CC BY
66
Biçsysteras
Diversity
Biosystems
Diversity
ISSN 2519-8513 (Print) ISSN 2520-2529 (Online) Biosyst. Divers., 25(2), 145-153 doi: 10.15421/011722
The distribution of heavy metals content in the bottom deposits of the trans-border Uzh river system
M. V. Bilkey, V. I. Nikolaichuk
Uzhgorod National University, Uzhgorod, Ukraine
Article info
Received 12.04.2017 Received in revised form
14.05.2017 Accepted 16.05.2017
Uzhgorod National University, Voloshyn Str., 32, Uzhgorod, 88000, Ukraine. Tel.: +38-099-432-43-77. E-mail:mariannabilkei@ukr.net
Bilkey, M V., & Nikolaichuk, V. I (2017). The distribution of heavy metals content in the bottom deposits of the trans-border Uzh river system. Biosystems Diversity, 25(2), 145-153. doi:10.15421/011722
The dynamics and peculiarities of the heavy metals (Cu, Pb, Zn, As, V, Cr, Ni) migration were established in the system of the river Uzh bottom deposits. An excess in maximum permissible concentration among such elements as Zn, V, As, and Cu was detected in surface waters. We may connect the elevated level of Cu and Zn with natural (metals appearing in ground water run-off, ablation from iron ore, the reaction of interstitial water), anthropogenic (sewage disposals from communal households and manufacturing plants, agricultural run-offs), and hydrochemical (pH of water medium, methylation of non-organic metal compounds, metals release from the organic compounds composition, ingress from bottom deposits) factors. The high concentrations of vanadium in the water as well as in bottom deposits are most probably induced by the leaching of elements from the regional volcanic rocks. The plumbum content did not exceed the higher-than-normal rates; however, significant element accumulation was detected in bottom deposits outside the city of Uzhgorod which may be the result of ecotoxicant ingress along with land runoff from the riverside highways laid parallel to the water course. In comparison with background measures, the highest chromium and nickel concentrations were detected near the streamlet Domoradzh and, therefore, it is assumed that the industrial wastewaters serve here as a source of heavy metals. The reservoir in the lowland is above all enriched by arsenic. Areas under agricultural use are significantly concentrated in lowlands. Runoffs from these areas are the main source of the ore supply. However, the impact of municipal domestic waste water which contains arsenic-containing detergents should not be excluded. Moreover, we found a relationship between the relief heterogeneity of the study area and distribution of heavy metals in the hydro-ecosystem. The accomplished comparative analysis of the territories under study indicates the significant pollution level of the surface waters in technologically transformed areas, whereas the largest accumulation of pollutants is concentrated in bottom deposits of the river, which indicates a constant supply of pollutants to the streamflow.
Keywords: anthropogenic pressure; bottom deposits; hydro-ecosystem; threshold limit value
Po3nogm BMicry ea^Kiix MeTa^iB y CHCTeMi «Boga - goHHi BigK^ageHHH» TpaHCKopgoHHoi' pinKH Y^
M. B. EinKeM, B. I. HÎKonamyK
ywzopodchKuù HatyOHCwbHuù ynieepeumem, y^zopod, yKpaïHC
BcraHOBneHo gHHaMiKy Ta oco6nHBocri Mirpa^ï Ba®Kux MeraniB (Cu, Pb, Zn, As, V, Cr, Ni) y CHCTeMi «Boga - goHHi BigKnagu» p«KH Y®. y noBepxHeBHX Bogax 3a^iKcoBaHo nepeBHqeHHa r^K gna TaKHX eneMerniB, aK Zn, V, As Ta Cu. nigBHqeHHH bmîct KynpyMy Ta цннкy œœ'œyeMo 3 npupogHbMH (BHMHBaHHa 3 ripcbKHx nopig, peaKqia rpyrnoBoro po3^HHy), arnponoreHHHMH (cr«Hi Bogu KoMyHanbHo-no6yroBHx rocnogapcTB, npoMHcnoBHx nignpueMCTB, cinbCbKorocnogapcbKi ctokh) Ta rigpoxiMWHHMH (pH BogHoro cepegoBHqa, BHBinbHeHHa MeraniB 3i CKnagy opraHWHHx cnonyK, ïx Hagxog®eHHa 3 goHHHx BigKnagiB) ^araopaMH. BucoK KoH^HTpa^ï BaHagiro aK y Bogi, TaK i b goHHHx BigKnagax HafiiMoBipHime cnpu^HHem BHMHBaHHaM eneMeHTa 3 BynKaHWHHx ripcbKHx nopig, nomupeHHx y gaHifi oônacri. BMicT nnroMÔyMy He nepeBHqyBaB HagHopMaTHBHHx 3Ha^eHb, ogHaK BHaBneHa 3Ha^Ha aKyMyna^a eneMerny b goHHHx BigKnagax 3a MexaMH MicTa Y^ropog, ^o Moxe 6yTH HacnigKoM HagxogxeHHa eKoroKCHKaHTa 3 noBepxHeBHM ctokom i3 npu6epe®HHx aBTocMyr, npoKnageHHx napanenbHo BogoToKy. nopiBHaHo 3 ^ohobhmh noKa3HHKaMH HaHBHqi KoH^HTpa^ï xpoMy Ta HiKenro 3a^iKcoBaHo HenoganiK Big CTpyMKa floMopag®, ToMy npunycKaeMo, ^o g®epenoM Ba®Kux MeraniB TyT BHCTynaroTb npoMHcnoBi CT«Hi Bogu. ApceHoM Hafi6inbm 36ara^eHa BogoHMa b noHH33i, ge 3ocepeg®eHo ^HMano cinbCbKorocnogapcbKHx yrigb, 3mhbh 3 aKHx - ocHoBHe gxepeno Hagxog®eHHa MeTany. 3gificHeHo nopiBHanbHHH aHani3 gocnig®yBaHHx TepmopiH, aKHH yKa3ye Ha 3Ha^HHH piBeHb 3a6pygHeHHa noBepxHeBHx Bog y pafioHi TexHoreHHo TpaHC^opMoBaHoï TepHTopiï, Togi aK Hafi6inbma aкyмynaцia nonroTarniB 3ocepegxeHa b goHHHx BigKnagax noHH33a p«KH, qo CBigwrb npo perynapHe Hagxog®eHHa 3a6pygHroro^ux pe^oBHH go BogoToKy.
Kumnoei cuoec: amponoreHHe HaBarnaxeHHa; goHHi BigKnagu; rigpoeKocucTeMa; rpaHMHo gonycTHMa кoнцeнтpaцia
Вступ
Нин одна з основних еколопчних проблем - забруднення поверхневих вод (Islam et al., 2015; Mohiuddin, et al., 2016). 1нтенсиф1кац1я антропогенного навантаження в сукупност! з природно-ктматичними факторами викликае значнi змгни у струкIурi гiдроeкосистeм, якi супроводжуються порушенням гтдролопчного та цдрохмчного режим1в, бютрансформацею екотоксиканпв та !х акумуляц^ею в ланцюгах живлення, кiнцeва ланка яких - людина та тварини (Bo et al., 2014; Gotze et al., 2014; Biygadyrenko and Ivanyshyn, 2015; Kul'bachko et al., 2015; Tsvetko-va et al., 2016). До одних i3 найнебезпечнттих забруднювачв водних об'ект1в належать важи метали (Fujita et al., 2014; Shakeri et al., 2016). Здатнють важких метал1в до бiоакамуляцii часто спри-чинюе безповоротн! змши як на оргаызменному, так i на клпин-ному р1вн1 (Cirillo et al., 2011; Al-Shami et al., 2012). За до важких метшпв знижуеться репродуктивна здатн1сть гтдробюнпв, уповшь-нюеться !х рiст та п^двишуеться р1вень захворюваносп (Sfakianakis et al., 2015). Тривалий токсичний вплив важких метатв зкмовлюе структурн перебудови у пдробюлопчнш систем!, змшюеться ви-довий склад мжрооргатзм1в, порушуються механзми природного самоочищення водойм (Zhu et al., 2013; Yu et al., 2015).
