CC BY
42
Biosystems
Diversity
ISSN 2519-8513 (Print) ISSN 2520-2529 (Online) Biosyst. Divers., 25(1), 3-8 doi: 10.15421/011701
Seasonal variations in the level of heavy metals in the water of minor rivers
I. L. Sukhodolska
Rivne State University of Humanities, Rivne, Ukraine
Article info
Received 18.12.2016 Received in revised form
04.01.2017 Accepted 09.01.2017
Rivne State University of Humanities, Stepana Bandery Str., 12, Rivne, 33028, Ukraine Tel.: +38-098-259-37-57 E-mail: [email protected]
Sukhodolska, I. L. (2017). Seasonal variations in the level of heavy metals in the water of minor rivers. Biosystems Diversity, 25(1), 3-8. doi: 10.15421/011701
This article analyses the level of heavy metals (Zn, Mn, Fe, Pb, Co, Ni, Cd) and characteristics of their transportation through the water of minor rivers in Rivne region, Ukraine. The levels of Zn, Cu, Mn, Fe, Ni, Co in the waters of these fisheries exceeded the maximum permissible concentration limit in different months. We found that the concentration of Pb and Cd did not exceed the permissible concentration limit in the waters of the fisheries during the year of research, while the level of other metals exceeded the permissible levels by 1.1 to 151.0 times. This research confirms that the surface waters of Rivne region are characterized by high concentrations of iron, manganese, zinc, and nickel. The level of iron exceeded the maximum permissible concentration limit by 1.1 to 5.0 times, the level of zinc by 1.5 to 15.0 times, that of manganese by1.3 to 6.7 times and the nickel level by 1.3 to 151.0 times in the fishery waters. In principle, the increase in the level of heavy metals (Zn, Cu, Mn, Fe, Ni, Co) is connected with the lithological composition of reservoirs in the water-collecting areas of the investigated rivers, and besides with the significant influence of the anthropogenic load (fuel combustion, aqueous wastes of factory units, agricultural effluent, etc.), and with the increase in aquatic vegetation, pH balance, temperature change and so on. The appearance of iron-manganese compounds can be explained by natural causes such as reformation of the source minerals into secondary minerals in the conditions of pH level recession in water, which causes the release of these molecular entities; leaching of iron from the iron-manganese septarian nodules, a substantial amount of which is contained in the illuvial horizon. The increase in the level of zinc and nickel in the river water is connected with the leaching of these elements from subsurface rocks, soil and forest leaf litter. Atmospheric condensation is a significant source of the presence of nickel in the surface water. For the investigated rivers, the most significant factors in the water's chemical composition are physiographic (foremost, the character of the soil cover, intensivity of erosion, extent of forest and swamp cover) and anthropogenous impact. In the rivers of Rivne region high concentrations of heavy metals are the consequence of the long-term aggradation of abiotic and biotic substances of the water ecosystem. There is a tendency for a reduction in the concentration of most metals in the abiotic substances of the water reservoir during the vegetative season and an increase after the end of this season. This research shows that the high level of contamination of the water of Rivne region's minor rivers by the investigated heavy metal components is caused primarily by anthropogenic factors.
Keywords: concentration; water ecosystem; pollutants; anthropogenic load
Сезонш змши вмкту важких металiв у водi малих рiчок
I. Л. Суходольська
Ргвненсъкий державний гумантарний университет, Ргвне, Украгна
Проаналiзовано вмют i особливосп мграци важких металiв (2п, Мп, Бе, Си, РЬ, Со, №, Cd) у водi малих рiчок Рiвненщини. Встановлено перевищення гранично допустимих концентрацш для водойм рибогосподарського призначення щодо вмюту 2п, Си, Мп, Бе, №, Со в окремi мюящ. Концентращя РЬ та Cd не перевищуе рибогосподарських ГДК упродовж року, тсда як умют шших металiв перевищуе норми в 1,1151,0 раза. Поверхневi води Рiвненщини характеризуются високими концентращями феруму, мангану, цинку та шкелю. У першу чергу це пов'язано з лполопчним складом порщ басейшв дослщжуваних рiчок, а також значним впливом антропогенного навантаження. Надходження сполук феруму та мангану можна пояснити природними причинами: перетворенням первинних мiнералiв на вторинш за знижених значень рН води, у результат чого вщбуваеться вившьнення цих сполук; вимиванням Бе з ферум-мангашевих конкрецш, значна ктькють яких мютиться в шквальному горизонт грунтов. Збтьшенням умюту цинку та шкелю у водi рiчок пов'язане з вимиванням елеменпв iз прських порщ, грунту та люовоГ пщстилки. Суттеве джерело надходження шкелю у поверхневi води - атмосферш опади. Для дослщжених рiчок найбшьш значимi фактори формування хiмiчного складу води - характер грунтового покриву, ^енсивнють ерозшних процеав, а також стутнь люистосп та заболоченосп територи та антропогенш фактори. Висок концентраци важких металiв у рiчках Рiвненщини - наслщок Гх тривалоГ акумуляци в абютичних та бютичних компонентах гщроекосистеми. Антропогенний чинник - основна причина екстремально високих концентрацш металiв у водi рiчок Рiвненщини в окремi перюди.
