1

ЗМІСТ

Вилучення сульфат-іонів з води при одночасному зниженні її

мінералізації

Гомеля М. Д., Шаблій Т. О., Рисухін В. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

2

Аналогова ідентифікація екосистем великих рівнинних водосховищ

та їхніх структурних елементів

Дубняк С. С. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

6

Геоекологічні аспекти використання озерно-болотних комплексів

полісся України

Ільїна О. В., Ільїн Л. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

10

Самозаростання техногенних озер малого Полісся як фактор їх

ренатуралізації

Міронова Н. Г., Бажан Л. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

13

Проблема оцінки геоекологічних ризиків природокористування у

басейнових системах методом ґрунтових мікрокатен

Лико Д. В., Мартинюк В. О., Осніцька Н. О. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

16

Дослідження технічного стану дамб на малих річках геофізичним

методом

Пікареня Д. С., Гапіч Г. В., Орлінська О. В., Максимова Н. М. . . . . . .

20

Сервіс-орієнтоване картографування екологічної ситуації в Україні

Путренко В. В. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

23

Перспектива використання магнітної обробки в системах питного

водопостачання

Рой І. О., Пляцук Л. Д. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

27

Екологічний стан води в річці Горинь: проблеми і перспективи

Лавренюк П. М. . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . .

29

2

ВИЛУЧЕННЯ СУЛЬФАТ-ІОНІВ З ВОДИ

ПРИ ОДНОЧАСНОМУ ЗНИЖЕННІ ЇЇ МІНЕРАЛІЗАЦІЇ

Гомеля М. Д., доктор технічних наук,

професор, завідувач

Шаблій Т. О., кандидат технічних

наук, доцент

Кафедра екології та технології

рослинних полімерів Національного

технічний університет України

«Київський політехнічний інститут»

Рисухін В. В., директор

ТОВ «Технології природи»

(м. Алчевськ, Луганська обл.)

Існуючі сьогодні технології очищення стічних вод дозволяють

ефективно вилучати з них органічні домішки, нерозчинні неорганічні

домішки і мало впливають на рівень мінералізації стічних вод, а в окремих

випадках призводять до підвищення концентрації солей у воді. Внаслідок

цього в промислово розвинених регіонах України значна кількість

природних водойм характеризується підвищеним рівнем мінералізації.

Ситуація ускладнюється за рахунок скиду шахтних вод. Шахтні води

скидаються в навколишнє середовище незалежно від того, працює чи не

працює шахта. На непрацюючих шахтах ситуація може ускладнюватися

неконтрольованим скидом води. Крім того, в Приазов’ї і в Причорномор’ї

підземні води, а також поверхневі води характеризуються підвищеною

мінералізацією внаслідок природних факторів.

Це стало причиною того, що в ряді регіонів України населення

споживає питну воду з недопустимо високим рівнем жорсткості і

мінералізації. Використання такої води в промисловості, енергетиці і

комунальному господарстві призводить до збільшення скидів стічних вод з

метою підтримання водооборотних систем в задовільному стані щодо

термостабільності води.

Підвищений рівень забрудненості вод великих і малих річок Приазов’я,

інших південно-східних регіонів України призводить до значного

забруднення Азовського та Чорного моря.

За таких умов розробка і впровадження технологій демінералізації і

пом’якшення води стає життєво необхідною. Серед відомих технологій по

знесоленню води останнім часом найбільш поширеними стають

баромембранні технології водопідготовки. Обумовлено це високою

ефективністю процесів та високою якістю очищеної води. Проте широкому

впровадженню даних технологічних процесів перешкоджає проблема

утилізації концентратів, що утворюються при баромембранному очищенні

води. Мінералізація таких концентратів перевищує 4 г/дм3. Згідно з

існуючим природоохоронним законодавством скид таких розчинів у водойми

3

заборонено. Більше того, такі концентрати утворюються на територіях, де

природні водойми є маловодними і характеризуються високим рівнем

фонової мінералізації.

На сьогодні відомі методи вилучення сульфатів із води за допомогою

сполук кальцію [1], барію [2], вапна та алюмінієвих коагулянтів [3–6]. Проте

в опублікованих роботах [3–6] не розглядаються процеси пом’якшення води.