Надходження важких метажв до водойм вадбуваеться двома основними шляхами: природним i антропогенним. Природне забруднення здебшьшого спричинене протжанням гeоxiмiчниx процесгв: ероз!ею, вулканчж)! д1яльн1стю, вивiтрюванням пр-ських порщ та мшерал!в тощо (Grba et al., 2015). Техногенний вплив супроводжуеться перенасиченням водних об'ектгв про-мисловими та комунальними стоками, забрудненими атмо-сферними опадами, надмрною xiмiзацiею сшьськогосподар-ських полгв, нагромадженням велико1 юлькосп твердих побу-тових в1дход1в, видобутком корисних копалин i багатьма шши-ми факторами, як викликають руйнування природного стану водних екосистем.
Шд час оцнювання eкологiчного стану водойм особливо1 уваги варп досл!дження донних вiдкладiв р!чок, як! дозволя-ють визначити длянки акумуляци полютанпв, а також вияви-ти джерела 1х надходження у водойми (Shaiipova, 2015; Shy-khalyeyeva et al., 2015). Накопичуючи приорпетт забрудню-вач навколишнього середовища, донн! вщклади описують повноцшний вплив техногенезу на водн екосистеми. Вони служать своер!дною «пам'яттю», яка визначае особливосп на-копичення забруднюючих речовин у водному середовиш^ (Madzhd and Alexanrova, 2016). Для бшьшосп прських екосис-тем донн в!дклади, як! складаються переважно з кам'янистих та шщаних порщ !з низьким вмютом оргатчно! речовини, осадження важких метал1в починаеться !з седиментаци х1тч-них сполук !з подальшим 1х окисненням i переходом !з розчин-них закисних форм у важкорозчиннi оксиди. Визначальними чинниками у процесах мпграци важких металгв виступають гумшов! кислоти та фульвокислоти, як не тшьки беруть учать у зв'язуванн южв важких метал1в, а i знижують 1х токсичний ефект (Kolesnyk, 2014). Седиментация мiкроeлeмeнгiв на дно водойми сприяе очищенню води в!д eкотоксикантiв i, водно-час, забрудненню донних вiдкладiв. Вторинне забруднення водойми вщбуваеться при пeрexодi токсикантв у водну товшу, i цьому передуе низка процесгв, серед яких розчинення та десорбция, що регулюють вмпст накопичених eлeмeнтiв у донних вщкладах, а також 1х змучування, що особливо характерно для прських р!чок у паводковий пeрiод (Rabajczyk, 2012).
Комплексы дослщження в систем «вода - донн в!дклади» повноцшно вщображають порушення ргвноваги у пдроекосис-тем1, що в рeзультатi дозволяе адекватно ощнити eкологiчний стан водойми. Найбшьшим кумулятивним ефектом володють важкi метали, як!, на вщмшу в!д оргатчних речовин, не тддаються деструкци, а тшьки змшюють свш ф!зико-х1тчний стан, мпруючи мис компонентами водно1 екосистеми. Здаттсть донних вiдкладiв до акумуляци полютанпв р!зно! природи -однин !з шляив самоочищення водойм i, водночас, потенцшне
джерело забруднення через перерозподш забруднюючих речовин у водну товщу (Madzhd and Aleksandrova, 2016).
Надхоження екотоксиканпв !з донних вщкладав зумовлене низкою пдродинатчних та х!тчних чинниив, до яких нале-жить збiльшeння швидкоста течл, що перш за все властиве для лотичних екосистем; змша температури, pH i окисно-в!днов-них процесгв (Konovets et al., 2013).
З огляду на наведене вище, мета ще! статт! - оцшити вмют важких метшпв у р!чц Уж на територ!ях !з р!зним р!внем антропогенного навантаження протягом весняно-лпнього перюду.
Матерiал i методи дослщжень
Експериментальн! досл!дження включали комплексне ви-значення хмчних елеменпв у вод! та донних вщкладах. Проби води та донних вщкладав вщбирали до та нижче мпста Ужгород (48°38'28.5" N, 22°20'48.5" E - 48°37'10.2" N, 22°15'26.4" E), села Строжниця (48°36'47.8" N, 22°15'16.8" E - 48°36'11.7" N, 22°12'18.3" E) та мста Перечин (48°44'59.9" N, 22°30'53.1" E -48°44'59.9" N, 22°30'53.1" E), а також у 100 м вщ мкця впадш-ня струмка Доморадж у р. Уж (48°43'37.1" N, 22°28'42.1" E). Фонов! зразки в!д!брано на територ!!, яка найменш потерпала в!д людсько! дяльност1, - вище с. Волосянка (48°59'07.3" N, 22°50'01.7" E). Досл!дження проводили упродовж кв!тня -травня та червня - липня 2016 року. Вщбирання проб води проведене з поверхневого горизонту середини водойми за до-помогою пластикових пробов!дб!рник!в об'емом 1 дм3. Донн! вщклади в!дбирали зг!дно з ГОСТ 17.1.5.01.80, з урахуванням морфолог!! русла р!чки. Анал!з води та донних вщкладав зд!й-снювали на емгайному спeкгромeгрi на ICP-MS ^«Agilent 7700x>>. Донн! в!дклади анал!зували п!сля озолення наважок азотною кислотою за допомогою мжрохвильово! системи про-боп!дготовки Milestone Start D. Розчини готували на вод! I класу (18 Мом), тдготовленою на систем! очищення води Scholar-UV Nex Up 1000 (Human Corporation, Корея). Як кал!б-рувальн! стандарти використовували розчини Multielement standard solution 5 for ICP (Fluka).
Найбшьша мережа р!чкових систем характерна для Закар-патсько! област! та складаеться з 152 р!чок, довжина яких по-над 10 км. На особливу увагу заслуговуе одна з головних р!чок Закарпаття - Уж, яка належить до басейну р!чки Тиси (л!ва притока Дунаю). Уж бере свш початок неподалж Ужоцького перевалу та впадае в р!чку Лаборець, що на територи Словач-чини. Протяжн!сть водойми в межах област! становить 112,8 км, а площа водозбору - 1 582 км3. Р!чище пом1рно розгалужене, з невисокими водоспадами. Похил р!чки - 7,2 м/км, ширина -переважно 15-30 м. Пдробюлопчт особливоси дано! водойми зумовлюють И подл на три частини: верхню - г!рську, середню - передпрну та нижню - низинну, де р!чка набувае р!внинного типу (Nikolaichuk et al., 2015).
За статусом р!чка Уж належить до мпжнародних водоток!в, а також е одним з основних джерел питного водопостачання як для обласного центру, так i для прилеглих с!л. Тож проведення низки комплексних досл!джень щодо просторово! оц!нки еко-лог!чного стану р!чки Уж - вагома складова забезпечення контролю над ун!кальними природними екосистемами Карпат.
У дан!й статт! проби води та донних вщкладав анал!зували на вм1ст окремих х1тчних елемент!в. Отриман! показники пор!вняно з нормативами: для води - !з ГДК для рибогоспо-дарських водойм, для донних вщкладав - !з ГДК Грунтгв i з фоновими показниками. Концентрац!ю (С) металгв у вод! виражали у мкг/дм, у донних вщкладах - у мг/кг.
Майже по вс!й протяжност! р!чка Уж п1дпадае п!д антропо-генний тиск, оск!льки протткае м!ж населеними пунктами, на !! берегах розташоват с!льськогосподарськ1 уг!ддя, неподалгк проходять автомапстрал! та зал!зничн! шляхи, об'екти дерево-обробно! та лiсоxiмiчноl галузей. Найменш ураженою залиша-еться територ!я в межах витоку р!чки, освоення яко! обмежене через г!рський рельеф i л!сист!сть. Таким чином, через значне
просторове розмщення потенцшних джерел антропогенного забруднення обрано таю дшянки (рис. 1):
1) рекреацшна, що на територи витоку р1чки;
2) техногенно-трансформована (знаходиться в межах мста Перечин де розмщений Перечинський тсохмчний комбшат);
3) урбатзована (охоплюе територта мста Ужгород [ при-леглих сш);
4) аграрна (розташована в район! с. Сторожниця, де зосе-реджена значна юльюсть с1льськогосподарських упдь [ фер-мерських господарств).