Ключовг слова: концентращя; гщроекосистема; полютанти; антропогенне навантаження
Вступ
Природн pi4KOBi води - динатчна система, що мiстигь складний комплекс компонента. Основними джерелами !х привнесення у воднi екосисгеми га залучення у мiграцiйнi потоки вважаюгь природт, ктмашчт га бiогичнi процеси (Aliokhina et al., 2008; Logeshkumaran et al., 2014; Chandra et al., 2015). Важливу роль вщграе гакож людська дiяльнiсгь, яка спричинюе швидке надходження у поверxневi води полютан-тв, зокрема, важких мегалiв (ВМ) (Lim et al., 2012).
Важю метали - однi з найбшьш шкодочинних забрудню-вачiв навколишнього середовища, бо, на вiдмiну вiд забрудню-вачiв органчно! природи, вони не розкладаються, а, зазнаючи змiн, перерозподшяютъся мiж компонентами екосистеми, постiйно перебуваючи в нш (Linnik and Zhezheria, 2011; Qelebi et al., 2014; Pandey and Singh, 2015; Brygadyrenko and Ivany-shyn, 2014, 2015; Kul'bachko et al., 2015; Tsvetkova et al., 2016). Найчастiше розрiзняють розчинну, завислу та седиментовану форми металiв, стабiльнiсть яких значною мрою залежить в1д iнтенсивностi перебiгу процес!в, що вщбуваютъся у водному середовищ! та донних вiдкладенняx того чи iншого водного об'екта, насамперед пдрол1зу, комплексоутворення, адсорбци та осадження (Linnik, 2000). Вказан процеси визначають мцрацшну руxливiсть важких металiв, перерозподiл мiж основними компонентами водно1 екосистеми, бюдоступтсть i токсичтстъ для водних оргатзмш (Fufeyin and Egborge, 1998; Linnik et al., 2012; Abdel-Khalek et al., 2016).
Бюлопчна небезпечтстъ металш визначаетъся також тим, що вони зазнають модулювального впливу температури, рН середовища, вмюту кисню, присутностi хелатувальних агентiв та низки шших чинникiв (Grubinko et al., 2011). Одночасно сполуки важких металш ввдграють важливу роль у житгедь яльностi всгх органiзмiв, оскшьки у невеликих юлькостях про-являють високу фiзiологiчну активтстъ та виконують роль активаторгв бiоxiмiчниx та фiзiологiчниx процесгв (Elkady et al., 2015; Bukar et al., 2016; Prokopchuk and Grubinko, 2016). Збшьшення 1х природних конценграцiй зумовлюе токсичний вплив на живi органгзми (Bruins et al., 2000; Dragun et al., 2009). Як результат важю метали спричинюють мутагенний i терато-генний ефекти, проявляють синергiзм, посилюючи дю iншиx токсикантiв на бiогу (Sudha et al., 2013; Klymenko et al., 2016). Хiмiчний склад природних водойм неоднорiдний, а специиф!ч-тсть геоxiмiчниx процеов зумовлюе рiзноманiгтя сшшсную-чих форм важких металiв i певш закономiрностi !х мираци у водному середовищi (Lomniczi et al., 2007; Reza and Singh, 2010; Chandra et al., 2015). З огляду на зазначене вище мета цього дослщження - визначити ступшь забруднення води мА-лих рiчок Ргвненщини важкими металами (Zn, Mn, Fe, Cu, Pb, Co, Ni, Cd) залежно вiд ргвня антропогенного навантаження на типу пдроекосистеми.
Матер1ал i методи досл1джень
Пд час достдження у складi ргешнсько! област! видiлено чотири типи територiй, що вщр!зняютъся рiвнем антропогенного навантаження: рекреацина (51°50'06.0"N, 26°09'10.8"E), аграр-на (50°27'17.3"N, 25°42'14.9"E), урбаизована (50°37'28.6"N, 26°14'27.8"E) та техногенно трансформована (50°37'28.6"N, 26°14'27.8"E). До рекреацино! територи вщнесено Зар!чненсь-кий район, осюльки у нъому розташований важливий об'ект природно-заповiдного фонду Ршненщини - регiоналъний ланд-шафтний парк «Прип'ять-Стохщ». На данш територи достджу-вали р!чку Простир. За аграрну територта обрано один гз розо-раних пiвденниx районгв област! - Дубенський. Дослiджували р!чку 1ква. Як урбатзовану територiю аналiзували мсто Р!вне, як техногенно трансформовану - Здолбушвський район, в якому зосереджено найбiльшi гпдприемства Piвненщини (ТОВ «Укр-цемремонт» i ВАТ «Здолбушвський мехашчний завод»). На цих територ!ях дослщжено р!чку Устя (рис. 1).