Концентрація сульфатів у концентратах, що утворюються при

нанофільтраційному очищенні, залежить від початкової концентрації

сульфатів у воді перед її очищенням та ступеню відбору перміату. При

ступені відбору перміату приблизно 75% концентрація сульфатів при

початковій концентрації у воді 400–1100 мг/дм3 буде складати 1600–

4400 мг/дм3. Крім того, концентрати характеризуються високими рівнями

жорсткості та лужності. Концентрація хлоридів не перевищує 100 мг/дм3.

Тому метою роботи було вивчення процесів демінералізації

концентратів, що утворюються при нанофільтраційному очищенні вод із

підвищеним вмістом сульфатів, визначення умов ефективного пом’якшення

цих розчинів та очищення від сульфатів при комплексній обробці вапном та

алюмінієвими коагулянтами за умов найменшого вторинного забруднення

хлорид-аніонами.

Очищення концентратів, що містили сульфати в концентрації від 1200

до 4500 мг/дм3 при жорсткості від 13 до 36 мг-екв/дм

3, проводили шляхом

обробки проб вапном та алюмінієвим коагулянтом при перемішуванні. Як

коагулянти використовували 2/3 та 5/6 гідроксохлориди алюмінію (ГОХА), в

окремих дослідах разом з гідроксохлоридами алюмінію використовували

гідроксоалюмінат натрію.

Ефективність очищення води від сульфатів, як і ефективність її

пом’якшення, залежить як від витрати вапна та коагулянту, так і від їх

співвідношення. За низьких витрат вапна підвищення дози 2/3 ГОХА

призводить лише до підвищення концентрації хлоридів у воді без суттєвого її

пом’якшення та очищення від сульфатів. При фіксованій дозі коагулянту при

збільшенні витрати вапна спостерігається підвищення ефективності

очищення від сульфатів. Ефективного пом’якшення води досягнуто при

витраті вапна від 76 до 99 мг-екв/дм3 при всіх дозах коагулянту. Залишкова

лужність води зростає при підвищенні витрати вапна, але зменшується при

збільшенні дози коагулянту, який сприяє підкисленню води.

Не дивлячись на те, що 5/6 ГОХА є дорожчим коагулянтом, в

порівнянні зі звичайним хлоридом та сульфатом алюмінію, 1/3 та 2/3 ГОХА,

проте з даним коагулянтом вноситься менша кількість аніонів, що

спричиняють вторинне забруднення води.

5/6 ГОХА забезпечує високу ефективність вилучення сульфатів, при

менших концентраціях хлоридів в порівнянні з 2/3 ГОХА. Але внаслідок

меншої кислотності високоосновного гідроксохлориду, лужність розчинів

після обробки залишається високою, особливо за низьких доз коагулянту.

Ефективність вилучення сульфатів зростає із збільшенням дози

коагулянту, проте підвищення витрати вапна більше 93 мг-екв/дм3 не

4

забезпечує суттєвого підвищення ефективності очищення розчину від

сульфатів, а в окремих випадках залишкові концентрації сульфатів навіть

зростають. Теж саме можна сказати і про ефективність пом’якшення води.

Слід відмітити, що з підвищенням дози коагулянту зростає не тільки

ефективність пом’якшення води, але й суттєво знижується залишкова

лужність води. Кращі результати по лужності отримано при максимальних

витратах коагулянту при дозах вапна 82–108 мг-екв/дм3.

Проте вирішувати задачі очищення концентратів тільки за рахунок

підвищення дози коагулянту не завжди доцільно, так як у даному випадку

зростає залишкова концентрація хлоридів у воді.

Внесенню аніонів у воду з коагулянтом можна запобігти при

використанні гідроксоалюмінату натрію в якості алюмінієвого коагулянту.

Ефективність очищення води від сульфатів зростає при збільшенні

витрати вапна та гідроксоалюмінату натрію в межах 100–150% від

розрахованих по стехіометрії. При цьому концентрація сульфатів сягає

137÷350 мг/дм3. Проте, при збільшенні витрати реагентів зростає залишкова

лужність води. Рівень мінералізації зростає при збільшенні дози

гідроксоалюмінату натрію. Обумовлене це тим, що із гідроксоалюмінатом

натірю у воду вносяться додатково іони натрію та луг, 10–20% надлишок

якого завжди присутній у розчині даного реагенту.

Таким чином, при використанні вапна та гідроксоалюмінату натрію

лужність води сягає високих значень. При цьому внаслідок розчинності

надлишку вапна жорсткість води також дуже висока. При обробці води

діоксидом вуглецю рН знижується від 12 до 7÷8. За даних умов іони кальцію

відділяються у вигляді нерозчинного карбонату кальцію. Залишкова

жорсткість води не перевищує 1 мг-екв/дм3. Проте лужність залишається

досить високою. Обумовлено це тим, що при утворенні гідроксоалюмінату

кальцію із гідроксоалюмінату натрію, виділяється гідроксид натрію.