Результати
Середнш валовий вмтст хмчних елеменпв у вод р1чки Уж на територ1ях 1з р1зним р1внем антропогенного наванта-ження наведено в таблиц! 1.
За результатами мас-спектрометричного анал1зу води вста-новлено перевищення нормативних показниюв для водойм ри-богосподарського призначення серед х1тчних елеменпв, яю належать до маркер1в еколопчного забруднення. Упродовж весняного перюду концентраци купруму перевищували гранично допустим норми вщ 2 до 10 раяв у район! техногенно трансформовано! територи (створи 3 та 4), на урбатзованих просторах - у 2,0-2,5 раза (створи 5 та 6), аграрий мтсцевосп -
у 3,8-5,0 раза (створи 7 та 8). Шдвищений вмтст мщ зафжсо-вано й у лпн1 мюятц, де у створах 3 та 4 нормативы значення перевищен в 5,1 та 2,6 раза, на урбатзованш територи - в 2,0-2,4 раза у створах 5 [ 6. На аграрнш територи концентраци мщ в лпню пору виявилися нижчими, тж навест, проте перевищували ГДК в 2,7 та 3Д раза у створах 7 та 8. Под1бний просторовий розпод1л характерний [ для цинку, наднормативн! значення якого зафжсовано у зон промислового напруження та перевищують ГДК у 1,5-4,0 раза (створи 3 та 4) навест та вштку в 1,1-4,5 раза у створах 3 та 4. У район! аграрно! територи упродовж квггая - травня виявлено перевищення арсену в 1,5 раза (створ 8), що биъше за фоновий показник у 3,5 раза. Протягом лпнього перюду перевищення ГДК сягало 1,0-1,4 раза у створах 7 та 8. Вмтст ванадю у вод виявився незначним, хоча [ перевищував ГДК упродовж квггая - травня в напрямку за тетею р1чки. Також встановлено невисок! концентраци нжелю та плюмбуму по вс1й протяжносп р1чки Уж. Найвищ показники хрому зосереджет на техногенно трансформованш територи та перевищують фонов! показники вщ 18-4,7 раза навест та 3,1-5,9 раза вттку (створи 3 та 4), на урбатзованш -вщ 1,4 до 1,8 раза (створи 5 [ 6), аграрнш - вщ 1,9 до 3,8 раза навест (створи 7 та 8). Улику показники хрому в районах урбанзовано! та аграрно! територш не перевищували фонових значень у значних межах.
Рис. 1. Картосхема дослщжуваних длянок р1чки Уж (п = 4): 1 - рекреацшна територ1я, 2 - на початку с. Перечин, 3 - 100 м нижче впадння струмка Доморадж, 4 - за с. Перечин (техногенно трансформована територ1я), 5 - до м. Ужгород, 6 - за м. Ужгород (урбатзована територ1я), 7 - до с. Сторожниця, 8 - за с. Сторожниця (аграрна територ1я)
Результата дозволяють припустити, що найбшъш1 концентраци важких метал!в на техногенно трансформованш територи, де зафжсоваш перевищення ГДК [ фонових значень серед таких полютанттв, як Си, Сг, 7п. Дещо нижш концентраци ме-тшпв, як! перевищують нормативи, виявлено у вод упродовж весняного перюду в напрям до пониззя р1чки, де переважають значення Сг, V, Си, та Л8. Улитку перевищення норматив!в зафжсова-но тльки для Л8 та Си. Зразки проб води, вщбран з урбашзовано! територи, виявилися забрудненими ванадем та мддю.
Визначення вмюту важких метал1в у донних вщкладах доз-воляе виявити приорнет забруднювач навколишнього сере-
довища. Середнш вмют валових форм важких метал1в у в1д1б-раних зразках намулу коливався у значних межах, перевищу-ючи фонов1 значення, однак наднормових концентраций, як! б перевищували ГДК Грунту, виявлено не було. Пор1вняно з фо-новими показниками у вщбраних зразках намулу на техногенно трансформованш територи виявлено значт концентраци таких важких метал1в: Си, N1, Сг та V (рис. 2).
Найвищ концентраци метал1в зафжсовано в точц 3. Показники нгкелю тут сягали 6,5 мг/кг навесн та 7,1 мг/кг влпку, що в 5,4 та 6,4 раза биьше, н1ж фонов1 значення. Вмют хрому також коливався у значних межах, перевищуючи фонов1 кон-
централи в 11,3 раза (8,2 мг/кг) навест та у 8,2 (7,8 мг/кг) вл1тку. Под1бна ситуация склалася 1 з цинком, тдвищений вмтст якого у веснят мюящ складав 9,1 мг/кг, а впродовж лгта становив 4,1 мг/кг, що в 2,9 та 1,8 раза бшьше фонового вмтсту.
До того ж на техногенно трансформованй територц упродовж кв1тня - травня пом1чено зростання концентраций ванадто, яке максимальне в точщ 4 (3,1 мг/кг) 1 перевищуе фонов1 значення в 5,2 раза.
Таблиця 1
Середт концентраци важких метал1в 1 рН води р1чки Уж (пункти в1дбору проб води 1-8) на територ1ях 1з р1зним характером антропогенного навантаження (М ± т, п = 4, мкг/дм)
Мюящ 1 2 3 4 5 6 7 8
рН 7,4 ± 0,09 7,3 ± 0,15 6,5 ± 0,20 6,4 ± 0,11 7,5 ± 0,09 7,7 ± 0,22 7.6 ± 0,18 8,1 ± 0,18
VI-VП 7,2 ± 0,07 7,1 ± 0,17 6,7 ± 0,16 6,8 ± 0,21 7,3 ± 0,08 7,5 ± 0,11 7,3 ± 0,17 7,9 ± 0,21
РЬ 3,0 ± 0,75 2,1 ± 0,20 7,0 ± 0,31 5,4 ± 0.08 5,1 ± 0,14 1,8 ± 0,27 3,3 ± 0,34 5,0 ± 0,32
VI-VП 3,2 ± 0,22 2,8 ± 0,11 9,8 ± 0,13 6,1 ± 0,20 5,8 ± 0,19 8,3 ± 0,14 7,8 ± 0,33 7,3 ± 0,52
Сг IV-V 1,2 ± 0,10 0,7 ± 0,11 5,2 ± 0,15 2,1 ± 0,14 2,1 ± 0,24 1,6 ± 0,24 2,1 ± 0,24 4,2 ± 0,34
VI-VП 1,2 ± 0,20 1,3 ± 0,16 7,1 ± 0,35 3,8 ± 0,23 1,2 ± 0,10 1,4 ± 0,14 1,3 ± 0,16 1,2 ± 0,17
N1 IV-V 5,2 ± 0,10 6,3 ± 0,20 6,5 ± 0,15 7,3 ± 0,17 6,2 ± 0,17 4,8 ± 0,26 3,1 ± 0,45 4,7 ± 0,38
VI-VП 4,2 ± 0,23 5,5 ± 0,21 9,2 ± 0,21 8,4 ± 0,16 7,5 ± 0,18 6,8 ± 0,29 4,3 ± 0,24 3,6 ± 0,33
Си IV-V 1,0 ± 0,10 0,9 ± 0,13 10 ± 1,37 2,1 ± 0,21 2,5 ± 0,35 2,0 ± 0,23 3,8 ± 0,36 5,1 ± 0,27
VI-VП 1,0 ± 0,11 1,0 ± 0,10 5,1 ± 0,27 2,6 ± 0,20 2,0 ± 0,13 2,4 ± 0,17 2,7 ± 0,27 3,2 ± 0,20
гп 10,2 ± 1,00 12,0 ± 1,49 41,0 ± 1,75 15,0 ± 1,08 8,1 ± 0,25 1,9 ± 0,36 2,7 ± 0,42 4,4 ± 0,35
VI-VП 9,0 ± 0,70 8,0 ± 2,04 45 ± 2,04 11 ± 1,47 5,4 ± 0,29 2,3 ± 0,18 2,5 ± 0,34 2,9 ± 0,16