Проаналiзовано 288 проб води р!чок Ргвненщини, вщб-раних упродовж квпня - грудня 2012 р. та ачня - березня 2013 р. Зразки води вщбрано за р!зними створами Piвненщини в!дпов!дно до ргвня антропогенного навантаження територи. У кожному створ! у 6 точках щомтсячно вiдбирали по 6 проб. Проби води вщбирали !з середини р!чки, з поверхневого горизонту, !з глибини 0,5-0,7 м за допомогою пластикових пробовщб!рниюв об'емом 1 л. Воду фшьтрували через мем-бранний фшьтр !з даметром пор 0,45 мкм, концентрували у 10 раз!в та визначали вмст ВМ методом атомно-абсорбцино! спектрофотометри на спектрофотометр! С-115 М1 за вщпо-в!дно! довжини хвил!, яка вщповщала максимуму поглинання кожного з дослщжуваних металгв зпдно зг стандартними методиками (Novikov et al., 1990). Концентращю (С) металтв вира-жали в мг/л дослiджуваниx зразк1в.
Результати та ix обговорення
Для малих р!чок Ргвненщини найбiлъш значимi фактори формування х!тчного складу води - ф!зико-географ!чш, насамперед, характер Грунтового покриву та штенсившстъ еро-зшних продеов, ступшъ лкистост! та заболоченосп територи, а також антропогенш. Поргвняння середнъого вмсту ВМ у вод! малих р!чок Ргвненщини з р!зним ргвнем антропогенного навантаження наведено на рисунках 2 та 3.
Цинк. У водойм! рекреацино! територи вмют Zn протягом кштня - травня низъкий, але вже у серпш та вересш суттево щдвищився до 0,15 i 0,07 мг/л, що в 15 та 7 раяв перевищило норму ГДК (ГДК(Zn)рибгосп. = 0,01 мг/л). У наступш мюящ виявлено лише стди Zn. Вмст Zn у водойм! урбашзовано! територи р!зко збиьшився у верест, що перевищило норму ГДКрибгосп. у 7 рамв, протягом наступних мтсящв переви-щенъ не спостерггали. Концентращя Zn у водойм! аграрно! територи незмшна протягом кштня - серпня, а в осшнш перюд вартавала вгд 0,0005 до 0,0017 мг/л. У водойм! техногенно трансформовано! територи вмст Zn в!д початку спостереження до вересня не змшювався. Концентращя Zn у вод! малих р!чок Р!вненщини р!зко збшьшилася та перевищила ГДКрибгосп. у 1,5 раза у верест, а протягом наступних мксящв зменшувалася.
Оск1лъки цинк - есенцальний метал, можна передбачити його активне засвоення ф!тог!дроб!онтами, у клпинах яких !они цинку беруть участь у ключових реакц1ях фотосинтезу, з чим можна пов'язати зменшення вм!сту металу у вод! з настанням вегетацтйного пер!оду. Унасл!док вщмирання восени водних рослин концентрац1я цинку знову збшьшуеться. У вод! цинк перебувае в юннш форм! або у форм! мшеральних та органгчних комплекс!в. 1нод! зустр!чаетъся в нерозчиннш форм! у вигляд! г!дроксиду, карбонату, сульф!ду тощо. Цинк належить до групи малопоширених елемент!в. Зпдно з л!тера-турними даними, близько 90% його к!лькост1 у водних еко-системах пов'язано з антропогенною дяльтстю. Значна к!ль-кгстъ цинку переноситься та випадае разом з атмосферними опадами, концентрац1я може досягати 0,008-0,330 мг/л (Chen et al., 2007). Також цинк надходить у поверхнев! води з! стоком гальвашчних цехтв машинобудтвно! та електротехнгчно! про-мисловост!, целюлозно-паперових п!дприемств, заводтв м!н-добрив. Токсичнгстъ цинку зумовлюетъся антагонгзмом з !нши-ми важкими металами (Dong et al., 2012; Linnik et al., 2012).