Гідроксид натрію також утворюється і при співосадженні гіпсу з

гідроксоалюмінатом натрію в разі, коли у воді присутній сульфат натрію.

При обробці води діоксидом вуглецю гідроксид натрію перетворюється на

соду, яка і обумовлює аномально високу лужність води.

Високою була ефективність вилучення сульфатів за значних

концентрацій сульфатів у воді, включаючи сульфат натрію. Проте, навіть

після обробки води діоксидом вуглецю лужність розчинів була досить

високою, очевидно, внаслідок високих доз гідроксоалюмінату натрію та

високої концентрації сульфату натрію у воді.

Значно кращих результатів було досягнуто при використанні

гідроксоалюмінату натрію і 5/6 ГОХА в еквімолярному співвідношенні.

У даному випадку розчини після обробки вапном та алюмінієвими

коагулянтами не обробляли діоксидом вуглецю. Тобто, процес скоротився

щонайменше на 2 стадії (барботаж та фільтрування). При цьому відбувалась

нейтралізація лугу, що утворювався при гідролізі гідроксоалюмінату натрію

соляною кислотою, яка утворювалась при гідролізі гідроксохлориду

алюмінію. Крім вилучення сульфатів спостерігалось зниження загальної

5

мінералізації з 2200 мг/дм3 до значень менших 1000 мг/дм

3. Досить

ефективним було пом’якшення води. Ефективність пом’якшення зростала

при зниженні витрати вапна. Лужність також була в допустимих межах.

Таким чином, у результаті проведених досліджень можна зробити

наступні висновки.

1. Ефективність очищення води зростає з підвищенням дози 5/6 ГОХА

при використанні вапна в стехіометричних кількостях та при його надлишку

до 50%.

2. При застосуванні вапна, гідроксоалюмінату натрію та вуглекислого

газу можна досягти ефективного очищення води від сульфатів, ефективного

пом’якшення води при високих значеннях лужності води, які залежать як від

загального вмісту сульфатів і витрати гідроксоалюмінату натрію, так і від

вмісту сульфату натрію у воді.

3. При комбінованому використанні 5/6 ГОХА та гідроксоалюмінату

натрію при вапнуванні води можна досягти високих значень ступеню

пом’якшення води, очищення від сульфатів при зниженні залишкової

концентрації хлоридів у воді.

Література:

1. Лебедев В. Н. Десульфатация стоков химической очистки

бадделеитового концентрата Ковдоровского ГОКА / В. Н. Лебедев,

Э. П. Локшин, И. С. Бармин // Обогащение руд. – 2007. – № 3. – С. 42–44.

2. Кубасов В. Л. Схема очистки воды от ионов сульфатов

/ В. Л. Кубасов, В. Б. Чинкин // Цветная металлургия. – 2010. – № 3. –

С. 26–27.

3. Очистка сточных вод от сульфат-ионов с помощью извести и

оксосульфата алюминия / Е. О. Сальникова, И. В. Гофенберг, Е. Н. Туранина,

Л. Е. Ситчихина, В. К. Типигин // Химия и технология воды. – 1992. – Т. 14. –

№ 2. – С. 152–157.

4. Сальникова Е. О. Выбор осадителя при очистке сточных вод от

сульфата кальция / Е. О. Сальникова, О. Г. Передерий // Цветные металлы. –

1983. – № 12. – С. 22–24.

5. Буцева Л. Н. Очистка сточных вод от сульфатов известкованием и

коагуляцией с применением оксихлорида алюминия / Л. Н. Буцева,

Л. В. Потапова // Очистка природных и сточных вод. Юбил. вып. : сб. науч.

тр. – М. : ГНЦ «НИИВОДГЕО», 2009. – С. 49–51.

6. Беренгартен М. Г. Создание систем очистки шахтных вод

/ М. Г. Беренгартен, Д. А. Баранов, Т. Э. Воробьева // Вода : химия и

экология. – 2008. – № 1. – С. 13–17.