Аз IV-V 2,2 ± 0,13 0,8 ± 0,10 2,5 ± 0,14 3,2 ± 0,19 2,0 ± 0,14 4,5 ± 0,57 2,5 ± 0,34 7,4 ± 0,27
VI-VП 2,5 ± 0,15 2,4 ± 0,20 4,6 ± 0,36 4,0 ± 0,28 3,8 ± 0,36 4,8±0,31 5,3 ± 0,30 6,8 ± 0,36
V IV-V 0,7 ± 0,12 0,6 ± 0,10 1,9 ± 0,12 1,9 ± 0,23 2,0 ± 0,29 1,5 ± 0,14 1,9 ± 0,13 1,9 ± 0,10
VI-VП 0,8 ± 0,10 0,9 ± 0,13 0,9 ± 0,12 0,9 ± 0,14 0,9 ± 0,10 0,8 ± 0,15 0,8 ± 0,14 0,8 ± 0,16
ю
9
Е
о"
—Си
......Еп
—Л- Сг —X—РЬ ----Ав
-1— V
Рис. 2
9 8 7 6
и К
О 4
3 2 1
0
1 2 3 4 5 6 7 8
Т ОЧКИ В1дборупроб
Середнш вмст важких метал1в у донних вщкладах р1чки Уж (весняний пер1од)
Си гп Сг № ■ ■ ■ ■ Аэ
-+--- РЬ
-Х-
1
2 3 4 5 6 7 8
Т ОЧКИ Е1д6ору пр об
Рис. 3. Середнш вмют важких метал1в у донних в1дкладах р1чки Уж (лпнш пер1од)
У зразках намулу, в1д1браних у район1 урбатзовано1 територц, виявлено п1двищений вм1ст N1, РЬ 1 Си. Конценгранд ку-пруму упродовж кв1тня - травня коливалися в межах в1д 4,7 мг/кг (точка 5) до 7,3 мг/кг (точка 6), що в 6,0 та 9,3 раза перевищуе фонов1 показники. У лпт мюящ вмют купруму був дещо нижчим 1 складав 3,8 мг/кг на початку урбатзовано! теригори та 4,6 мг/кг за И межами, що перевищувало фоновий вм1ст у 4,4 та в 5,3 раза вщповщно. Щодо плюмбуму, то його найвищ1 концетраци виявлет вл1тку за мстом Ужгород -
7,8 мг/кг, а це в 8,4 раза бшьше, тж фонов1 значення. Под1бну тенденцию спостерижмо 1 до зростання нжелю, найвищ1 показники якого також зафжсоват в лпнш пер1од 1 становлять 4,8 мг/кг, що у 4,1 раза бшьше природного фону. Донт вщклади аграрно1 теригори виявилися збагаченими на Си, 7п 1 Л8. У понизз1 водойми акумулящя м1д1 весною сягала максимуму, перевищуючи фонов1 значення в1д 9,1 (точка 7) до 11,7 (точка 8) раза. Улику показники зменшилися до 5,3 та 5,9 мг/кг, що в 6,0 та 6,7 раза бшьше фону. Пор1вняно з урбатзованою
територ1ею, зросли концентраци арсену (7,4 мг/кг) та хрому (8,1 мг/кг), яю протягом весни перевищують фонов! значення Л8 у 13,5 раза, Сг в 10 раз1в в точщ 8. Упродовж лигах мюящв спостерггаемо зменшення концентраци цих елеменпв, вмтст арсену становить 6,7 мг/кг, що в 6 раз1в б1льше фонових показ-никв, хрому - 1,5 мг/кг, що в 1,6 раза биьше еталонних зна-чень. Вмтст цинку також зб^шуеться навесы (5,0-8,5 мг/кг) ! знижуеться влпку (4,1-4,3 мг/кг) у точках 7 та 8.
Отримат дат вказують на значне накопичення хрому та нжелю в донних вщкладах техногенно трансформовано! тери-тори, а також купруму, цинку та арсену в район! аграрно! тери-тори, що свщчить про потенцйну небезпеку забруднення во-дойми даними металами.
На основ! одержаних результатв розраховано коефщенти донно! акумуляци (КДА) важких металiв, якi характеризуют вiдношення концентраци токсикантв у донних вiдкладах до вмтсту полютантв у водi та розраховуються за формулою:
Кд
КДА= —; Кв
де Кд - концентращя забруднювача у донних вщкладах, Кв -
концентрацш забруднювача у вода (Миг^ЬтсИеико, 2014; БИуйкоу е; а1., 2003).
Величина КДА залежить вiд низки чинникв: природи по-тенщйного забруднювача та його розчинностг у водi, а також гщроморфолопчних особливостей водного об'екту. Зменшення коефщентв концентраци свiдчигъ про зниження р1вня забруднення та актив!защю процес1в детоксикащ!, а зростання, навпаки, вказуе на штенсивне забруднення водно! екосистеми (табл. 2).
Коефщенти накопичення дозволяють виявити найважли-в!ш потенщйш забруднюваш водно! екосистеми, здатт пере-ходити у водну фазу п!д час змши пдродинатчних (збшьшен-ня швидкосп течи, впрове перемппування водних мае) [ ф1зи-
3000
2500
2000
ко-итчних (температура, рН, окислювально-вщновн! проце-си) умов, спричиняючи вторинне забруднення пдроекосистем.
У вщбраних зразках донних вщкладв встановлено КДА для важких метал1в, виявлеш навесы та влпку 2016 року. У вес-няну пору (рис. 4) в межах техногенно трансформовано! тери-тори у значних клькостях акумулюються Сг та N1 в 100 м вщ скиду промислових стгчних вод (точка 3), трохи нижче течи вмтст нжелю знижуеться, натомють зростае коефшкнт накопичення для купруму, ванадю та хрому (точка 4).
Таблиця 2
Ощнка ступеня токсичного забруднення поверхневих вод за КДА (за БИуНкоу е1 а1., 2003)
Показник Еколопчна криза Надзвичайна еколопчна Вщносно задовшьна
ситуацш ситуащя
Коефщент донно! акумулящ! (КДА) понад 104 103-104 до 103
У район! урбатзовано! територи, де р!чка набувае р1внин-ного характеру, акумулящя важких метал!в у намул! зростае, зокрема надал! зб1льшуеться накопичення купруму, а вмст ва-надю та хрому, хоч ! зменшуеться, та все ж залишаеться на високих позначках (точка 5). За найбиьш густонаселеною те-ритор!ею, через яку протжае р!чка Уж (точка 6), зафжсовано високий ступiнъ акумуляци серед таких полютанпв, як Си, 7п, Сг ! V, що вказуе на прогресуючий р!вень забруднення на да-н!й досл!дн!й диянщ. Униз за течто р!чки при переход! на аграрну територта вмтст ванад!ю в донних вщкладах значно зменшуеться, високими залишаються коефкценти для мвд, хрому та цинку (точка 7). Вплив сшьськогосподарсько! дяль-ностг у понизз! р!чки вщображаеться накопиченням арсену в донних вщкладах, а також збшьшенням хрому та црнку в точщ 8.
Влпку акумулящя майже вс!х достджуваних елеменпв знижуеться по всш протяжност! р!чки Уж (рис. 5).
мйай КДА V 1:1:1:1:1: КДА Си нп КДА 1л. = КДА Аз КДА РЬ - - - - КДА Сг -КДА №
4 5
Точки вщбору проб
Рис. 4. Коефщенти донно! акумуляци важких метал!в у р!чщ Уж (весняний перюд 2016 р.)
