п = 4)
Показник Мсяць Середне значення показника та похибка
РТ АТ ТТ УТ
рН травень 8,14 ± 0,02 8,94 ± 0,02 8,27 ± 0,01 8,15 ± 0,06
червень 7,20 ± 0,03 9,18 ± 0,01 8,45 ± 0,12 7,61 ± 0,01
серпень 7,60 ± 0,07 6,96 ± 0,13 6,64 ± 0,05 6,94 ± 0,11
вересень 7,23 ± 0,11 8,12 ± 0,07 6,97 ± 0,13 7,37 ± 0,09
гп травень 0,009 ± 0,000 0,006 ± 0,002 0,009 ± 0,000 0,012 ± 0,002
червень 0,010 ± 0,001 0,008 ± 0,003 0,012 ± 0,002 0,006 ± 0,001
серпень 0,014 ± 0,004 0,016 ± 0,004 0,027 ± 0,001 0,027 ± 0,005
вересень 0,013 ± 0,001 0,016 ± 0,001 0,012 ± 0,000 0,013 ± 0,001
Мп травень 0,033 ± 0,003 0,041 ± 0,007 0,075 ± 0,004 0,003 ± 0,019
червень 0,085 ± 0,036 0,042 ± 0,052 0,055 ± 0,011 0,026 ± 0,006
серпень 0,092 ± 0,083 0,027 ± 0,008 0,063 ± 0,014 0,041 ± 0,017
вересень 0,140 ± 0,019 0,025 ± 0,011 0,043 ± 0,012 0,061 ± 0,016
Ее травень 0,783 ± 0,022 0,558 ± 0,039 0,922 ± 0,401 0,338 ± 0,056
червень 0,484 ± 0,093 0,406 ± 0,207 0,507 ± 0,072 0,223 ± 0,021
серпень 0,599 ± 0,314 0,246 ± 0,052 0,809 ± 0,020 0,332 ± 0,132
вересень 0,884 ± 0,067 0,294 ± 0,050 0,450 ± 0,047 0,371 ± 0,071
РЬ травень 0,055 ± 0,015 0,069 ± 0,015 0,119 ± 0,004 0,091 ± 0,027
червень 0,031 ± 0,001 0,063 ± 0,032 0,085 ± 0,068 0,105 ± 0,017
серпень 0,057 ± 0,006 0,049 ± 0,005 0,012 ± 0,016 0,027 ± 0,006
вересень 0,092 ± 0,013 0,069 ± 0,018 0,065 ± 0,047 0,053 ± 0,019
Со травень 0,008 ± 0,000 0,010 ± 0,002 0,012 ± 0,000 0,013 ± 0,003
червень 0,017 ± 0,002 0,023 ± 0,004 0,016 ± 0,003 0,017 ± 0,001
серпень 0,016 ± 0,004 0,013 ± 0,002 0,015 ± 0,002 0,019 ± 0,000
вересень 0,021 ± 0,002 0,027 ± 0,003 0,014 ± 0,003 0,02 ± 0,002
N1 травень 0,016 ± 0,004 0,019 ± 0,004 0,019 ± 0,002 0,024 ± 0,003
червень 0,034 ± 0,002 0,036 ± 0,002 0,029 ± 0,004 0,032 ± 0,005
серпень 0,012 ± 0,002 0,037 ± 0,004 0,026 ± 0,002 0,017 ± 0,000
вересень 0,022 ± 0,001 0,027 ± 0,002 0,019 ± 0,000 0,022 ± 0,002
пaпepy, мiнepaльниx фapб, штyчнoгo вoлoкнa tc^o (Linnik, 1986). Baжливe джepeлo цинку - шалювал^ дe-peвини та вiдxoдiв (Mur and Ramamurti, 1987). У пoвepx-нeвиx вoдax ocнoвнe мicцe у зв'язyвaннi цинку нaлeжить гyмycoвим peчoвинaм, як1 мicтягьcя у дoнниx вiдклaдax у виcoкиx кoнцeнIpaцiяx. Haйдетaльнышe вивчeнi гyмaтнi та фульватт кoмплeкcи цинку. M^icra кoмплeкciБ мe-талу з гyмycoвими peчoвинaми зaлeжить вщ киcлoтнocтi cepeдoвишa та зpocтae зi збiльшeнням pH. Haпpиклaд, ступшь зaкoмплeкcoвaнocтi цинку за pH = 6,5 cтaнoвить 2,2-8,3%, а за pH = 8,9 - 31,5-64,5% (Linnik, 1986).
цинк - бюгенний метал, мoжнa пepeдбaчити шго aктивнe зacвoeння фiтoгiдpoбioнгaми з настанням вeгетaцiйнoгo пepioдy, ocкiльки ioни цинку бepyть участь у ключoвиx pea^ÍHx фoтоcингeзy (Romanenko, 2001).