6

АНАЛОГОВА ІДЕНТИФІКАЦІЯ ЕКОСИСТЕМ ВЕЛИКИХ

РІВНИННИХ ВОДОСХОВИЩ ТА ЇХНІХ СТРУКТУРНИХ

ЕЛЕМЕНТІВ

Дубняк С. С., кандидат географічних

наук, доцент, Київський національний

університет імені Тараса Шевченка

Для розроблення заходів щодо впорядкування водосховищ та їх

екосистемного використання, без яких неможливо забезпечити сучасне

екологічно спрямоване управління водним господарством України і, зокрема,

Дніпровським каскадом водосховищ, необхідно вирішити ряд наукових

завдань, зокрема, визначити місце, яке займають великі рівнинні

водосховища серед інших водних об’єктів, виявити і проаналізувати їхні

специфічні особливості порівняно з іншими водними об’єктами, підібрати

об’єкти-аналоги і визначити шляхи й методи оптимізації екосистем

водосховищ. На нашу думку, такі рішення потрібно шукати в рамках

екологічної гідрології водосховищ [1, 2], оскільки тут уже склався

відповідний понятійний апарат, система підходів до оцінок і прогнозів

екологічного стану та заходів щодо управління цим станом.

Завдяки зусиллям, в першу чергу, російських і українських вчених

(Пишкін, 1963, 1973; Розовський, 1968; Авакян, Матарзін, 1984; Авакян,

1998; Матарзін, 2003) встановлено, що великі рівнинні водосховища є

особливим видом водних об’єктів взагалі і водосховищ, зокрема. Повних

аналогів серед інших водних об’єктів у водосховищ на існує. За період

експлуатації Дніпровського та інших каскадів водосховищ склались нові

водні екосистеми, які на сьогодні докорінно відрізняються від тих річкових

екосистем, на базі яких вони виникли.

Спроби спустити, чи приспустити, існуючі великі водосховища і

повернути природні ділянки великих річок, на нашу думку приречені на

невдачу, оскільки порушивши нові екосистеми, що склались, ми невідомо,

що отримаємо навзамін, адже потрібний певний час для відновлення річкової

екосистеми і пристосування до неї господарства. Не вдаючись в подробиці

цієї проблеми, вона розкрита в інших наших роботах, скажемо, що перш ніж

оцінювати її життєвість, необхідно визначити, куди спрямовані зміни, яких

зазнають екосистеми водосховищ зараз і в перспективі.

Пошуки відповіді на це запитання, на нашу думку, слід починати з

вияснення феномену «великого рівнинного водосховища», тобто з його

географічної ідентифікації. З географічної точки зору, створення

водосховища – це одноразове за порівняно короткий час (1–2 роки)

підвищення місцевого базису ерозії на певній ділянці річки за допомогою

греблі. На ділянці річки між греблею і збереженим вище руслом чи греблею

вище розташованої ГЕС (в каскаді) виникає в долині річки водойма,

зовнішньою формою схожа на природні лимани в гирлах річок – приток

морів чи озер. Від річки, на якій створено водосховище, останньому

7

дістається в спадщину річкова долина з тепер затопленими чи підтопленими

колишнім руслом основної річки, її притоками, заплавами, а часто і

надзаплавними терасами, а також стік води з витратами, диференційованими

протягом доби, сезону, року, згідно з гідрологічним режимом, характерним

для даних кліматичних умов, і експлуатаційним режимом водосховища.

Отже, водосховище формується під впливом антропогенного втручання в

природний хід подій.

Оскільки затопленню підлягають сформовані річкою і тому складені

алювіальними відкладами сходини рельєфу – тераси, то цей геолого-гео-

морфологічний фактор визначає глибини води, похили та будову форм

рельєфу. В умовах мілководності (при середніх глибинах до 10 м, а площах в

сотні і тисячі квадратних кілометрів) геологічна будова і рельєф затопленої

водосховищем річкової долини безпосередньо впливають на гідродинаміку

утвореної водойми, особливо до того, поки не сформуються власне ложе і

береги водосховища, тобто так звана гетерогенна поверхня [2].

Геолого-геоморфологічні умови, які склались до затоплення річки,

водне середовище, що утворилось, і біота, яка формується у водосховищі,

взаємодіють між собою під впливом водно-гравітаційних та

гідрометеорологічних процесів. При цьому формуються гідродинаміка

водних мас, літодинаміку наносів, морфодинаміка ложа і берегів, сукцесії

біоти водосховищ, тобто основні (ключові) еколого-гідроморфологічні

фактори функціонування екосистеми водосховища [2]. Взаємодіючи між

собою ці фактори визначають екологічний стан водосховища на даний

момент часу, оскільки вектори дії і роль кожного з них з часом змінюються,

визначаючи інерційні, успадковані і флуктуаційні, стаціонарні зміни (стадії,

етапи, сукцесії) водних екосистем та їх окремих складових. В цілому процес

розвитку водних екосистем водосховищ має нестаціонарний характер в

умовах пенепленізації (вирівнювання) рельєфу ложа і берегів відносно нових

базисів ерозії (рівнів води) кожного з водосховищ.