2500
2000
1500
1000
КДА V КДА Си ■--.-.-.-.■кдА гп
ХХХХХКДА Аз
- - - -КДА РЬ
- - - -КДА Сг -КДА N1
4 5
Точки вщбору проб
Рис. 5. Коеф!щенти донно! акумуляци важких метал!в у р!чщ Уж (линш перюд 2016 р.)
У межах рекреацшно! теригори виявлено зниження ргвня накопичення таких елеменпв, як V та As (пор!вняно з весня-ними показниками). На техногенно трансформованш теригори виявлено зростання акумуляци купруму в донних вщкладах точок 2 i 3, яке дал! за тетею р!чки знижуеться поргвняно з весняними значеннями. Подабна динамжа спостeрiгаегься з накопиченням арсену, вмют якого влпку збшьшуеться тшьки в межах техногенно трансформовано! теригори. Значення КДА для хрому упродовж червня - липня виявилося найвищим у точц! 4, тещ як навест коефшкнт був значним вище за течтею в точц 3. Улику акумуляця плюмбуму збшьшуеться по всш водойм!, а особливо в точщ 6, що за межами мста. Вмст ванадаю в лпнш перюд коливаеться в сталих межах по всш течи р!чки, значно зменшуючись пор!вняно з весняними показниками.
Коефшкнт накопичення цинку також зменшуеться в лпн!й перюд, проте динамжа розповсюдження елементу залишаеться незмшною. За допомогою розрахунку коефшкнпв донно! акумуляци можна зробити висновок, що найнебезпечыш! полютанти дано! водойми - купрум, хром i цинк, як накопичуються у донних вщкладах майже по всш р!чщ.
Обговорення
Купрум - широко розповсюджений хмчний елемент. У вшь-ному стан! зустр!чаеться р!дко, в основному знаходиться у земнш кор! у вигляда сульфщв. До основних мвдних мшералгв належить халькозин Cu2S, борнгт Cu5FeS4 i xалькопiриг CuFeS2, прояви яких зустр!чаються на теригори Закарпатсько! област! У водному середовищ! купрум може мютитися у р!з-них формах: вшьнш (у вигляда пдратованого юна) та заком-плексованш (з неорган!чними та органчними лггандами), що i визначае стушнь його токсичност! Закомплексована мвдь во-лод!е меншим токсичним ефектом, тж вшьн1 юни металу. Однак токсичнють купруму mдвишуеться за наявност! значних концентрацш кадмто, цинку або ж нжелю, а за присутносп кальц!ю пор!г токсичносп знижуеться. Надходження мщ у природн! води може проходити !з зовншнього середовища або ж унаслщок внутршньоводоймних процеов. Основними дже-релами техногенного надходження металу у водт екосистеми виступають стачт води металургшно! та х1тчно! промисло-восп, шахтн стоки мвдних рудникв, продукти корози мвдних об'ектв, внесення альгоцидних препаратв i багато шших (Seker and Kutlu, 2014).
Навест вмют купруму сягав високих значень у водойм! урбанзовано! та аграрно! теригори, що, ймов!рно, спричинено надходженням металу разом !з комунально-побутовими та сшьськогосподарськими стоками. Час проведення дослджень спвпав !з перюдом активно! х1мизащ! сшьськогосподарських земель, тому внесення мшеральних добрив, а особливо вико-ристання засобгв боротьби з! шюдниками могло зумовити тд-вищення концентраций мщ у поверхневих водах. У лпнш перюд концентраци мщ у р!чковш вод! дещо зменшуються, що може бути пов'язано з перюдом активно! вегетаци фнопдро-бюнпв, який супроводжуеться шдлуговуванням води та збага-ченням !! киснем, що викликае окиснення металу та його подальше осадження на дно. У район! техногенно трансформовано! теригори вмют купруму у поверхневих водах сягае наднормативних значень i залишаеться майже незмшним про-тягом весняно-линього перюду, прослщковуеться тшьки не-значне зниження металу в лин мюящ. Подабна тенденця свщ чить про регулярне надходження полютанту у поверхнев! води, джерелом якого можуть бути неконтрольоват скиди промис-лових i комунально-побутових спчних вод.
У донних вщкладах досл!джувано! р!чки купрум акумулю-еться в значних межах, найбшьший вмют зосереджено в район! урбанзовано! та аграрно! теригори. Значне накопичення мщ може носити як природнш, так i техногенний характер. У дани мюцевосп р!чка переходить !з прського до р!внинного типу, i тсля весняних дощ^в на ргвнинн теригори з водними масами
переноситься значна кшькють органчних речовин природного походження, залишки рослин i рештки вщмерлих тварин, як утворилися ще у зимовий перюд. Це сприяе зростанню заком-плексованих форм мщ в результат накопичення в донних вщкладах. Техногенне забруднення донних вщкладав урбатзо-ваноï та аграрноï теригорш найшов1рнше спричинене змивом токсиканта 1з прилеглих територ1й, особливо у перюд весняних паводюв, коли значна кшькють забруднювач1в м!груе з Грунпв у донн1 в1дклади. Ул1тку вмют мщ у донних в1дкладах р1внинних територ1й дещо знижуеться, що зумовлено певними г1дрох!м1чними особливостями дослiджуваноï р1чки або ж зменшенням антропогенного тиску. На техногенно трансформованй теригори найбшьше накопичення елементу у весня-ний пер1од заф1ксоване за межами мюта Перечин, що зумовле-не значними концентрациями полютанту у вода нижче скиду промислових вод. Можна припустити, що м1дь, потрапивши у водойму, переноситься за рахунок швидкюжа течiï та осаджу-еться на дно на значнй в1дстан1 вщ джерела надходження. Ул1тку накопичення металу зростае в точц! 3, що може бути пов'язане як з природними, так i з антропогенними чинника-ми: л1тн1й меженний перюд супроводжуеться зменшенням швидкост! теч11 та штенсифжащею процес1в осадження. Тому одним 1з джерел надходження м1д1 можуть служити процеси руйнування г1рських порщ. А техногенне надходження може бути зумовленим скиданням промислових сток1в, яю через по-в1льно накопичуються.
Цинк належить до малотоксичних елементгв. У вшьному стат у природ1 не зустр1чаеться, утворюючи м1нерали: сфалерит ZnS, см1тсон1т ZnCO3, в1лем1т Zn2[SiO4] та 1нш1. Найб1льше цинку мютиться в пол1метал1чних рудах, де вш зустр1чаеться разом 1з м1нералами свинцю та м1д1. У природн1 води потрап-ляе в результат! руйнування та розчинення г1рських пор!д та мшерал1в. Антропогенне надходження металу зумовлене скиданням спчних вод 1з металург1йних комб1нат1в, гальван1чних цех1в i збагачувальних п1дприемств (Linnik,1986). Значна кшькють токсиканту надходить з атмосферними опадами в резуль-тат1 спалювання деревини. У поверхневих водах цинк знаходиться переважно у розчиннй форм1 та у форм1 завислих часток, його зв'язування залежить вщ к1лькост1 гумусових речовин, яю м1стяться у донних в1дкладах. При цьому ступень за-комлексованост1 металу з гумусовими речовинами зростае з1 зб1льшенням рН. У донних вщкладах цинк проявляе високу м!грац1йну здатнють та швидко сорбуеться орган1чними речовинами яю, у свою чергу, м1стять зал1зо, алюм!шй, марганець, кремнй та 1нш1 елементи (Mur and Ramamurti, 1987).
Вм1ст цинку у вода дослщжуванм р1чки виявився найви-щим у район1 техногенно трансформоважа територiï. Оск1льки висок! показники елементу зафжсоват на незначнй в1дстан1 вщ м1сця впадгння струмка в р1чку, то можна припустити, що основним джерелом його надходження служать стачт води л1сох1м1чного комб1нату, як1 поступають у водоттк з1 струмка Доморадж, що регулярно поповнюеться в1дходами заводу. Проте на урбанзованш та аграрнй теригор1ях, розм!щених нижче за теч1ею р1чки, вм1ст цинку зменшуеться до допусти-мих значень. Найнижч1 показники виявлет за межами населе-них пунктов, що, скор1ше за все, пов'язано з1 зростанням вм1сту органчних речовин у цих д1лянках через скидання комуналь-но-побутових ст1чних вод (до 85 тис. м3/добу), що, ймов1рно, спричиняе зв'язування метала у комплекси (Symkanich et al., 2015). Кращому засвоенню м1кроелемента сприяе переход до низинних територгй з1 сповшьненою теч1ею та 1нтенсивно розвиненою рослиннютю (Prokopchuk and Hrubinko, 2016). Улику можна спостерггати зменшення вм1сту цинку у вода по всш р1чщ, що пояснюеться активним споживанням мжроеле-менту водною б1отою.