Змiнa вмюту цинку у вoдi piчoк PT, AT i TT xapaктepизyeтьcя пoдiбнoю динaмiкoю. У тpaБнi, у шк aктивнoï вeгетaцiï гiдpoбioнгiБ (у нaшoмy випадку фiтoплaнктoнy, фiтoбeнгocy та вишда вoдниx pocлин) та ïx активюму фoтocингeзi з пoглинaнням вyглeкиcлoти, в^увает^я тдлуговування годи. У зв'язку iз цим, кoнцeнгpaцiя цинку мiнiмaльнa для вoдoйм ycix дocлiджyвaниx тepитopiй. У чepвнi, у зв'язку з кл1матичними yмoвaми тepитopiй та гiдpoxiмiчними ocoбливoстями вoдoйм з AT i TT, piвeнь pH збiльшивcя, ШO зyмoвилo xoчa i нeвeликe, aлe шдвищeння вмiстy цинку. На PT кoнцeнгpaцiя eлeмeнтa тaкoж нeзнaчнo зpocлa. На УГ, пopiвнянo iз тpaБнeм, у чepвнi вмicт цинку значю знизивcя, шo мoжe бути cвiдчeнням peниx иpoцeciБ вeгeтaцiï фiтoгiдpoбioнгiБ у зв'язку з виcoкими (на 3,5 °С бiльшe, н1ж на TT) тeмпepaтypaми вoди. Ocнoвнi зaбpyднювaчi вoди цингом на УT -пpoмиcлoвi cтiчнi вoди м. Tepнomль. У дpyгiй пoлoвинi л1та за мaкcимaльнoï тeмпepaтypи вoди настае швий пepioд бypxливoгo poзвиткy фiтoплaнктoнy та доуге «цвтння» вoди, шo мaлo б викликати нacгyпнe знижeн-ня кoнцeнгpaцiï цинку у вoдi. Oднaк ми cпocтepiгaли звopoтнe явишe: пiдвищeння вмicгy eлeмeнтa у вoдoй-мax oблaстi. Цe, на нашу думку, пoв'язaнo з гiдpoxiмiчними ocoбливocтями дocлiджyвaниx piчoк, зoкpeмa, piБнeм pH вoди. У cepпнi на AT, TT i УГ вдд-нeвий шказник кoливaБCя у мeжax 6,64-6,96 мoль/л, шo мoжe cвiдчити пpo вивiльнeння цинку з кoмплeкciБ з opгaнiчними peчoвинaми та, ввдговвдго, збiльшeння дого кoнцeнIpaцiï у вoдi. На PT, шзважаючи на pH, якe дopiвнювaлo 7,6 мoль/л, вмicт цинку тагож зpic. У вepecнi кoнцeнгpaцiя eлeмeнгa впала, шo пoяcнюeмo активним cпoживaнням цинку иpoтягoм л1та вoднoю бютою та, пeвнoю мipoю, йoгo зaкoмплeкcoвaнiстю з гyмycoвими peчoвинaми.
MaHraa Cepeд вaжкиx метал1Б манган - oдин iз нaйиoшиpeнiшиx eлeмeнтiв у зeмнiй кopi, пociдae трете мicцe пиля фepyмy та титану. Biн нaлeжить дo бioлoгiчнo aктивниx eлeмeнгiв, бepe участь у иpoцecax фoтocингeзy, в pea^iHx фoтoлiзy вoди та виджния кдо-ню, peoкcидaцiï зал1за у шживюму poзчинi та клiтинi pocлин тoшo. Ocнoвнi джepeлa нaдxoжeння мангану у пoвepxнeвi вoди - зaлiзoмapгaнцeвi py№ та дeякi iншi мiнepaли, як1 мiстять манган, стiчнi вoди мapгaнцeвиx збaгaчyвaльниx фaбpик, мeтaлypгiйниx загадав, шдиpи-емств xiмiчнoï иpoмиcлoвoстi, шaxтнi вoди тoшo. Значна к1льк1сть мангану нaдxoдить у иpoцeci в^л^ання та
poзклaдaння гiдpoбioнгiБ, ocoбливo cиньo-зeлeниx та дiaтoмoвиx вoдopoстeй, а тaкoж вишда вoдниx pocлин. Кoмплeкcи мангану з гумушвими peчoвинaми нe дoстaт-шю стшю, пopiБнянo з мшнютю гyмaтниx aбo фyльвaтниx кoмплeкciБ iшшиx катюн1в метал1Б. Зв'язування Mn2+, як i iшшиx мстал1Б, у кoмплeкcи з фyльвoкиcлoтою зpoстae за шдвишeниx знaчeнь pH cepeдoвишa. У пoвepxшeвиx пpicниx вoдoймax yмiст мангану визнaчaeгьcя cy^moK» дieю фaктopiБ, тaкиx як oкиcнo-вiднoвнa cиIyaцiя у вoдoймi, pH cepeдoвищa, нaявнiсть кoмплeкcoyтвopю-вaльниx peчoвин, iнгeнcивнiсть иpoцeciБ aдcopбцiï на звaжeниx чaсткax тoшo. Як иpaБилo, манган здатний на-кoпичyвaтиcя у вддгому cepeдoвищi в ocнoвнoмy за pa-xyнoк знижeння Eh i pH; на вщмшу ввд iншиx мiкpoeлeмeнтiБ, для нюго xapaктepнi нeвиcoкi пoкaзники dy^ra зaкoмплeкcoвaшoстi. Здaтнiсть мангану дo orac-нeння та шиpoкo poзвинyтi ^ю^ст aдcopбцiï cиpияшгь йoгo нaкoпичeнню у дoнниx вiдклaдax. Пpoцecи oracre^ ня та вiднoвлeння piзниx cпoлyк мангану ж е cyTO фiзичними, cyrrera poль у ниx нaлeжить мiкpoopгaШзмaм (Linnik, 1986).
Знaчнe пepeвишeння ГДК^го^. мангану у пoвepxшe-виx вoдax Tepнoпiльшини (у 14 paзiБ), у пepшy чepгy, зyмoвлeнe нaявнiстю ^oro мсталу в нeзнaчнiй кiлькoстi в ycix rip^rax пopoдax (Syvyi and Tsaryk, 2011). Heзнaчнi pyдoиpoяви мapгaшцю вiдoмi cepeд в1дклад1в нeoгeнoвoгo вшу на Бepeжaшшинi (TT), шo мiстятьcя cepeд глинистo-мepгeльниx пopiд бaдeнcькoгo яpycy.
V Бepeжaшcькoмy paйoнi тaкoж poзвiдaшi зaиacи мepгe-лю, вапняк1в, щ^тови^в. У Бyчaцькoмy paйoнi (AT) за-лягають знaчнi пoклaди пicкoвикiв i вапняюв. Poдoвишa кБapцoвиx пicкiв зocepeджeнi в Tepнoпiльcькoмy paйoнi (УГ) (Tsaryk, 1993). O^rn того, чopнoзeми oпiдзoлeнi, як1 займають знaчнi плoшi на У1, у тиx мicцяx, дe Ipyнтoвi вoди залягають нeглибoкo, пiддaютьcя oглeeнню, внacлiдoк чoгo виникають тотемт peчoвини (зaкиcнi cпoлyки зaлiзa, мapгaшцю).