Територіальні відмінності взаємодії і прояву ключових еколого-

гідроморфологічних факторів, пов’язані з особливостями впливу на них

рельєфу і геологічної будови затопленої річкової долини виражаються в

територіальній класифікації біотопічної структури водних екосистем –

районуванні і типізації їх складових частин як структурно-функціональних

елементів. Найбільшими елементами біотопічної структури акваторійної

частини кожного водосховища є три принципово відмінні ділянки: верхня,

(річкоподібна), середня (мілководна, літоральна) та нижня (глибоководна,

профундальна). Середня і нижня ділянки на перших етапах експлуатації

великих рівнинних водосховищ утворюють озероподібну область, причому

при понижених рівнях води мілководна ділянка може частково переходити в

мілководно-осушну, ближчу до річкоподібної. Отже залежно від коливань

рівня води межі між ділянками можуть мігрувати, утворюючи перехідні

смуги.

Верхня (річкоподібна) ділянка розташована там, де підпір води не

виходить за межі русла поза періодами повені і паводків, але рівні води вищі,

8

ніж рівні води в річці в побутових умовах. Природними аналогами таких

ділянок на внутрішньокаскадних водосховищах можна вважати

післяпорожисті ділянки річок в піщано-глинистих ґрунтах. Такі ділянки по

суті є водоскидами для попусків води через греблю. Великі швидкості і

перепади рівнів води обумовлюють щодобовий імпульсно-стабілізований

режим рівнів, витрат і швидкостей течій води. Без змін експлуатаційного

режиму характер будови і використання цих ділянок з часом практично не

змінюється. Управління використанням цих ділянок без інженерних заходів

неможливе. Для верхнього в каскаді або окремого водосховища найбільш

близьким природним аналогом річкоподібної ділянки виступає пригирлова

ділянка гирлової області річки.

Основні гідроморфологічні наслідки підвищення базису ерозії при

створенні водосховища проявляються в загальній пенепленізації

(вирівнюванні, боковій ерозії) рельєфу прилеглої до водойми і затопленої

нею території. Пенепленізація приходить на зміну педипленізації

(вертикальному розчленуванню, глибинному врізу) річкової системи в

побутових умовах. Така знакова зміна процесів денудації і акумуляції не

означає їх припинення чи ослаблення в умовах ослаблення гідродинамічної

активності водних мас у водосховищі. Навпаки, пожвавлюються ерозійно-

денудаційні процеси на схилах річкової долини і терас та в руслах приток,

ярів і балок (відбувається їх виположення під новий базис ерозії). В акваторії

водосховища іде руйнування берегових схилів, новоутворених островів,

занесення і замулення продуктами розмиву понижень затопленого рельєфу,

формування ложа і берегів водосховища.

Найбільш яскраво описані вище процеси проявляються в перші

50 років експлуатації великих рівнинних водосховищ в межах середньої

(мілководної чи мілководно-осушної) ділянки озероподібної області, яка з

часом трансформується подібно дельтам річок (зокрема, дельті р. Дніпро

нижче м. Херсон, яка до будівництва водосховищ зростала на 1,5 км за

100 років). Зараз за даними В. М. Стародубцева (2009) відбувається

інтенсивна «гідроморфізація» цих ділянок на чотирьох верхніх

водосховищах Дніпровського каскаду. В перспективі при незмінності

режиму експлуатації каскаду гідроморфізація мілководь може призвести до

формування водно-болотних угідь, а потім і до відновлення заплави та русел

при новому рівні води. Таке відновлення (регенерація) річкової системи було

б неможливе без вирішальної дії біотичних факторів (перш за все –

заростання рослинністю), тобто без зміни провідних факторів формування

цієї ділянки (раніше провідним було абразійно-акумулятивне вирівнювання

берегів і ложа). Подібне явище самовідновлення річкової екосистеми

встановлене нами на р. Десна після припинення на ній днопоглиблювальних

і випрямних робіт для судноплавства [3]. Вивчення і прогнози розвитку

мілководних зон водосховищ показують необхідність і доцільність

відшнурування ділянок мілководь, які гідроморфізуються, для запобігання їх

наступному заболоченню і забезпечення їх використання для рекреаційних,

рибогосподарських та інших потреб [4, 5].