Манган. У водойм! рекреацшно! територи перевищення норми ГДКрибгосп. щодо вм!сту Mn у вод! зафжсоване у вересн! (2,8 раза), листопад! (1,3 раза) та ачт (1,4 раза) (ГДК(Мп)ри6госп. = 0,01 мг/л). Протягом наступних мюящв виявлено лише стди мангану. У водойм! урбатзовано! територ!! вм!ст Mn у квпш незначний, а у травт його концентрац1я р!зко збшьшилася та перевищила норму ГДКрибгосп. в 1,7 раза. В наступш мюящ спостер!гали суттеве зменшення концентрац!! Mn: у листопад! перевищення у 1,4 раза, у ачт - у 4 раза. Щодо вмсту Mn у р!чковш вод! аграрно! територи, то у квпш виявлено лише його слщи, у травт вмют
пiдвищивcя Ta пеpевищив ^Д^^гоет. в 1,4 paßa, в лиcтoпaдi -1,3 pasa, ичш - y б,7 pasa. Пpoтягoм нacтyпниx мicяцiв вмют Mn 6ув незнaчним. Пеpевищення вмюту гд^^^ют. Mn y вoдoймi теxнoгнoгеннo тpaнcфopмoвaнoï Tepmopii, як i m pemri теpитopiй, зaфiкcoвaнo в лиcтoпaдi (1,4 paßa) Ta ciчнi (5,8 paßa). Koнцентpaцiя мaнгaнy y пoвеpxневиx вoдax cxильнa дo cезoн-ниx кoливaнь. Фaктopaми, щo визнaчaють змши кoнцентpaцiй мaнгaнy, e cпiввiднoшення мiж пoвеpxневим Ta пiдземним cto-гами, iнтенcивнicть cпoживaння пpи фoтocинтезi, poзклaдaння
фiтoплaнктoнy, мiкpoopгaнiзмiв Ta вищoï вoднoï pocлиннocтi, a тaкoж пpoцеcи ocaдження йoгo нa днo вoдoйм (Fedonenko et al., 201 б). Kpiм того, та вмicт мiкpoелементiв y пoвеpxневиx вoдax знaчнo впливaють cтyпiнь зaбoлoченocтi i зaлicненocтi ïx бacейнy, a тaкoж xapaктеp rpyнтoвoгo пoкpивy. Чим бiльше зaбoлoчений чи зaлicнений бacейн, тим бiльше у вoдi piчoк мicтитьcя мaнгaнy Ta цинку, щo зyмoвленo виcoким вмicтoм циx елеменпв у лicoвiй пiдcтилцi Ta тopфax (Volesky and Holan, 1995; Bhutiani et al., 201б).
pí4kh
Районш центри Межа облает! Меж1 райошв [7Х//У, Рекреацшна територ1я (1) III1IIIIIIIIIIIIIII Урбан1зована територ!я (2)
Аграрна територ1я (3) И Щ Щ Техногеннотрансформована територ1я (4) Рис. 1. Kapтocxемa теpитopiй дocлiджyвaниx piчoк i тoчки вiдбopy ^o6 (M ± m; n = б): 1 - pexpeanrnKa теpитopiя (p. ^ocmp); 2 - ypбaнiзoвaнa тepитopiя (p. Уcтя); 3 - aipaprn тepитopiя (p. Iквa); 4 - TexTOre^o тpaнcфopмoвaнa (p. Уcтя)
M 1 : 250 ООО
Рeкpeaцiйнa тepитopiя
С, мг/дм 0,25 -,
Уpбaнiзoвaнa тepитopiя
45 -О- Zn
8 9
мiсяцi
11
Fe
12 —О - Cu
4 5 -О- Zn
1 2 3 —О - Cu
С, мг/дм3
-О- Zn
A^aprn тepитopiя
С, мг/дм3
0,25 -,
Тexнoгeннoтpaнcфopмoвaнa тepитopiя
11
Fe
1 2 3 —G - Cu
9 10
мсяц
-О- Zn
11 12
Fe
2
—О - Cu
Рис. 2. Вмкт eceRujanbRHx вaжкиx мeтaлiв у вoдi piчoк Рiвнeнщини (квiтeнь - зудень 2012, ciчeнь - бepeзeнь 2013 p., M ± m, n = б): а - pexpeanrnRa, б - ypбaнiзoвaнa, в - a^apna, г - тexнoгeннo тpaнcфopмoвaнa
3
3
С, мг/дм
б
7
10
12
-Mn
Mn
б
а
Mn
- Mn
в
Ферум. Вмст феруму у ргчц рекреацино! територи пере-вищив ГДКрибгосп. у верест (2,8 раза), листопад! (1,5 раза) та лютому (5,0 раза) (ГДК(Fe)рибгосп. = 0,1 мг/л). У водойм урбашзовано! територи вмст феруму протягом уж достдних м-сяц!в незначний (крш листопада - перевищення ГДКрибгосп. у 2,2 раза). Вмют феруму у ргчц аграрно! територи перевищив норму ГДКрибгосп. у листопад! та лютому. У водойм техногенно трансформовано! територи перевищення ГДКрибгосп. спостерггали у серпт (1,1 раза), листопад! (2,1 раза) та лютому (1,7 раза). Ферум характеризуеться значною млрациною рух-ливгстю, особливо за зменшення рН води. Разом гз тим частина феруму може мститись у склад! комплексних сполук, i його переход гз донних вщкладав у воду та навпаки лмтуетъся, оскльки залежитъ в!д штенсивност! млрапи органгчних речовин, з якими метал зв'язаний у комплекси (Linnik et al., 2012).