Heзнaчнi кoнцeнтpaцiï мангану у травт на PT, AT i
VI пoяcнюeмo зaлyжeнням вoди (pH = 8,14-8,94) у зв'язку з вeгетaцieк гiдpoбioнтiв. Bиcoкi кoнцeнгpaцiï eлeмeнтa cпoстepiгaли на TT, шo, на нашу думку, зyмoв-лeнo нaдxoджeнням мангану iз дoнниx вiдклaдiв. У чepвнi на PT, AT i TT cпoстepiгaлж зpoстaшня вмiстy eлeмeнтa, щo мoжe бути пoв'язaшo з нeзнaчним знижeнням pH cepe-дoвишa та пocилeнням мiгpaцiï мeтaлy iз дoнниx в!дклад1Б yнacлiдoк цьoгo. На TT у чepвнi cпoстepiгaли змeншeння вмюту eлeмeнтa у вoдi. У ceprai на PT, TT i У!1, пoдiбнo, як i в чepвнi, вмiст мангану зpoстaБ (знижeння pH дo 6,64 на TT). На AT, шзважаючи на низький шказник pH (6,96), вмют eлeмeнтa був низьким. У вepecнi на PT i У1 вмiст мангану зpic, шo зyмoвлeнo нaдxoджeнням eлeмeн-та у ^to^ci вiдмиpaшня та poзклaдaшня гiдpoбioнтiБ, ocoбливo cиньo-зeлeниx i дiaтoмoвиx вoдopoстeй, а тaкoж вишoï годго! pocлиннoстi. На AT i TT кoнцeнтpaцiя eлe-мeнтa впала, тому мoжшa иpииyстити, шo eлeмeнт акуму-лювaБCя у дoнниx вiдклaдax i пpибepeжшиx Ipyшгax, а пiдвишeння piвня pH иpиcкopилo цeй иpoцec.
Фсрум вiдiгpae нaдзвичaйшo важливу poль у житте-дiяльнoстi вoдниx opгaшiзмiБ i значюю мipoю зacвoю-eгьcя ними. Brn - важливий eлeмeнт для вoдopoстeй, ви-шиx вoдниx pocлин та iншиx иpeдстaБникiБ гiдpoбioнтiБ. Bиcoкий клapк зал1за у зeмнiй rapi (4,65%) зyмoвлюe
наявшсть цього металу як незамшного компонента у при-родних водах. До природних процеав, як1 зумовлюють надходження сполук феруму в поверхневi води, вщносять, перш за все, процеси хiмiчного вивiтрювaння прських порвд. Значна його юльюсть надходить у водой-ми з щдземним стоком, i3 виробничими та сшьсько-господарськими спчними водами. Як i для шших ВМ, зв'язування феруму в комплекси фульвокислотами сильшше, нiж i3 гумшовими кислотами. Нaйбiльшою стшюстю фульвaтнi комплекси дослвджуваного елемента характеризуються в кислому та слабокислому середови-щах. Багато дослвдникш вщмчають високу корелящю м1ж вмстом феруму та розчиненими оргaнiчними речо-винами для вод рiчок. Особливо це проявляеться у водах iз високим вмiстом гумусових речовин (Linnik, 1986). Вм1ст феруму у вода також залежить вщ характеру водоносного середовища. Зростанню вм1сту металу сприяють погaнi умови шфшьтрацц атмосферних опад1в через слаб-ко проникт шари, мала швидк1сть фшьтрування води, високий вм1ст феруму в мшеральному склад1 порвд, нaявнiсть оргaнiчних речовин (наприклад торф1в, оргaнiчних мул1в), кисла реакцш середовища. 1нший чин-ник - х1мчний склад води, зокрема, нaявнiсть у нiй гумшових кислот, дюксиду вуглецю та оксисену.
Походження феруму у водi може бути мшеральним або оргaнiчним. Воно може бути наслвдком розкладання та окиснення у зонi звiтрювaння первинних мшералДв, що вмщують даний метал. У четвертинних утворах, зокрема, aлювiaльних, яю вмщують багато лiмонiту та оргашчних речовин, саме цей шлях збагачення води ферумом, iмовiрно, найпоширешший. У неглибоких водах, що контактують iз болотами, мочарами, багнами тощо, ферум може бути у вигляда оргатчних сполук (головним чином гумусових). Води цих середовищ мютять гумiновi кислоти, як мщно та тривало зв'язують елемент (Syvyi, 2004). Обм1н ферумом м1ж донними вщкладами та водою вщбуваеться рахунок вiльних (гтдратованих) iонiв Fe2+ i комплексних сполук з оргашчними речовинами, що зумовлено процесами вщновлення та комплексоутворення за участю фульво-кислот (Linnik and Zhezheria, 2011).
У нашому дослiдженнi перевищення концентрацп феруму у водоймах Тернотльщини до 9,21 ГДКрибгосп. спричинене, у першу чергу, присутнiстю дослвджу-ваного металу у невеликих юлькостях у вс1х породах, що входять до складу земно! кори (Syvyi, 2004). Незначш рудопрояви зал1за трапляються у твшчних районах Тернопiльсько! облaстi, що, однак, не виявляе зацжавлення з погляду на об'екти нашого дослвдження (Syvyi and Tsaryk, 2011). До уваги варто взяти поклади пiсковикiв у Бучацькому рaйонi, кварцових п1ск1в у Терношльському рaйонi, гравш в долиш та на прибе-режних схилах Серету, Золото! Липи, як1, пор1вняно з iншими покладами осадового походження, мютять у своему склaдi значш концентрацп сполук феруму (Tsaryk, 1993). Серед Iрунтотвiрних порвд в обласп знач-не мiсце займають aлювiaльнi вщклади, на яких у долинах рiчок утворилися лучнi, лучно-болотт та торфо-болотнi 1рунти, яю вмiшують багато лiмонiту та оргашчних речовин. Тому з упевненiстю можна конста-тувати той факт, що абютичш склaдовi долин рiчок Тернотльсько! обласп значно бaгaтшi на сполуки фе-
руму. Оск1льки на вмют дослвджуваного металу у водоймах впливае кисла реакщя середовища, до уваги слад узяти типи грунпв, як1 складають басейни та долини русел дослвджуваних рДчок. Так, ясно-сДрД грунти, як1 займають значнi площ на АТ, мають кислу реакщю грунтового розчину (рН сольово! витяжки становить 5,1-5,6), а чорноземи ощдзолеш (УТ) та темно-сiрi опiдзоленi грунти - слабокислу реакщю. У мюцях, де грунтовД води залягають неглибоко, грунти, особливо з кислою реакщею, щддаються оглеенню, внаслвдок чого можуть виникати закиснi сполуки залiза, яш можуть вимиватися у водойми.
