Теорія і методи аналізу регіональних гідрохімічних систем (стр. 8 )

Молекули цієї групи речовин можуть суттєво змінювати структуру води і взаємодіяти як з нею, так і між собою. В першому випадку буде відбуватися гідратація молекул, в другому – асоціація.

Взагалі іонна форма розчину характерна для маломінералізованих вод. При збільшенні концентрації речовин у воді між іонами посилюється взаємодія, яка направлена на процес, що зворотний дисоціації, тобто на асоціацію [46]. В результаті цього утворюються асоційовані пари – нейтральні CaSO40, MgSO40, CaCO30, або заряджені - MgHCO3+, CaHCO3+. Утворення цих іонних пар пов’язано з електростатичною взаємодією протилежно заряджених іонів.

Друга група речовин з розміром часток а = 10-7 - 10-5 см знаходится у воді у колоїдній формі. До цієї групи належать гідрооксиди металів, наприклад, Fe(OH)3, Al(OH)3 тощо, а також кремнієві кислоти, силікати, частинки грунтів, гумінові і фульвокислоти, які вимиваються із лісових торфових та болотних грунтів і обумовлюють колірність води. Крім того, сюди належать високомолекулярні сполуки природного та антропогенного походження.

Кінетична стійкість даних сполук визначається співвідношенням сил гравітації та броунівського руху, тому процес їх седиментації триває довгий час (місяці, роки). Агрегативна стійкість цих сполук обумовлена електростатичним станом їх міжфазової поверхні та утворенням при цьому дифузних шарів, або створенням на поверхні частинок стабілізуючих шарів.

Третю групу речовин, розмір частинок яких перевищує 10-5 см, складають грубодисперсні частинки, які представлені глинами, дрібнодисперсними пісками, органічними компонентами грунтів, рідше – емульсіями мінеральних масел, нафтопродуктами.

Головні компоненти хімічного складу води. Ще в середині минулого століття, коли гідрохімія проходила перші етапи свого становлення, а природні води вивчалися, в основному, за класичною схемою як геологічний об'єкт, видатні американські геохіміки Р. Гаррелс та Ч. Крайст [161] попереджали, що природні води містять так багато різних елементів, що їх дослідження та ідентифікація може наштовхнутися на значні нездоланні труднощі.

В той же час, якщо уважно розглянути хімічний склад вод, то виявиться, що 99% розчинених речовин у воді річок, озер, морів, океанів складається тільки з десяти елементів: H, Na, K, Mg, Ca, Si, Cl, O, S, C.

Саме ці елементи і утворюють сполуки, які за їх вмістом у воді дістали назву головних компонентів хімічного складу природних вод.

Представлені вони, головним чином, солями соляної, сірчаної та вугільної кислот з металами натрієм, калієм, магнієм та кальцієм. Розчинені у воді солі зазвичай представлені іонами HCO3-, SO42-, Cl-, Ca2+, Mg2+, Na+, K+. Вміст кожного із цих іонів у природних водах не знижується нижче 10 мг/дм3, тому вони утворюють групу макроелементів і за своїм домінуванням у хімічному складі води класифікуються ще й як головні іони. Оскільки сума перерахованих вище головних іонів становить 90-95% мінерального складу прісних вод, то її часто називають мінералізацією води, яка слугує кількісною характеристикою розчинених у воді мінеральних речовин.

Відповідно до класифікації іна [46] за загальною мінералізацією води природні води діляться на такі класи (табл.2.3).

Таблиця 2.3

Класифікація природних вод за величиною мінералізації

Води

Мінералізація, г/дм3

Прісні

До 1,0

Солонуваті

1 - 25

З морською солоністю

25 - 50

Розсоли

Понад 50

До маломінералізованих вод належать дощові, або талі снігові води, води деяких струмків, гірських потоків. Солоні води зустрічаються у безстічних озерах (рис.2.1).

Рис. 2.1. Співвідношення величин мінералізації води різних водних об’єктів (безрозмірна умовна шкала)

У маломінералізованих водах переважають іони HCO3- та Ca2+, а у високомінералізованих Cl - та Na+, іони Mg2+ займають проміжне положення між Na+ та Ca2+, так само як і іони SO42- - між HCO3- та Cl-.

Зміна складу води відповідно до величини загальної мінералізації пояснюється відмінностями в розчиненні хлористих, сульфатних та карбонатних солей лужних та лужно-земельних металів.

Мала розчинність карбонатних солей кальцію обмежує концентрацію гідрокарбонатних та карбонатних іонів в інтервалі до 1000 мг/дм3 (крім вод з високим вмістом СО2). Порівняно невелика розчинність сульфату кальцію теж обмежує в певних інтервалах вміст сульфатних іонів. Лише хлоридні іони завдяки добрій розчинності солей соляної кислоти можуть досягати найбільших концентрацій.

Роль голових іонів у формуванні речовинно-агрегатних та процесно-функціональних структур природних вод найкраще показана у роботі американських вчених Р. Гаррелса та Ч. Крайста [161], її результати використовуються у гідрохімії й сьогодні для дослідження рівноважних станів цих структур [125].

Вміст та режим головних іонів у природних водах досліджено в роботах іна [46], [162], Є. В. Посохова [163], [164], [165], О. І.Денисової [166], В. І.Пелешенка [49], [167], В. К.Хільчевського [168], M. Meybeck [169] та інших вчених-гідрохіміків.