Динамжа вмсту феруму у дослщних компонентах водойми значно нагадуе таку для мангану, адже ц елементи близью як за фгзико-хМчними властивостями, так i за вщношенням до бюти. Разом гз тим, загальний вмст мангану пор!вняно з ферумом у вод!, хоча i не значно, але вищий. Загальна концентращя та фор-ми сполук феруму у водних екосистемах залежать вгд геолопч-них особливостей водозбгрно! площг, характеру водообмгну та
С, мг/дм 0,014 у 0,012 -0,010 -0,008 -0,006 -0,004 -0,002 -0,000
Рекреацшна територ1я
кшькосп опадав (Romanenko, 2001; Kim et al., 2010; Abdel-Khalek et al., 2016). Ферум потрапляе у водойми з вгдходами щдпри-емств ргзних галузей промисловостг, сшьського господарства та з дренажними водами мелюративних систем (Lim et al., 2012). Найчастше джерела забруднення поверхневих водойм сполу-ками Fe - шдприемства машинобудавно! та металообробно! промисловост!, а також шахтне та рудне виробництва.
Для дослгдних водних об'ектв так! джерела забруднення не характерш. Тому надходження сполук феруму можна пояснити природними причинами: перетворенням первинних мшерал!в на вторинн за знижених значенъ рН води, у результат! чого вщбуваеться вившьнення цих сполук; вимиванням Fe гз ферум-манганевих конкреци, значна кшькютъ яких мютитъ-ся в шкшальному горизонт! дерново-тдзолистих Грунтв, якими частково представлена рекреацшна територш.
Природн! джерела надходження юнгв Fe у водойми - процеси вивпрювання прських поргд, яю супроводжуютъся !х меха-шчним руйнуванням i розчиненням. Унаслщок взаемоди з мше-ральними та органчним речовинами, яй мстятъся у природних водах, в останнк утворюютъся складш комплекси сполук феруму, що перебувають у вода в розчиненому, колощному та завислому станах (Linnik et al., 2012; Li et al., 2015).
С, мг/дм 0,014 у 0,012 -0,010 -0,008 -0,006 -0,004 -0,002 -0,000
Урбанвована територ1я *
4 5 —□ -Pb
12 Ni
3
-Cd
4 5 —О - Pb
С, мг/дм 0,018 0,016 -0,014 0,012 0,010 -0,008 0,006 0,004 -0,002 -0,000
Аграрна територгя
С, мг/дм
0,018 т 0,016 0,014 -0,012 -0,010 0,008 -0,006 0,004 0,002 -0,000
Техногеннотранс формована територ1я
- ♦ - Ni
0,35 0,30 0,25 0,20 0,15 0,10 0,05 0,00 -0,05
Рис. 3. Вмют неесенщальних важких метатв у вод! р!чок Р!вненщини (кштень - грудень 2012, ачень - березень 2013 р.,
М ± m, n = 6): позначення див. рис. 2
б
а
—О - Pb
Co
Cd
в
г
Купрум. У водойм рекреацино! територи протягом усього перюду дослгдження концентрацш Cu виявлена на р!вт слгдових кшькостей. У водойм урбанзовано! територи вмст Cu суттево не змгнювався протягом перюду дослгдження, лише у вересш спостершали перевищення ГДКрибгосп. у 1,7 раза (ГДК(Cu)рибгосп. = 0,001-0,01 мг/л). У ргчках аграрно!, урбашзовано! та техногенно трансформовано! територгй перевищення ГДКрибгосп. зафжсоване у 1,3, 1,7 та 1,9 раза у верест. У верест внаслгдок вгдмирання фпомаси концентраця купруму у вода збшьшуетъся шляхом його надходження з водних оргатзмТв. У наступш мюящ вгдбуваеться утворення комплексних сполук Cu з розчиненими оргашчними речовинами, вмст яких зростае також у зв'язку з вщмиранням гвдро-бюнтв. Наслщок цього - зменшення концентраци Cu. За при-сутност! хелатв, гумшових кислот, завислих речовин концентраци купруму знижуються в 1,0-1,5 раза (Dragun et al., 2009). У природних умовах Cu широко трапляеться у самородному
стан! та у виглядг сульфгдав, арсешдав, хлоридав тощо. Одне в джерел забруднення гонами цього металу - скидання неочище-них стоив тдприемств, вщходи хМчно! промисловост! та сшь-ськогосподарсью добрива (Chen et al., 2012; Bhutiani et al., 2016).