Загалом, динамiка вм1сту феруму у дослвджених водоймах значно нагадуе таку як для мангану, адже ц два елементи близью як за фДзико-хДмчними властивостями, так Д за вщношенням до бюти. В уах водоймах у травт спостертали висок1 концентрацi! елемента, незважаючи на залуженiсть води, що можна пояснити надходженням феруму Дз донних вщкладав Д накопиченням його у товщ води. У черви зафДксували зменшення вмюту металу, що, на нашу думку, спричинене комплексоутворенням металу з участю розчинених оргатчних речовин. До юнця дата стутнь зв'язування металДв у комплекси зростае, тому у водойм з АТ у серпнД концентращя елемента зменшуеться. Натомють, у вода рДчок Дз РТ, ТТ Д УТ спостерДгали зростання вмюту феруму, що пов'язано Дз незначним вившьненням сполук феруму Дз донних вщкладав та, можливо, вимиванням металу внаслвдок значно! юлькосп опадав Дз порвд. У вереснД, у процесД вщмирання та розкладання пдробюнтпв та вищих водних рослин, умют феруму зростае, зокрема, у вода з РТ, АТ Д УТ. Оскшьки площа ТТ зайнята пд лучними грунтами, поведанка елемента тут довода своерщна Зокрема, у вереснД вщмчено зменшення концентрацп металу, незважаючи на зниження рН до 6,97, що може сввдчити про подальше зв'язування феруму у комплекси з фульвокис-лотами та акумулювання його у донних вщкладах.
Плюмбум належить до малопоширених елементпв, це один Дз сильних токсиканпв для живих оргатзм1в. У природа елемент зустрДчаеться у вигляда ендогенних (галетт РЬ8) Д екзогенних (анаглезит РЬ804, церусит РЬС03) мшералДв. Розчинення цих мшералДв - одне з природних джерел надходження металу в поверхневД води. Значне пдвищення вмюту плюмбуму у природному середовищ, у тому числД у поверхневих водах, пов'язане з його широким використанням у промисловосп. Антропогент дже-рела забруднення поверхневих вод сполуками даного елемента - згоряння вугДлля, використання тетраетил-свинцю як антидетонатора у моторному паливД, а також винесення у водойми зД спчними водами рудозбагачу-вальних фабрик, металургшних щдприемств, хДмчних щдприемств Д шахт. Застосовують плюмбум також у виробництвД водопровддних труб, фарб, акумуляторДв, рДзних металДчних виробДв, хДмчних препаратДв, як будДвельний матерДал, для лиття тощо. ВисокД концентрацД! плюмбуму спостерпгаються поблизу дорДг та мст, що пов'язано зД спалюванням бензину.
Плюмбум вщносно легко вступае в реакци з голов-ними макрокомпонентами природних вод, утворюючи важкорозчиннД сполуки (карбонати, сульфати, сульфДди, гДдроксиди). Однак навггь незначне зниження рН середовища збшьшуе розчиннДсть сполук свинцю (Ыпп1к,
1986). Heopгaшчнi cпoлyки cвинцк у дoнниx вiдклaдax в aшaepoбниx yмoвax зазнають мeтилювaшня за yчacтi мiкpoopгaшiзмiв, щo являе coбoю нeбeзпeкy для вoднoï бioти. Значна частина плюмбуму шв'язана з гyмiшoвими киcлoтaми, як1 вiдiгpaють вeликy poль у иpoцecax cop6^ï цьoгo eлeмeнтa iз вoди. У ra^oi^y cepeдoвишi гyмiнoвi киcлoти copбyють плюмбум iнтeнcивнiшe, нтж у лyжшoмy (Mur and Ramamurti, 1987). Heмaлe знaчeння в кoмплeкcoтвopeннi зi cвинцeм вiдiгpaють пoвepxшeвo-aктивнi peчoвини (PAP), за нaявнocтi якиx cгyпiнь за-кoмплeкcyвaшшя cвинцю дocягae 3-12%.
У вoдoймax iз PT, AT i TT кoнцeнгpaцiя плюмбуму у чepвнi знизилacь пopiБнянo iз гpaБнeм, щo мoжe бути cвiдчeншям йoгo активтого та пoдaльшoгo акумулюван-ня гiдpoбioнтaми та нacгyпнoгo пepepoзпoдiлy cepeд cклaдoвиx гpoфiчнoгo ланцюга (зooплaшктoнoм, p^a-ми). вмicгy eлeмeнтa у вoдi з УT мoжшa
пoяcнити йoгo нaдxoджeнням зi cтiчними вoдaми щю-миcлoвиx пiдиpиeмcтв Tepнoпoля з витоким вмicтoм ПAP. У cepпнi на AT зi змeншeнням pH cepeдoвищa дo 6,96 вмicт eлeмeнтa знизивcя, шo пoв'язyeмo з iнтeнcивнoю cop6^^ плюмбуму гyмiнoвими ra^oia-ми. Натомють у вoдoймax iз PT, TT i У1 кoнцeнгpaцiя дocлiджyвaшoгo металу зpocлa. На нашу думку, значна кoнцeнгpaцiя плюмбуму у cepпнi шв'язана iз иpoцecoм метилювання нeopгaшiчниx cпoлyк cвинцк у дoнниx вiдклaдax, щo cпpияe мoбiлiзaцiï eлeмeнтa з мулу. Як вiдoмo, pocлини вoceни, шглинувши дeякy юлькють BM, за тeчieк вoди oиycкaютьcя в нижнi дшянки bo-дoйми. Taм, вiдмиpaючи, вoни викликають ßтopиннe зaбpyднeння вoди, вщдаючи ш BM, бioгeннi eлeмeнти та opгaшiчнi peчoвини (Humeniuk, 2003). %му у вepecнi у вoдoймax з ycix дocлiджyвaшиx тepитopiй кoнцeнтpaцiя плюмбуму значю зpocлa, шo мoжшa пoяcнити вивiльнeнням eлeмeнтa з вiдмepлиx pocлин.