Найб1льша акумулящя цинку в донних в1дкладах зосеред-жена у понизз1 р1чки (урбанзована та аграрна територ11). По-дабна просторова динам1ка може бути спричинена, по-перше, вимиванням металу з прських порщ i перенесенням на значт
вщстат у перюд весняного повноводдя з подальшим осаджен-ням на дно. По-друге, значна замулетсть низинних теригорш шдвищуе р1вень зaкомплексовaностi цинку за рахунок збшь-шення гумусових речовин у донних вiдклaдaх. По-трете, зв'я-зуванню металу сприяе зб1льшення водневого показника у водному середовищ!, що характерно для лiтнього перюду (Linnik, 1986). У донних вщкладах техногенно трaнсформовaноï територи виявлене незначне накопичення металу. Водневий показ-ник на дослщжуваних дшянках 3 та 4 навест знаходився в межах 6,4-6,5, а влпку - 6,7-7,1, що могло сприяти вившьнен-ню цинку з донних вщкладав i подaльшоï мiгрaцiï у воду.
Хром досить поширений у природа, трапляеться у виглядi сполук iз киснем, утворюючи aлюмохромiт, мaгнохромiт, хро-мiт та iншi мшерали. У водт екосистеми потрапляе в результат! вилуговування з прських порщ i Грунтв, а також у процеа розкладання вщмерлих решток рослин i тварин. Техногенними джерелами виступають викиди та стачн води текстильних та х^тчних тдприемств, зокрема лгсох^тчно! промисловосп, де як консерванти деревини використовують хромати та бixромaти. Хром - потужний екотоксикант, який залежно вщ валентност! може вiдiгрaвaти рiзномaнiтнy роль у бюхмчних процесах i проявляти р1зну токсиколопчну даю. Потрапляючи у водойму, хром найбшьше акумулюеться в донних вщкладах. Активно сорбуючись у мут, метал часто стае причиною вторинного забруднення водних екосистем (Mur and Ramamurti, 1987).
У вода та донних вщкладах дослщжувано! водойми вищ1 концентраци хрому зафжсовано неподалж вщ злиття русла р1чки з1 струмком Доморадж, що свщчить про надходження металу з промисловими стоками. В линю пору, а саме в ме-женний перюд, концентраци металу в район техногенно тран-сформовaноï територiï зростають, що спричинено зменшенням швидкосп течи та перемшування водних мас. Незначне тдви-щення вмтсту хрому зафжсоване упродовж весняного перiодy у понизз! р!чки, що пов'язано з високим рiвнем yрбaнiзaцiï басейну на цих територiяx, а також надходженням полютантв !з поверхневим стоком i комунально-побутовими стчними водами. 1з вщдаленням вщ техногенно трaнсформовaноï територи акумуляцш металу у донних вщкладах зменшуеться. Под!б-не просторове розповсюдження хрому можна пояснити його низькою млрацшною здaтнiстю.
Плюмбум - один !з найтоксичнгших забруднювач!в водних екосистем. У природ! зyстрiчaеться у скид! полiметaлiчниx сульфщних руд. У поверxневi води надходить у резyльтaтi роз-чинення ендогенних (гaленiти) та екзогенних (церусити, англе-зити) мiнерaлiв. Техногенне надходження в природне середо-вище обумовлене скиданням промислових ст!чних вод, виго-товленням свинцево-кислотних aкyмyляторiв, свинцевих фарб та викидами продуктов згорання кам'яного вугшля. Одне з ос-новних джерел надходження свинцю - вихлопт гази автотранспорту, що мктятъ тетраетилсвинець, який, попри заборону, ще й доа використовують для шдвищення октанового числа. У водному середовищ! зв'язування свинцю проходить зазви-чай в умовах кислого середовища та значних концентраци ор-гатчних речовин (Mur and Ramamurti, 1987).
У вод! дослщжуваних теригорш наднормативних концентраций плюмбуму не зафжсовано, проте влттку виявлено тенденцию до збiлъшення концентрацию полютанту за мстом по-р!вняно з фоновим показником. Под!бне зростання вмтсту еле-мента у водойм вщбуваеться внаслщок збiлъшення техногенного навантаження в район! урбанзовано! територiï, де джере-лом свинцю виступають викиди автотранспорту. Сл!д зазначи-ти, що викид забруднюючих речовин автотранспортом зргс за остант десятщдччя, що пов'язано з! зб^шенням кiлъкостi автотранспорту, який експлуатуеться в мсп або ж щодня пере-тинае достджувану територта через захвдний транспортний коридор у напрям! до Свропи (Gabchak, 2007).
Накопичення свинцю протягом весняно-лпнього перюду у донних вщкладах зростало в мру наближення до yрбaнiзовaноï територи, сягаючи максимальних значень за мстом. У район! аг-
рaрноï територи акумулящя екотоксиканту зменшувалася, що можливо за рахунок збiлъшення водневого показника та низь-коï мiгрaцiйноï здатносп елементу.
Нжель належить до умовно есенщальних елементв i, од-ночасно, вщомий як потенцшний екозабруднювач. Природни-ми джерелами елементу виступають сульфщт мвдно-нжелев! та силката нжелев! руди. Антропогенне забруднення в основному зумовлене спаленням дизельного пального, використання якого за останн роки зросло. До потужних джерел полютанта вщносять тдприемства колъоровоï металурги, гiрничорyдноï промисловост!, гальванотехшчт цехи, теплов! елекгростанци, яю працюють на кам'яному вуплш, тдприемства з виробниц-тва акумулятор!в та виплавлення стал!. Розподал мжроелемен-ту у воднш екосистем! залежить вщ багатьох чинниюв, насам-перед в!д рН середовища. Найбшьша комплексоттарна здат-шсть фульвокислот вщносно нжелю проявляеться за рН = 6,07,0 а за його збшьтення нжель переходить у пдрокомплекси (Yu and Tsunoda, 2004).
За весь перюд дослджень значних коливань полютанта у вод! не виявлено, вмст нжелю був незначним, а в район! урбанзовано! та аграрно! теригорш навпь меншим за фоновий показник. Зниження концентрацш нжелю, ймов!рно, пов'язане з його зв'язуванням у комплекси з фульвокислотами за рН навесн 6,4-7,7, а влпку - 6,8-7,9. При цьому у донних вщкла-дах виявлет бшш концентраци металу, зокрема на техногенно трансформованш територи (точка 3), що може свщчити про давне забруднення, джерело якого - промислов! стоки. Суттеве зниження вм!ту металу виявлене нижче за теч!ею - у точщ 4 i, як насл!док, може бути викликане конкурентним зв'язуванням фульвокислот купрумом, ум!ст якого тут зростае, або ж просто зменшенням техногенного навантаження. За мктом накопичення нжелю в донних вщкладах знову зростае, що може бути спричинене надходженням металу з поверхневим стоком !з прибережних автосмуг i зал!зничних полотен, прокладених па-ралельно до водотоку (Bobryk, 2015).