Плюмбум. Щодо вмсту Pb у вода, на вс!х територ!ях виявлено лише його слщи (ГДК(Pb)рибгосп. = 0,01 мг/л), оскшьки плюмбум може легко вступати у реакци з головними макрокомпонентами поверхневих водойм i утворювати важко-розчинн сполуки. Плюмбум належить до малопоширених еле-ментв, тому його присутшсть у поверхневих водах зумовлена широким використанням сполук Pb у промисловост! Значна кшькютъ плюмбуму потрапляе у ргчковг води внаслщок спа-лювання вугшля, зг стчними водами металурггйно! та хмчно! промисловост! (Kim et al., 2010; Linnik et al., 2012). Сполуки Pb потрапляють у навколишне середовище разом з аерозольними частинками викид!в промислових шдприемств, з використани-ми промисловими водами, тд час спалювання нафтопродук-
тв. Особливост! розподiлу та мкрацп Pb зумовлен штенсив-нстю осадження та комплексоутворення. Значна кiлькiсть Pb потрапляе у водн екосистеми у склада автомобшьних викидiв (Romanenko, 2001; Reza and Singh, 2010; Linnik et al., 2012).
Кобальт. Вмiст Co перевищив норму ГДКрибгосп. у во-доймi рекреащйно! територи у серпт, урбатзовано! територи у листопада у 1,2 раза (ГДК(Со)рибгосп. = 0,01 мг/л). У водой-мi аграрно! та техногенно трансформовано! територiй вмкт кобальту перевищив норму ГДКрибгосп. у листопада в 1,5 раза. Зростання вмюту кобальту у вода в листопада зумовлене великою кшькютю опадав у цей час, унаслщок чого метал у р1чку потрапляе з дощовими водами. Зменшення концентрацц Со у вегетащйний перюд пояснюеться його утитзащею пдробюн-тами. У природнi води сполуки кобальту надходять у результат! процесгв вилуження з м!дно-колчеданових та шших руд, !з Грунтв тд час розкладання решток рослинних i тваринних ор-гатзм!в, а також з! спчними водами металургшних, метало-обробних i х!м!чних заводав (Linnik et al., 2012; Abdel-Khalek et al., 2016).
Нжель. У водойм рекреацшно! територи концентрац1я Ni перевищила норму ГДКрибгосп. у червн в 1,6 раза, у серпт -у 2,3 раза, у верест - у 107 раза, у листопада - в 1,7 раза (ГДК(№)рибгосп. = 0,01 мг/л). Вм!ст Ni у водоймах урбан-зовано! та аграрно! територш перевищив норми ГДКрибгосп. протягом вересня у 51 та 151 раз. Концентрацш нжелю у водойм техногенно трансформовано! територи перевищила норму ГДКрибгосп. у червт - в 1,1 раза, у серпт - в 1,6 раза, верест - в 26 разгв та у ачт - в 1,3 раза. Флуктуацина дина-мжа вмтсту нiкелю у вод! може бути пов'язана з невисоким ступенем його закомплексованостi, оскшьки в умовах дослщ-жених природних вод гснуе конкурентне зв'язування фульво-кислот шшими металами, серед яких найбiльший вклад в утворення комплексних сполук вносять ферум i купрум (Linnik et al., 2012). Умпст нжелю у природних водах визначаеться складом порщ, кр!зь як! проходить вода. Може потрапляти у водойми !з Грунтв, у результатi розкладання вщмерлих рослинних i тваринних органiзмiв, а також з! стчними водами цех!в нжелювання, заводав синтетичного каучуку, нжелевих збагачувальних фабрик i з атмосферними опадами (Ptashynski and Klaverkamp, 2002; Cavani, 2005; Borbely and Nagy, 2009).
Кадмш. У водоймах уж дослiджуваних територш виявлено лише слщи Cd (ГДК(Cd)рибгосп. = 0,005 мг/л). 1они кадмш потрапляють у природт води п1д час вилужування Грунтв, полiметалiчних, м!дних руд, у результата розкладання вiдмерлих пдробюнтв, здатних його накопичувати. Також сполуки кадмш виносяться у водойми з! стчними водами заводав, деяких х!мчних тдприемств (виробництво сульфатно! кислоти), гальван!чного виробництва, рудозбагачувальних фабрик i з шахтними водами (Volesky and Holan, 1995; Fedo-nenko et al., 2016). 1нтенсивне ведення сшьського господарства (застосування мшеральних добрив i пестицидав, використання спчних вод для !ригащйних робгт), нагромадження та спалю-вання побутових вщход!в - ni процеси також спричинюють забруднення сполуками кадмш (Klimas, 1995; Godt et al., 2006). Зниження концентраци розчинених сполук кадмш вщ-буваеться унаслщок сорбщ!, випадання в осад пдроксиду та карбонату кадмш та !х споживання водними органзмами (Volesky and Holan, 1995; Yang et al., 1995). Токсичтсть кадмш у вод! залежить вщ наявност шших речовин, з якими вш може утворювати комплексн сполуки. При комплексоутворенн з органчними речовинами, зокрема, з гумшовими та фульво-кислотами, його токсичн1сть р!зко знижуеться (Romanenko, 2001; Linnik et al., 2012).