Koбaльт у иpиpoдi зycгpiчaeтьcя у cпoлyкax з apce-нoм у вигляд мiнepaлiБ. Cпoлyки кoбaльтy шпадають у пoвepxшeвi вoди в peзyльтaтi вилуговування мвдю-кoлчeдaшниx pyд, eкзoгeнниx мiнepaлiБ i пopiд, iз ipymiB гад чac poзклaдaшня мepтвиx opгaшiзмiв тoшo. Кoбaльт нaлeжить дo бioлoгiчнo aктивниx метал1в i завжди мicтитьcя в opгaшiзмax твapин i pocлин. У нeвeликиx кiлькocтяx вiн впливае на вaжливi фiзioлoгiчнi иpoцecи життeдiяльнocтi ocтaшнix (iнтeнcивнicть фoтocинтeзy, диxaшня, вoдooбмiш). Фiзioлoгo-бioxiмiчнa poль тобаль-ту шлягае у пiдвишeннi aктивнocтi piзниx фepмeшriв. Bxoдячи дo cклaдy вiтaмiнy B12, кoбaльт aктивнo впливае на нaдxoджeння aзoтиcтиx peчoвин, збiльшeння вмicтy xлopoфiлy та acкopбiнoвoï киcлoти, aктивiзye бiocинтeз i щдвишуе вмicт бiлкoвoгo aaory у pocлинax. Paзoм iз тим, шдвишeнi кoнцeнтpaцiï cпoлyк кoбaльгy токстчт (Linnik, 1986; Yehorova, 2014). ^Be^ra ш-бальту у иpиpoдниx вoдax мае багато cпiльнoгo з пoвeдшкoю нiкeлю. Кoбaльт мoжe yтвopювaти кoмплeкcи з гyмycoвими peчoвинaми, iнгeнcивнicть yтвopeння якиx знaчнoю мipoю зaлeжить ввд pH cepeдoвишa. Макстмаль-на кoмплeкcoтвipнa здaтнicть фyльвoкиcлoт bwtocto ioнiв Co2+ иpoявляeгьcя за pH = 6,5-8,0 (Linnik, 1986).
1з гpaБня ш чepвeнь у вoдoймax ycix дocлiджyвaшиx тepитopiй cпocтepiгaли зpocтaшня вмicгy шбальту, шo мoжшa пoяcнити таким. Brn^y мае мicцe нaдxoджeння BM у годта cepeдoвишe з дoнниx вщкладав та ïx акуму-
ляцiя вoднoю pocлиннicгю внacлiдoк фiзичнoгo (xвилi, тeчiï, пoнижeння та шдвишeння piвня годи) чи ampoTO-гeннoгo впливiв, яш викликають збiльшeння кoнцeнтpaцiï вiльниx юн1б eлeмeнтa (Humeniuk, 2003). У cepmi у вoдi piчoк iз PT, AT i TT зафдаували знижeння кoнцeнтpaцiï кoбaльгy, шo мoжшa пoяcниги зв'язуванням мeтaлy в aшioннi кoмплeкcнi cпoлyки з фyльвoкиcлoтaми (Linnik and Zaporozhets, 2005). У вoдoймi з У1 cпocтepiгaли зpo-стання вмету eлeмeнтa, шo мoжe бути rn^^o! як щ>и-poдниx, так i aнIpoпoгeнниx фaктopiв. Пpичинoю зpo-стання вмicтy кoбaльтy у вoдi з PT, AT i У1 Bocera мoжe бути як йoгo вивiльнeння з вiдмиpaючoï бioти, так i шви-coкa cтiйкicть кoмплeкciБ мeтaлy з opгaшiчними peчoви-нами пpиpoдниx вoд (Linnik, 1986). У Bepecm у вoдoймi з TT cпocтepiгaли змeншeння кoнцeнтpaцiï кoбaльтy. Як вiдoмo, цeй мeтaл нaлeжигь дo нaйвaжливiшиx 6^o-гiчнo-aктивниx peчoвин. Toмy мoжнa пepeдбaчиги, шo иpoтягoм вecни, лта та oceнi cпoлyки кoбaльтy були викopиcтaшi вoднoю бioтoю (Humeniuk, 2003).
Ншсль - мaлoпoшиpeний мeтaл, який у иpиpoдниx yмoвax зycгpiчaeтьcя у вигляд cпoлyк з apceнoм i cipкoю. Ocнoвнe джepeлo aнтpoпoгeннoгo нaдxoджeння нiкeлю у иpиpoднi вoди - cпaлeння дизeльнoгo пaльнoгo (57% загальюго aнтpoпoгeннoгo нaдxoджeння). Oднe з нaйбiльшиx джepeл зaбpyднeння нiкeлeм - апчт вoди цexiв нiкeлювaшня, зaБOдiв crnieraraoro каучуку, нiкeлeвиx збaгaчyвaльниx фaбpик, пiдпpиeмcтв xiмiчнoï иpoмиcлoвocтi, cпaлювaшня вуплля (Linnik, 1986). Oкpiм того, мeтaл викopиcтовyють у гaльвaшoплacтицi (b^o6-ницгвo бaмпepiв i oздoблювaльниx дeтaлeй aБTOмoбiлiв, пoбyтовиx иpилaдiв i вoдoпpoвiдниx apмaтyp), b^o6-ницгвo нiкeль-кaдмieвиx бaтapeй для piзнoмaштниx джepeл живлeння та цинкoвo-нiкeлeвиx киcлoтниx aкyмyлятоpiв, для нaшeceння кepaмiки на мeтaл, як кaтaлiзaтоp у b^o6™^ibí xapчoвиx жиpiБ, в oблaднaшнi для oтpимaшня coнячнoï eнepгiï (Mur and Ramamurti, 1987). B^ora кoнцeнтpaцiï н^лю xapaктepнi для вoд piчoк i oзep у мicцяx залягання нiкeльyмicниx гipcькиx пopiд, cyльфiдниx poдoвиш. За pH = 6,0-7,0 ^актиню Bea нiкeль мicтигьcя у cклaдi фyльвaтниx кoмплeкciв. За pH > 8,0 дeякa частина нiкeлю иpeдстaБлeнa у виглядi гiдpoкcoкoмплeкciБ, як1 дoмiнyють гад чac пepexoдy у бiльш лyжшe cepeдoвишe. Biднocнo нeвиcoкий стyпiнь зaкoмплeкcoвaшoстi нiкeлю в yмoвax иpиpoдниx вoд пoв'язaший iз кoнкypeнтним зв'язуванням фyльвoкиcлoт iншими мeтaлaми, cepeд якиx найбшьший внecoк в yißo-peння кoмплeкcниx cпoлyк внocять фepyм i кущ>ум. Кoнцeнгpaцiя нiкeлю мoжe знижyвaтиcя у peзyльтaтi випадання в ocaд такт cпoлyк як цiaшiди, cyльфiди, кapбoнaти aбo гiдpoкcиди (пpи пiдвишeннi знaчeнь pH), за paxyнoк cпoживaшня шго вoдними opгaшiзмaми та иpoцeciв aдcopбцiï (Sukhodolska and Prokopchuk, 2015).