Арсен - металощ, широко розповсюджений у земн!й кор!. У навколишньому середовищ! знаходиться у вигляд! арко-вм!сних м!нерал!в: реальгару (AsS), ауритгменту (As2S3), арсе-ноп!риту (AsFeS) та шших. Процеси вив!трювання та вилуговування з арсеновмюних г!рських пор!д - одн! з основних причин природнього забруднення поверхневих вод. Серед техно-генних чинник!в до найбшьш потенц1йно небезпечних належать тдприемства кольорово! металург!!, ст!чн! води яких м!с-тять значн! концентраци арсену. Виробництво фарб, п!гмент!в, керамчних вироб!в !з використанням токсиканту - також одне !з джерел забруднення навколишнього середовища. Арсено-вм!сн! гербшиди, !нсектициди, пестициди, як! зазвичай надхо-дять до водойм через поверхневий сттк !з сiлъсъкогосподaрсъкиx уг!дь чи !нших територ!й, часто стають причиною поминого забруднення (Mur and Ramamurti, 1987).
Арсен здатний проявляти мутагенну та канцерогенну д!ю щодо живих орган!зм!в. Його токсична д!я передус!м пов'язана з! здатн!стю зам!щувати фосфор у бюлопчних сполуках i, як наслщок, зм!нювати х!д б!ох!м!чних реакцш
У р!чп! Уж вм!ст арсену протягом весняно-лпнього перюду коливався в межах гранично допустимих концентрац1й, кр!м аг-рарно! територ!!. Найв!рог!дн!ше, що тдвищений вм!ст металу на аграрнш територ!! спричинений !нтенсиф!кац!ею викорис-тання сiлъсъкогосподaрсъкиx отрутох!м!кат!в, як! м!стили спо-луки арсену.
У донних вщкладах накопичення екотоксиканту зростае з урбащзоважа територ!!, збшьшуючись у напрям! до гирла р!чки. У цих районах р!чка протжае поблизу приватних сектор!в, тому основним джерелом забруднення тут можуть слугувати неконтролъовaнi скиди побутових ст!чних вод, що мктять значну кiлъкiсть мийних засоб!в, а деяю з яких, як вщомо, вм!-щують у своему склад! миш'як. Найвищий показник акумуля-цц металу спостер!гали упродовж кв!тня-травня в межах аграрно! територ!!, що пов'язуемо з пжом обробки сiлъсъкогосподaр-
ських рослин. Одними з потенциних джерел надходження елементу тут можуть слугувати як арсеновтстш пестициди, так i десиканти, використання яких за остант роки зросло.
Ванадай - важкий метал, здатний проявляти високу ток-сичн1сть за пiдвищених концентраций. Зустр1чаеться в комп-лексних пол1метатчних рудах: м^дних, уран-ванадаевих, титомаг-нетитових, свинцево-цинкових та 1нших. Екологiчно найнебез-печн1шим вважаеться надходження елементу разом iз випарами бензину та мазуту, осюльки ванадш здавна використовуеться у виготовлент нафтопродукт1в. Джерела забруднення також ме-талургшна, машинобуд1вна, текстильна та лакофарбова про-мисловост1 У природних водах знаходиться в низьких концентрациях 0,2-4,5 мкг/дм3 (Rubio-Arias et al., 2007). Найвищi концентраци ванадаю, як1 коливаються в межах 17,7-48,8 мг/дм3, зафжсовано у поверхневих водах поблизу тдшжжя гори фудз1 (Японц). Щдвищений вм1ст елементу тут пояснюеться результатом вулкан1чноi активностi мсцевих г1р (Aiuppa et al., 2003).
Упродовж квггня - травня вмст ванадаю у поверхневих водах коливався в незначних межах, хоча дещо перевищував ГДК. Лiтературн1 дат св1дчагь про стабiльно тдвищений вмют ва-надiю у Грунтах Закарпатсьюм области, який становить 82 мг/кг у прсьюй мiсцевостi та 100 мг/кг на р1внинних територiях (Fatieiev and Pashchenko, 2003). Збiльшення концентрацш вана-д1ю у вод! та донних вкладах навесн1, ймов1рно, пов'язане з вимиванням елементу з Грунтотв1рних пор1д, високий вм1ст якого зосереджений, зокрема, в магматичних г1рських породах. Цшком 1мов1рне також техногенне надходження елементу, оскшьки в1домо, що ванадаев1 сол1 часто використовуються як фунгшиди, шсектициди та 1нш1 дез1нф1кувальн1 засоби. Ул1тку концентраци металу суттево знизились як у вода, так i в донних в1дкладах, що пов'язано з1 зменшенням водностТ та швидкосп течи р1чки та, в1дпов1дно, винесенням елементу з пор1д. Серед важливих чинник1в видаляемо також п1двищення водневого показника, що сприяе зв'язуванню металу, особливо на ргвнин-них дшянках у понизз1 р1чки.
Висновки
Комплексне визначення вмсту важких металгв у систем! «вода - донт в1дклади» вказуе на значний вплив рельефжа ди-феретцаци територш на розповсюдження важких металтв у р1чщ Уж. У межах прських територш приоргтетними забруд-нювачами виступають хром i н1кель. Шдвищений вмют цих метатв як у вод1, так i в донних в1дкладах техногенно транс-формованоi теригори - результат скидання промислових спч-них вод. На ргвниннш частин1 р1чки переважають висою концентрацй купруму, ванадаю та цинку. Джерелом ванадаю слу-жать абютичн1 складов1 долини р1чки; це, зокрема, вулкатчт прськ1 породи, як1 виникли в результата вулкан1чноi даяльносп Карпатських пр. Високий умют купруму та цинку зумовлений як екзогенним надходженням, так i наявн1стю у Грунтотшрних породах 1з подальшим накопиченням через упов1льнення течй. У межах аграрно територй наявне забруднення арсеном, спри-чинене гнтенсивним використанням арсенумютних сполук як с1льськогосподарських отрутох1м1кат1в. За результатами пор1в-няльного анал1зу досл1джуваних територгй найб1льш забрудне-ними виявилася антропогенно трансформована територ1я та пониззя р1чки в межах аграрноi, що св1дчить про необх1дн1сть вдосконалення контролю щд час зд1йснення мон1торингу та оцшювання еколог1чного стану поверхневих вод.
References
Aiuppa, A., Bellomo, S., Brusca, L., D'Alessandro, W., & Federico, C. (2003).
Natural and anthropogenic factors affecting groundwater quality of an active
volcano (Mt. Etna, Italy). Applied Geochemistry, 18(6), 863-882. Al-Shami, S. A., Rawi, C. M., Ahmad, A. H., & Nor, S. A. M. (2012).
Genotoxicity of heavy metals to the larvae of Chironomuskiiensis Tokunaga
after short-term exposure. Toxicology and Industrial Health, 28(8), 734-739.
Bo, L., Wang, D., Li, T., Li, Y., Zhang, G., Wang, C., & Zhang, S. (2014). Accumulation and risk assessment of heavy metals in water, sediments, and aquatic organisms in rural rivers in the Taihu Lake region, China. Environmental Science and Pollution Research, 22(9), 6721-6731.
Bobryk, N. (2015). Poshyrennja ta akumuljacija vazhkyh metaliv u g'runtah pryzaliznychnyh terytorij [Spreading and accumulation of heavy metals in soils of railway-side areas]. Visnyk of Dnipropetrovsk University. Biology, Ecology, 23(2), 183-189 (in Ukrainian).
Brygadyrenko, V. 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. Journal of Forest Science, 61(9), 369-376.
Cirillo, T., Amodio Cocchieri, R., Fasano, E., Lucisano, A., Tafuri, S., Ferrante, M., & Isani, G. (2011). Cadmium accumulation and antioxidant responses in Sparus aurata exposed to waterborne cadmium. Archives of Environmental Contamination and Toxicology, 62(1), 118-126.
Fatieiev, A., & Pashchenko, Y. (2003). Fonovyi vmist mikroelementiv u gruntakh Ukrainy [Background content of microelements in Ukrainian soils]. National Science Centre, Kharkiv, 72 (in Ukrainian).
Fujita, M., Ide, Y., Sato, D., Kench, P. S., Kuwahara, Y., Yokoki, H., & Kayanne, H. (2014). Heavy metal contamination of coastal lagoon sediments: Fongafale Islet, Funafuti Atoll, Tuvalu. Chemosphere, 95, 628-634.