Висновки
Яюсть води у малих р!чках Ргвненщини за вмпстом важких металгв (Zn, Cu, Mn, Fe, Ni, Co) не вщповщае допустимим ргвням, за винятком Pb та Cd, конnентраniя яких не перевищуе
гранично допустимих конnентраniй для рибогосподарських водойм. Простежуеться спшьна для биьшост металгв тендещця до зниження !х вм!сту протягом вегетащйного перюду та зростання тсля його закшчення. П!двищений вмст Mn i Fe у вод! р!чок може бути зумовлений вимиванням цих елементв !з ферум-манганевих конкреций Грунту та з лгсово! щдстилки. Найбшьш несприятлива ситуащя спостерцжться у поверхневих водах уж дослщжених територш щодо вмсту Ni. Зростання вмпсту Ni у поверхневих водах може бути по-в'язане з великою кшьюстю опадав, що спостер!гали у серпт та верест, а також акумулядаею його сполук в шших компонентах середовища з подальшим надходженням у водойми. Загалом еколопчний стан дослщжуваних р!чок залишаеться незадовшьним.
References
Abdel-Khalek, A. A., Elhaddad, E., Mamdouh, S., & Marie, M. A. (2016). Assessment of metal pollution around sabal drainage in River Nile and its impacts on bioaccumulation level, metals correlation and human risk hazard using Oreochromis niloticus as a bioindicator. Turkish Journal of Fisheries and Aquatic Sciences, 16, 227-239. Aliokhina, T. M., Bobko, A. O., & Malakhov, I. M. (2008). Content of the heavy metals in water and bottom sediments of the Ingulets River. Hydrobiological Journal, 44(5), 105-110. Bhutiani, R., Khanna, D. R., Kulkarni, D. B., & Ruhela, M. (2016). Assessment of Ganga River ecosystem at Haridwar, Uttarakhand, India with reference to water quality indices. Applied Water Science, 6(2), 107-113. Borbely, G., & Nagy, E. (2009). Removal of zinc and nickel ions by complexation-membrane filtration process from industrial wastewater. Desalination, 240(1-3), 218-226. Bruins, M. R., Kapil, S., & Oehme, F. W. (2000). Microbial resistance to metals in the environment. Ecotoxicology and Environmental Safety, 45(3), 198-207.
Brygadyrenko, V. V., & Ivanyshin, V. M. (2014). Impact of ferric salt on body weight of Megaphyllum kievense (Diplopoda, Julidae) and litter granulometric composition in the laboratory experiment. Visnyk of Dnipropetrovsk University. Biology, Ecology, 22(1), 83-87. 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. Bukar, P. H., Oladipo, M. O. A., Ibeanu, I. G. E., & Zakari, I. Y. (2016). Assessment and distribution of metal pollutants in the water of River Ngadda and Alau Dam used for irrigation farming in Maiduguri, Borno State, Nigeria. American Journal of Research Communication, 4(4), 74-84. Cavani, A. (2005). Breaking tolerance to nickel. Toxicology, 209(2), 119-121. Qelebi, A., §engorur, B., & Kl0ve, B. (2014). Seasonal and spatial variations of metals in Melen Watershed Groundwater, Turkey. CLEAN - Soil, Air, Water, 43(5), 739-745. Chandra, S., Singh, P. K., Tiwari, A. K., Panigrahy, B., & Kumar, A. (2015). Evaluation of hydrogeological factor and their relationship with seasonal water table fluctuation in Dhanbad district, Jharkhand, India. ISH Journal of Hydraulic Engineering, 21(2), 1-14. Chen, C. W., Chen, C. F., & Dong, C. D. (2012). Copper contamination in the sediments of Salt River Mouth, Taiwan. International Conference on Future Energy, Environment, and Materials, 16, 901-906. Chen, C. W., Kao, C. M., Chen, C. F., & Dong, C. D. (2007). Distribution and accumulation of heavy metals in the sediments of Kaohsiung Harbor, Taiwan. Chemosphere, 66(6), 1431-1440. Dong, C. D., Chen, C. F., & Chen, C. W. (2012). Contamination of zinc in sediments at River Mouths and Channel in Northern Kaohsiung Harbor, Taiwan. International Journal of Environmental Science and Development, 3(6), 517-521. Dragun, Z., Roje, V., Mikac, N., & Raspor, B. (2009). Preliminary assessment of total dissolved trace metal concentrations in Sava River water. Environmental Monitoring and Assessment, 159(1-4), 99-110. Elkady, A. A., Sweet, S. T., Wade, T. L., & Klein, A. G. (2015). Distribution and assessment of heavy metals in the aquatic environment of Lake Manzala, Egypt. Ecological Indicators, 58, 445-457. Fedonenko, O., Yesipova, N., & Sharamok, T. (2016). The accumulation of heavy metals and cytometric characteristics features of red blood cells in different ages of carp fish from Zaporozhian Reservoir. International Letters of Natural Sciences, 53, 72-79. Fufeyin, T. P., & Egborge, A. B. M. (1998). Heavy metals of Ikpoba River, Benin, Nigeria. Tropical Freshwater Biology, 7, 27-36.