Пiдвищeння вмiстy нiкeлю у чepвнi, пopiвнянo iз гpaБнeм, мoжe бути зyмoвлeнe нeвиcoким стyпeнeм йoгo зaкoмплeкcoвaшoстi. У ceprai у вoдoймax iз PT, TT i У1 за pH = 6,64-7,60 зaфiкcyвaли знижeння кoнцeнтpaцiï eлeмeнтa, шo пoв'язaшo зi зв'язуванням мeтaлy в кoм-плeкcи iз фyльвoкиcлoтaми. Haтомiсть, у вoдi з AT cпoстepiгaли збiльшeння вмiстy мeтaлy, шo мoжe бути cпpичинeнe пoгpaилянням eлeмeнтa у вoдoйми зi зливo-вими oпaдaми та змивoм дизeльнoгo палива внacлiдoк iштeнcивнoгo pyxy тpaшcпopтy у зв'язку iз зaБepшeнням
сезонних сшьськогосподарських робДт (Sukhodolska and РгокореИик, 2015). У вереснД у водД рДчок Дз РТ Д УТ спостерДгали шдвищення вмДсту шкелю, що пояснюемо вивДльненням останнього з вщмираючо! бюти. У рДчках з АТ Д ТТ зафДксували зниження концентрацп металу, що, можливо, пов'язано з акумуляцДею шкелю в Днших компонентах водного середовища.
Кшьккне см1ввщношення ВМ у вода дослДджуваних водойм можна подати рядами. Для рДчки з РТ воно матиме такий вигляд: травень: Cd < Си < Со < гп < N1 < РЬ < Мп < Бе; червень: Cd < Си < гп < Со < РЬ < N1 < Мп < Бе; серпень: Cd < Си < N1 < гп < Со < РЬ < Мп < Бе; вересень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе.
Для рДчки з АТ: травень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе; червень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе; серпень: Cd < Си < Со < гп < N1 < РЬ < Мп < Бе; вересень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе.
Для рДчки з ТТ: травень: Cd < Си < гп < N1 < Со < РЬ < Мп < Бе; червень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе; серпень: Cd < Си < РЬ < Со < N1 < гп < Мп < Бе; вересень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе.
Для рДчки з УТ: травень: Cd < Си < Мп < гп < Со < N1 < РЬ < Бе; червень: Cd < Си < гп < Со < N1 < Мп < РЬ < Бе; серпень: Cd < Си < N1 < Со < гп < РЬ < Мп < Бе; вересень: Cd < Си < гп < Со < N1 < РЬ < Мп < Бе.
Поелементний склад ВМ малих рДчок Тернотль-щини у розрДзД мюящв наведено нижче.
Цинк: травень: АТ < ТТ < РТ < УТ; червень: УТ < АТ < РТ < ТТ; серпень: РТ < АТ < ТТ < УТ; вересень: ТТ < РТ < УТ < ТТ.
Манган: травень: УТ < РТ < АТ < ТТ; червень: УТ < АТ < ТТ < РТ; серпень: АТ < УТ < ТТ < РТ; вересень: АТ < ТТ < УТ < РТ.
Ферум: травень: УТ < АТ < РТ < ТТ; червень: УТ < АТ < РТ < ТТ; серпень: АТ < УТ < РТ < ТТ; вересень: АТ < УТ < ТТ < РТ.
Плюмбум: травень: РТ < АТ < УТ < ТТ; червень: РТ < АТ < ТТ < УТ; серпень: ТТ < УТ < АТ < РТ; вересень: УТ < ТТ < АТ < РТ.
Кобальт: травень: РТ < АТ < ТТ < УТ; червень: ТТ < РТ < УТ < АТ; серпень: АТ < ТТ < РТ < УТ; вересень: ТТ < УТ < РТ < АТ.
НДкель: травень: РТ < АТ = ТТ < УТ; червень: ТТ < УТ < РТ < АТ; серпень: РТ < УТ < ТТ < АТ; вересень: ТТ < РТ = УТ < АТ.
ПорДвнюючи ряди вмсту ВМ у рДчках Дз рДзних тери-торш, зазначимо, що найзабруднешш рДчки Тернопшь-щини за вмДстом бюгенних ВМ. Цинком найбшьше забруднен води з рДчок ТТ Д УТ у серпнД, манганом - РТ Д ТТ (у вереснД Д травнД вщповщно), ферумом - РТ Д ТТ (у вереснД та травт вщповДдно). Найзабруднешш рДчки за вмстом бюгенних ВМ - води рДчок РТ Д ТТ. Перевищен-ня ГДК на цих територДях зумовлене природним розта-шуванням басейтв рДк у районах Дз заляганням залзо-марганцевих конкрецт Дз поступовим !х вимиванням у водойми, закисленням води у результат кислотних змивДв та скидав техногенного походження (ТТ), особливостями пдролопчного режиму (зарегулювання водотоку) та пдрохДмчного складу водойм (РТ).
Щодо небюгенних ВМ у малих рДчках Тернотль-щини, !х стан можна ощнити як задовДльний. Це пов'язано з перевищеннями ГДК плюмбуму та шкелю на всДх
теритоиях. Однак нaйзaбрудненiшою водоймою як за вмДстом бiогенних i небюгенних ВМ, е р. Золота Липа з ТТ, що спричинено надходженням метатв унаслвдок даяльносп щдприемств (зокрема, харчових) i об'екпв житлово-комунального господарства. Друга за забруд-ненiстю пиля водойми з ТТ - р. Серет з УТ, що щд-даеться значному антропогенному впливу мДста (побу-товi стоки, зaсмiчення тощо). Незважаючи на те, що рiчкa Стрипа з АТ характеризуеться пониженою здатш-стю до самовщновлення у зв'язку з порiвняно невисо-ким бiотичним потенцiaлом стiйкостi (Syvyi and Tsaryk, 2011), вона практично не забруднена ВМ, що сввдчить про актившсть хiмiчного та оргaнiчного зв'язування ВМ i седиментацп зважених частин.