Gabchak, N. (2007). Transportna merezha, ii stan i vplyv na pryrodne seredovyshhe Zakarpattja [Transport system, its state and influence on natural environment of Zakarpatt'a]. Naukovi Zapysky. Geografija, 2, 172-178 (in Ukrainian).
Götze, S., Bose, A., Sokolova, I. M., Abele, D., & Saborowski, R. (2014). The proteasomes of two marine decapod crustaceans, European lobster (Homarus gammarus) and Edible crab (Cancer pagurus), are differently impaired by heavy metals. Comparative Biochemistry and Physiology Part C: Toxicology and Pharmacology, 162, 62-69.
Grba, N., Neubauer, F., Sajnovic, A., Stojanovic, K., & Jovancicevic, B. (2015). Heavy metals in neogene sedimentary rocks as a potential geogenic hazard for sediment, soil, surface and groundwater contamination (Eastern Posavina and Lopare Basin, Bosnia and Herzegovina). Journal of the Serbian Chemical Society, 80(6), 827-838.
Islam, M., Ahmed, M., Raknuzzaman, M., Habibullah-Al-Mamun, M., & Islam, M. K. (2015). Heavy metal pollution in surface water and sediment: A preliminary assessment of an urban river in a developing country. Ecological Indicators, 48, 282-291.
Kolesnyk, N. (2014). Rozpodil vazhkyh metaliv sered komponentiv prisnovodnyh ekosystem (Ogljad) [Distribution of heavy metals among the components of freshwater ecosystems (Review)]. Ribogospodars'ka Nauka Ukrainy, 29, 35-54.
Konovets, I., Kipnis, L., Goncharova, M., Podrugina, A., & Sytnyk., Y. (2013). Ekologo-toksykologichne doslidzhennja rivniv zabtudnennja vody ta donnyh vidkladiv r. Nyvka v rajoni aeroportu «Kyi'v» [Ecological and toxivological assessment of pollution lavels of water and sediments of Nivka river near the airport «Kiev»]. Ribogospodars'ka Nauka Ukraini, 24, 32-44.
Kul'bachko, Y. L., Didur, O. O., Loza, I. M., Pakhomov, O. E., & Bezrodnova, O. V. (2015). Environmental aspects of the effect of earthworm (Lumbricidae, Oligochaeta) tropho-metabolic activity on the pH buffering capacity of remediated soil (steppe zone, Ukraine). Biology Bulletin, 42, 899-904.
Linnik, P. N. (1986). Formy mihratsii metalov v presnykh poverkhnostnykh vodakh [Forms of metal migration in fresh surface waters]. Hidrometeoizdat, Leningrad (in Russian).
Mohiuddin, K., Alam, M., Ahmed, I., & Chowdhury, A. (2016). Heavy metal pollution load in sediment samples of the Buriganga river in Bangladesh. Journal of the Bangladesh Agricultural University, 13(2), 229-238.
Mur, D. & Ramamurti, V. (1987). Tiazholye metaly v prirodnyh vodah. [Heavy metals in natural waters]. Mir, Moscow (in Russian).
Miroshnichenko, O. P. (2014). Migracija vazhkyh metaliv u vodnyh ob'ektah (na prykladi r. Udy) [Migration of heavy metals in the water objects (e.g. river Udy)]. Visnyk Harkivs'kogo Nacional'nogo Universitetu imeni V. N. Kara-zina. Ekologija, 1054, 91-94 (in Ukrainian).
Nikolaichuk, V. I., Vakerich, M. M., Shpontak, J. M., & Karpu'k, M. K. (2015). Mozhlyvi ekologichno obgruntovani shljahy zberezhennja ta rozvitku Ukrajins'kyh Karpat [The current state of water resources of Transcarpathia]. Visnyk of Dnipropetrovsk University. Biology, Ecology, 23(2), 116-123 (in Ukrainian).
Prokopchuk, O. I., & Grubinko, V. V. (2016). Vazhki metaly u malyh richkah Ternopil'shhyny z riznym rivnem antropichnogo navantazhennja [Heavy metals in the small rivers of Ternopil region under different types of anthropogenic pressure]. Visnyk of Dnipropetrovsk University. Biology, Ecology, 24(1), 173-181 (in Ukrainian).
Rabajczyk, A. (2012). The relationship between metal forms found in river bottom sediments and land development (review). In: Balkis, N. (ed.) Water pollution. InTech, Rijeka. Pp. 189-202.
Rubio-Arias, H., Quintana, C. E., Wood, K., Saucedo, R A., & Bautista-Maigulis, R. (2007). Vanadium and lithium contamination in freshwater of the Conchos River in Chihuahua, Mexico. Environmental Health Risk, 4, 171-179.
Seker, S., & Kutlu, B. (2014). Determination of copper (Cu) levels for rivers in Tunceli, Turkey. World Environment, 4, 168-171.
Sfakianakis, D. G., Renieri, E., Kentouri, M., & Tsatsakis, A. M. (2015). Effect of heavy metals on fish larvae deformities: A review. Environmental Research, 137, 246-255.
Shakeri, A., Shakeri, R., & Mehrabi, B. (2016). Contamination, toxicity and risk assessment of heavy metals and metalloids in sediments of Shahid Rajaie Dam, Sefidrood and Shirinrood Rivers, Iran. Environmental Earth Sciences, 75(8), 1-13.
Sharipova, O. A. (2015). Raspredelenie tjazhelyh metallov v donnyh otlozhenijah ozera Balhash v zavisimosti ot prirodnyh i antropogennyh faktorov [Distribution of heavy metals in bottom sediments of lake Balkhash depending on natural and anthropogenetic factors]. Vestnik Tomskogo Gosudarstvennogo Universiteta, 390(1), 225-230 (in Russian).
Shykhalyeyeva, G. N., Chursina, O. D., Shykhalyeyev, I. I., Kiryushkina, A. N., & Kuzmina, I. S. (2015). Prostranstvennaja izmenchivost' tjazhelyh metallov v otlozhenijah sajzskoj chasti ust'ja Kujal'nika [Spatial variability of heavy metals in the sedimentations of the saus part of the Kuyalnik estuary]. Odesa National University Herald. Chemistry, 19(4), 59-69 (in Russian).
Shytikov, V. K., Rozenberg, G. S., & Zynchenko, T. D. (2003). Kolychestvennaja gydroekologyja: Metody systemnoj identyfykacyi [Quantitative hydroecolo-gy: Identification methods system]. Instytut Ekologii Volzhskogo Bassejna Rossijskoj Akademii Nauk, Tolyatti (in Russian).
Symkanich, O., Kyndruck, K., Gluch, O., & Sukharev, S. (2015). Rozpodil vmistu vazhkih metaliv u donnih vidkladah richki Uzh mezhah mista Uzhgorod [Distribution of heavy metals in the bottom sedimentations of the river Uzh in the territory of city Uzhorod]. Scientific Bulletin of the Uzhgorod University. Series Chemistry, 33, 72-76 (in Ukrainian).
Tsvetkova, N. M., Pakhomov, O. Y., Serdyuk, S. M., & Yakyba, M. S. (2016). Biologichne riznomanittja Ukrajiny. Dnipropetrovska oblast'. Grunty. Metaly u gruntah [Biological diversity of Ukraine. The Dnipropetrovsk region. Soils. Metalls in the soils]. Lira, Dnipropetrovsk (in Ukrainian).
Yu, C., Zhang, J., Wu, L., Liu, Y., & Ge, G. (2015). Effects of heavy metal and nutrients on benthic microbial communities in freshwater sediment of Poyang Lake (China). Journal of Residuals Science and Technology, 12(2), 105-111.
Yu, M. H., & Tsunoda, H. (2004) Environmental toxicology: Biological and health effects of pollutants. CRC Press, Boca Raton.
Zhu, J., Zhang, J., Li, Q., Han, T., Xie, J., Hu, Y., & Chai, L. (2013). Phylogenetic analysis of bacterial community composition in sediment contaminated with multiple heavy metals from the Xiangjiang River in China. Marine Pollution Bulletin, 70, 134-139.