Godt, J., Scheidig, F., Grosse-Sieslrup, C., Esche, V., Brandenburg, P., Reich, A., & Groneberg, D. (2006). The toxicity of cadmium and resulting hazards for human health. Journal of Occupational Medicine and Toxicology, 1, 22-30.
Grubinko, V. V., Gorda, A. I., Bodnar, O. I., & Klochenko, P. D. (2011). Metabolism of algae under the impact of metal ions of the aquatic medium (a review). Hydrobiological Journal, 47(6), 75-88.
Kim, Y., Kim, B. K., & Kim, K. (2010). Distribution and speciation of heavy metals and their sources in Kumbo River sediments Korea. Environment Earth Science, 60(5), 943-942.
Klimas, A. A. (1995). Impacts of urbanization and protection of water resources in the Vilnius District, Lithuania. Hydrobiological Journal, 3(1), 24-35.
Klymenko, M. O., Pylypenko, J. V., & Bjedunkova, O. O. (2016). Ogljad pidhodiv do ocinjuvannja zdorov'ja gidroekosystem za pokaznykamy gomeostazu ryb [Health assessment of hydro-ecosystems based on homeostasis indicators of fish: Review of approaches]. Visnyk of Dnipropetrovsk University. Biology, Ecology, 24(1), 61-71 (in Ukrainian).
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.
Li, P., Qian, H., Howard, K. W. F., & Wu, J. (2015). Heavy metal contamination of Yellow River alluvial sediments, Northwest China. Environmental Earth Sciences, 73(7), 3403-3415.
Lim, W. Y., Aris, A. Z., & Zakaria, M. P. (2012). Spatial variability of metals in surface water and sediment in the Langat River and geochemical factors that influence their water-sediment interactions. The Scientific World Journal, 39, 1-14.
Linnik, P. N. (2000). Heavy metals in surface waters of Ukraine: Their content and forms of migration. Hydrobiological Journal, 36(3), 31-54.
Linnik, P. N., Zhezherya, V. A., & Zubenko, I. B. (2012). Content of metals and forms of their migration in the water of the rivers of the Pripyat River Basin. Hydrobiological Journal, 48(2), 85-101.
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. Hydrobiological Journal, 47(5), 86-101.
Logeshkumaran, A., Magesh, N. S., Godson, P. S., & Chandrasekar, N. (2014). Hydro-geochemistry and application of water quality index (WQI) for groundwater quality assessment, Anna Nagar, part of Chennai City, Tamil Nadu, India. Applied Water Science, 5(4), 335-343.
Lomniczi, I., Boemo, A., & Musso, H. (2007). Location and characterisation of pollution sites by principal component analysis of trace contaminants in a slightly polluted seasonal river: A case study of the Arenales River (Salta, Argentina). Water SA, 3(4), 479-485.
Novikov, Y., Lastochkina, K., & Boldina, Z. (1990). Metody isledovania kachestva vody vodoemov [Research methods of water quality of water basins]. Meditsyna, Moscow (in Russian).
Pandey, J., & Singh, R. (2015). Heavy metals in sediments of Ganga River: up- and downstream urban influences. Applied Water Science, 5, 1-10.
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).
Ptashynski, M. D., & Klaverkamp, J. F. (2002). Accumulation and distribution of dietary nickel in lake whitefish (Coregonus clupeaformis). Aquatic Toxicology, 58, 249-264.
Reza, R., & Singh, G. (2010). Heavy metal contamination and its indexing approach for river water. International Journal of Environmental Science & Technology, 7(4), 785-792.
Romanenko, V. (2001). Osnovy hidroekolohii [Basics of hydroecology]. Oberehy, Kyiv (in Ukrainian).
Sudha, C. M., Ravichandran, S., & Sakthivadivel, R. (2013). Water bodies protection index for assessing the sustainability status of lakes under the influence of urbanization: A case study of south Chennai, India. Environment, Development and Sustainability, 15(5), 1157-1171.
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, Dnipropetrovsk (in Ukrainian).
Volesky, Z. R., & Holan, A. (1995). Biosorption of heavy metals. Biotechnol. Progress, 11, 235-250.
Yang, X. E., Baligar, V. C., Martens, D. C., & Clark, R. B. (1995). Influx, transport and accumulation of cadmium in plant species grown at different Cd2+ activities. Environmental Journal of Environmental Science and Health, 30, 569-583.