Отже, оцiнивши вмiст ВМ у малих рiчкaх Тернотль-щини з рiзним рiвнем антропДчного навантаження, рДвень забруднення водойм облaстi можемо подати таким рядом: АТ < РТ < УТ < ТТ.
Висновки
Яюсть води у малих рiчкaх Тернопiльщини за вмстом важких метaлiв не вщповвдае допустимим рiвням ГДКрив-госп., за винятком кобальту, вмют якого не перевищуе гранично допустимих концентраций для рибогосподарських водойм. Щдвищений ум1ст Mn i Fe у вод1 рiчок зумовле-ний нaявнiстю цих елеменпв в абютичних складових долин рiчок, зокрема, у мкцях рудопрояв1в феруму та ман-гану, aлювiaльних ввдкладах, оглеених 1рунтах iз закис -ними сполуками метал1в, а також вимиванням елеменпв iз йрських порвд, 1рунту та дасово! щдстилки. Значно впливае на яксть води дослвджуваних водойм антропо-генний фактор (стiчнi води промислових пддприемств, сшьськогосподарсью змиви, згоряння палива, скидання ТПВ тощо). Найзабруднетша рiчкa за вмстом бiогенних i небiогенних ВМ - це Золота Липа з ТТ, а найчиспша -р. Стрипа з АТ, що дозволяе рекомендувати використову-вати склад !! води як референтний показник для регюнально! оцшки еколопчного стану поверхневих вод.
Бiблiографiчнi посилання
Abubakar, A., Saleh, Y., Shehu, K., 2015. Heavy metals pollution on surface water sources in Kaduna metropolis, Nigeria. Science World Journal 10(2), 1-5. Bichi, M., Bello, U., 2013. Heavy metal pollution in surface and ground waters used for irrigation along River Tatsawarki in the Kano, Nigeria. IOSR Journal of Engineering 3(8), 1-9. Brygadyrenko, V.V., Ivanyshyn, У.М., 2014. Vlijanie soli zheleza na massu tela Megaphyllum kievense (Diplopoda, Julidae) i granulometricheskij sostav podstilki v laborator-nom jeksperimente [Impact of ferric salt on body weight of Megaphyllum kievense (Diplopoda, Julidae) and litter granu-lometric composition in the laboratory experiment]. Visn. Dnipropetr. Univ. Ser. Biol. Ekol. 22(1), 83-87 (in Russian). Brygadyrenko, V., Ivanyshyn, V., 2015. Changes in the body mass of Megaphyllum kievense (Diplopoda, Julidae) and the granulometric composition of leaf litter subject to different concentrations of copper. J. Forest Sci. 61(9), 369-376. Duruibe, J., Ogwuegbu, M., Egwurugwu, J., 2007. Heavy metal pollution and human biotoxic effects. International Journal of Physical Sciences 2(5), 112-118.
Fatieiev, A., Pashchenko, Y., 2003. Fonovyi vmist mikroele-mentiv u gruntakh Ukrainy [Background content of microelements in Ukrainian soils]. National Science Centre, Kharkiv (in Ukrainian).
Hu, H., Jin, Q., Kavan, P., 2014. A study of heavy metal pollution in China: Current status, pollution-control policies and countermeasures. Sustainability 6, 5820-5838.
Humeniuk, H., 2003. Rozpodil vazhkyh metaliv u hidroekosys-temi prisnoi vodoimy (na prykladi Ternopilskoho stavu) [Heavy metals distribution in hydroecosystem of fresh water (on the example of Ternopil lake)]. Chernivtsi (in Ukrainian).
Kar, D., Sur, P., Mandal, S., Saha, T., Kole, R., 2008. Assessment of heavy metal pollution in surface water. Int. J. Environ. Sci. Tech. 5(1), 119-124.
Kholopov, Y., 2003. Tiazholye metaly kak factor ekolo-hicheskoi opasnosti [Heavy metals as factor of ecological danger]. SamGAPS, Samara (in Russian).
Kulbachko, Y., Loza, I., Pakhomov, O., Didur, O., 2011. The zoological remediation of technogen faulted soil in the industrial region of the Ukraine Steppe zone. In: Behnassi, M. et al. (eds.), Sustainable agricultural development. Springer Science + Business Media, Dordrecht, Heidelberg, London, New York, 115-123.
Leite, V., Lure, Y., 1975. Opredelenie orhanicheskikh zahri-aznenii pitevykh, prirodnykh i stochnykh vod [Definition of organic pollution of fresh, natural and flowing waters]. Khimiia, Moscow (in Russian).
Linnik, P., 1986. Formy mihratsii metalov v presnykh poverkhnostnykh vodakh [Forms of metal migration in fresh surface waters]. Hidrometeoizdat, Leningrad (in Russian).
Linnik, P., Zhezherya, V., 2011. Peculiarities of metals migration in the "bottom sediments - water" system with decreasing pH and increasing the concentration of fulvic acids. Hy-drobiological Journal 47(5), 86-101.
Linnyik, P., Zaporozhets, O., 2005. Spivisnuiuchi formy va-nadiiu, ferumu, kobaltu ta kuprumu u void vodoshovyshch Dnipra ta deiakykh richok Ukrainy [Co-existing forms of vanadium, ferrum, cobalt and copper in Dnipro water basins and some rivers of Ukraine]. Scientific Notes of Ternopil' Volodymyr Hnatiuk National Pedagogical University. Series biology 3, 246-248 (in Ukrainian).
Lure, Y., 1973. Unifitsyrovanye metody analiza vod [Unify methods of water analysis]. Khimiia, Moscow (in Russian).
Malassa, H., Qutob, M., Khatib, M., Rimawi, F., 2013. Determination of different trace heavy metals in ground water of South West Bank / Palestine by ICP / MS. Journal of Environmental Protection 4, 818-827.