Важливу роль у формуванні речовинно-агрегатної структури гідрохімічних систем відіграють біогенні речовини, до яких відносяться сполуки азоту ( , , ), фосфору ( , , ), кремнію ( , ), заліза (Fe2+, Fe3+) та деяких мікроелементів.

Концентрація їх у воді незначна, але саме ці елементи визначають рівень біопродуктивності водних об`єктів і, таким чином, обумовлюють якість їх води.

Вивчення вмісту цих речовин у природних водах та джерелах їх надходження розпочалося у другій половині минулого століття у зв’язку із глобальним поширенням процесів антропогенної евтрофікації поверхневих вод.

Важливе значення для оцінки якості води має знання вмісту іонів амонію ( ) та нітрит-іону (NO2-). Концентрація в незабруднених поверхневих водах складає, як правило, соті долі мгN/дм3 і підвищується до 0,5 мгN/дм3.

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

Концентрація у воді в природних умовах дуже назначна (тисячні долі мгN/дм3). Підвищена концентрація нітритів свідчить про інтенсивний розклад органічних речовин і затримку окислення до NO3-, що чітко свідчить про забруднення водойми.

Фосфор є одним із найважливіших біогенних елементів, регулятором продуктивності водойм. Забрудненню поверхневих вод фосфором сприяє надходження комунальних стічних вод, що містять поліфосфати, як компоненти миючих засобів.

Концентрація мінерального фосфору (фосфатів) в природних водах складає звичайно сотні і тисячні долі мг/дм3, а в забруднених водах до декількох мг/дм3. Вміст фосфору у воді має сезонний характер коливань і залежить від співвідношення інтенсивності процесів фотосинтезу та біохімічного розкладу органічних речовин. Оцінка вмісту фосфору у природних водах має велике значення для визначення існуючої та потенційної продуктивності водойм. Зростання ж біопродуктивності водойм через надходження фосфору веде до їх евтрофікації та різкого погіршення якості води.

Біогенні речовини відіграють надзвичайно важливу роль не тільки у формуванні речовинно-агрегатних, але й у антропогенній трансформації процесно-функціональних структур гідрохімічних систем.

Дослідженню цих речовин присвячено велику кількість робіт серед яких слід назвати праці Денисової О. І. [170], , Гарасевич І. Г., Енакі І. Г. [171], Нахшиної О. П. [172], Цицаріна Г. В. [173], [174], Сніжка С. І. [175], Р. Воленвайдера 176], С. Гата [177], Г. Гельмана [178].

Важкі метали (As, Cd, Cr, Co, Fe, Pb, Mn, Hg, Ni, Se, Ag, Zn) у вітчизняній гідрохімічній літературі характеризуються як мікроелементи, враховуючи їх низькі концентрації у природних водах (мікрограмовий діапазон концентрацій).

У природних водах вони утворюють ряд специфічних речовинно-агрегатних структур і зустрічаються у вигляді завислих речовин, колоїдів (гідрооксиди металів), у формі комплексів, утворених з гуміновими та іншими органічними кислотами [179, 180].

Дослідження В. І.Осадчого [181,182] показали, що важкі метали агрегуються у дві групи: Fe, Сu, Ni – утворюють гідроксофульватні комплекси з гумусовими речовинами, що, за даними та Т. О Васильчука [183], сприяє детоксикації водосховищ Дніпра; Mn, Zn, Сo, Pb – переважають у не закомплексованому стані та у вигляді слабких комплексів з неорганічними лігандами (переважно карбонатними та сульфатними іонами).

Важкі метали входять до складу сполук із специфічними функціями: ферментів, вітамінів, гормонів. Ці сполуки активно впливають на зміну активності процесів обміну речовин у живих організмах. Саме через це вміст важких металів у воді нормується, адже збільшення їх концентрацій може викликати порушення біологічних процесів у живих організмах і привести до їх захворювань, часто хронічних, або й до загибелі.

Дослідженню вмісту важких металів у поверхневих водах присвячено роботи І. [181,182], , [180] , [183] [184] , Іванової А. А., Колесникової Т. Х. [185] , Нахшиної О. П. [186].

Радіоактивні елементи у природних водах виділяються у окрему функціональну групу, проте характер їх участі у формуванні речовинно-агрегатних структур аналогічний до важких металів.

Головні джерела їх надходження - гірські породи, підземні води та атмосферні опади. Найбільший внесок у сумарну радіоактивність річкових вод належить 40К, тому їх радіоактивність прямо залежить від вмісту у них калію [11].

Підвищений вміст урану спостерігається у річках, які мають водозбірну площу, складену гранітами, або ж живляться переважно підземними водами (до 2 × 10-5 г/дм3).

Великий вплив на радіоактивність річкової води мають завислі тверді частинки, які збільшують сумарну радіоактивність води.

Під час ядерних вибухів утворюються штучні радіоактивні нукліди в результаті виділення ядер 235U, 238U, 239Pu під дією нейтронів. Основними штучними радіоактивними нуклідами є: 137Cs (Т1/2= 33 роки), 90Sr (Т1/2= 28 років), 44Са (Т1/2= 28,5 доби), 95Zr (Т1/2= 65 діб), 89Sr (Т1/2= 51 доба), 140Ва (Т1/2= 13 діб).