Malik, D., Singh, S., Thakur, J., Singh, R., Kaur, A., Nijhawan, S., 2014. Heavy metal pollution of the Yamuna River: An introspection. Int. J. Curr. Microbiol. App. Sci. 3(10), 856-863.
Manoj, K., Padhy, P., Chaundhury, S., 2012. Study of heavy metal contamination of the river water through index analysis approach and environmetrics. Bulletin of Environment, Pharmacology and Life Sciences 10, 7-15.
Mur, D., Ramamurti, V., 1987. Tiazholye metaly v prirodnykh vodakh [Heavy metals in natural waters]. Mir, Moscow (in Russian).
Myslyva, T., Kot, I., 2011. Vazhki metaly u vodakh malykh richok Zhytomyrskoho Polisia [Heavy metals is small rivers of Zhutomyr region]. Bulletin of Zhytomyr National Agroecological University 2, 58-68 (in Ukrainian).
Nasrabadi, T., 2015. An index approach to metallic pollution in riverwaters. Int. J. Environ. Res. 9(1), 385-394.
Naveedullah, Hashmi, M., Yu C., Shen, H., Duan, D., Shen, C., Lou, L., Chen, Y., 2014. Concentrations and human health risk assessment of selected heavy metals in surface water of the siling reservoir watershed in zhejiang province, China. Pol. J. Environ. Stud. 23(3), 801-811.
Nazir, R., Khan, M., Masab, M., Renman, H., Rauf, N., Shahab, S., Ameer, N., Sajed, M., Ullah, M., Rafeeq, M., Shaheen, Z., 2015. Accumulation of heavy metals (Ni, Cu, Cd, Cr, Pb, Zn, Fe) in the
soil, water and plants and analysis of physico-chemical parameters of soil and water collected from Tanda Dam kohat. Journal of Pharmaceutical Sciences and Research 7(3), 89-97.
Niu, Y., Yu, W., Niu, Y., Xu, Y., Spatial, X., 2015. Evaluation of heavy metals concentrations in the surface sediment of Taihu lake. Int. J. Environ. Res. Public Health 12, 15028-15039.
Novikov, Y., Lastochkina, K., Boldina, Z., 1990. Metody isledo-vania kachestva vody vodoemov [Research methods of water quality of water basins]. Meditsyna, Moscow (in Russian).
Nzeve, J., Njuguna, S., Kitur, E., 2015. Assessment of heavy metal contamination in surface water of Masinga Reservoir, Kenya. Journal of Natural Sciences Research 5(2), 101-108.
Opp, C., Hahn, J., Zitzer, N., Laufenberg, G., 2015. Heavy metal concentrations in pores and surface waters during the emptying of a small reservoir. Journal of Geoscience and Environment Protection 3, 66-72.
Orubite, K., Ogunka-Nnoka, C., Okpokwu, K., 2015. Heavy metal concentrations in soil, fluted pumpkin leaf and surface water in umuebulu community in rivers state, Nigeria. European Journal of Basic and Applied Sciences 2(1), 46-52.
Reza, R., Singh, G., 2010. Assessment of heavy metal contamination and its indexing approach for river water. Int. J. Environ. Sci. Tech. 7(4), 785-792.
Romanenko, V., 2001. Osnovy hidroekolohii [Basics of hy-droecology]. Oberehu, Kyiv (in Ukrainian).
Snizhko, S., 2001. Otsinka ta prohnozuvania yakosti prirodnykh vod [Assessment and analyzing of quality of natural waters]. Nika-Tsentr, Kyiv (in Ukrainian).
Song, J., Yang, X., Zhang, J., Long, Y., Zhang, Y., Zhang, T.,
2015. Assessing the variability of heavy metal concentrations in liquid-solid two-phase and related environmental risks in the Weihe river of shaanxi province, China. Int. J. Environ. Res. Public Health 12, 8243-8262.
Stanko, O., 2012. Vazhki metaly u vodi: Zabrudnenia richky Dnister za ostanni 10 rokiv (terytoria Lvivskoi oblasti) [Heavy metals in water: Pollution of Dnister in last ten years (territory of Lviv region)]. Suchasni Problemy Toksykolohii 3-4, 58-63 (in Ukrainian).
Svynko, Y., 2007. Narys pro pryrodu Ternopilskoi oblasti: Heolohichne mynule, suchasnyi stan [Essay on nature of Ternopil region: geological past, current condition]. Navchalna Knyha-Bohdan, Ternopil (in Ukrainian).
Syvyi, M., 2004. Mineralni resursy Podillia: Konstruktyvno-heohrafichnyi analiz i syntez [Mineral resources of Podillia: Constructive-geographical analysis and synthesis]. Pidruch-nyky i Posibnyky, Ternopil (in Ukrainian).
Syvyi, M.Y., Tsaryk, L.P., 2011. Pryrodni umovy ta resursy Ternopilshchyny [Natural conditions and resourses of Ter-nopil region]. Ternohraf, Ternopil (in Ukrainian).
Tsaryk, L., 1993. Problemy ekolohii ridnoho kraiu [Ecological problems of native land]. TDPI, Ternopil (in Ukrainian).
Tsvetkova, N.M., Pakhomov, O.Y., Serdyuk, S.M., Yakyba, M.S.,
2016. Biologichne riznomanittja Ukrajiny. Dnipropetrovs'ka oblast'. Grunty. Metaly u gruntah [Biological diversity of Ukraine. The Dnipropetrovsk region. Soils. Metalls in the soils]. Lira, Dni-propetrovsk (in Ukrainian).
Wogu, M., Okaka, C., 2011. Pollution studies on Nigerian rivers: heavy metals in surface water of warri river, Delta State. Journal of Biodiversity and Environmental Sciences 3, 7-12.
Yankovska, L., 2003. Ekoloho-heohrafichne raionuvania Ternopilskoi oblasti [Ecological-geographical demarcation of Ternopil region]. Scientific Notes of Ternopil Volodymyr Hnatiuk National Pedagogical University. Series Geography 2, 31-36 (in Ukrainian).
Yehorova, T., 2014. Ekoloho-heohimichni protsesy mihratsii kobaltu v ahrolandshaftah Ukrainy [Ecological-geochemical processes of cobalt migration in agricultural landscapes of Ukraine]. Visnyk Ahrarnoi Nauky 6, 58-63 (in Ukrainian).
Hadiumna do редкonегii 12.03.2016