9

Нижня ділянка водосховища – це глибоководна озероподібна частина

водосховища, подібна естуаріям (глибоководним ділянкам) на

Дніпровському і Дністровському лиманах. До складу цих ділянок входять

також берегові зони (берегові відмілини), аналогом яких є літораль на

лиманах. Основними факторами формування екосистем цих ділянок,

незважаючи на вікові і еколого-гідроморфологічні відмінності між ними,

зараз і на перспективу будуть гідродинаміка водних мас, літо- і

морфодинаміка ложа і берегів. На даний момент берегова лінія водосховищ

знаходиться на стадії (етапі) абразійно-акумулятивного вирівнювання, а в

естуарній частині лиманів – абразійно-акумулятивного розчленування.

Однак, на берегах водосховищ і лиманів, складених глинами, суглинками і

лесами, продовжуються активні процеси розмиву, формуються акумулятивні

і біогенні береги. На даному етапі розвитку екосистем глибоководних

ділянок доцільно розгорнути роботи з упорядкування берегової зони,

оскільки при сформованих берегових відмілинах і динамічних системах

берегів затрати на берегозахист будуть найменші, а екологічні ефекти

найбільші.

Як видно з викладеного, екосистеми різних ділянок водосховищ мають

різні природні аналоги на різних етапах свого розвитку і, відповідно, різними

будуть підходи до їх вивчення і практичного освоєння. В цілому,

водосховища – це водні об’єкти, які активно розвиваються, а отже

потребують вивчення, аналізу їх стану і можливостей освоєння. Розгляд

великих рівнинних водосховищ як географічних об’єктів дозволяє виявити їх

місце і роль серед інших природних водних об’єктів (річок, озер, морів),

виявити і оцінити можливі природні аналоги водосховищ і на основі цього

спрогнозувати (змоделювати) перспективи існування і використання цих

об’єктів, можливості і напрямки управління їх екологічним станом.

Література:

1. Тимченко В. М. Экологическая гидрология водоемов Украины

/ В. М. Тимченко. – К. : Наук. думка, 2006. – 383 с.

2. Дубняк С. С. Основні положення еколого-гідроморфологічного

напряму досліджень екосистем крупних рівнинних водосховищ

/ С. С. Дубняк // Гідрологія, гідрохімія і гідроекологія. – 2008. – Т. 14. –

С. 62–74.

3. Дубняк С. С. Еколого-гідрологічні аспекти управління русловими

процесами в р. Десна / С. С. Дубняк, С. А. Дубняк // Гідрологія, гідрохімія і

гідроекологія. – 2006. – Т. 11. – С. 300–305.

4. Рекомендації щодо поліпшення екологічного стану прибережних

територій дніпровських водосховищ / за ред. В. Я. Шевчука. –

К. : КСП, 1999. – 182 с.

5. Дубняк С. С. Еколого-гідрологічні та водогосподарські аспекти

проблеми освоєння мілководь Київського водосховища / С. С. Дубняк

// Гідрологія, гідрохімія і гідроекологія. – 2007. – Т. 13. – С. 54–61.

10

ГЕОЕКОЛОГІЧНІ АСПЕКТИ ВИКОРИСТАННЯ

ОЗЕРНО-БОЛОТНИХ КОМПЛЕКСІВ ПОЛІССЯ УКРАЇНИ

Ільїна О. В., кандидат географічних

наук, доцент

Ільїн Л. В., доктор географічних наук,

професор, завідувач кафедри

Кафедра туризму та готельного

господарства Східноєвропейського

національного університету

імені Лесі Українки (м. Луцьк)

На території Українського Полісся озерно-болотні комплекси (ОБК)

являють собою один з найважливіших компонентів природного ландшафту і

господарського резерву. Болота як компонент біосфери – важливий

гідрологічний і кліматичний регулятор Полісся, зона поширення біотичного

різноманіття, територія формування цінних видів ресурсів – торфу і

сапропелю.

ОБК ще залишаються одними з найкраще збережених серед рівнинних

ландшафтів Європи. Водночас, вони є дуже вразливі та недостатньо вивчені.

Поліський коридор є складовою ланкою Панєвропейської екомережі,

актуальної згідно з Всеєвропейською стратегією охорони біотичного і

ландшафтного різноманіття та підтримуваної Міжнародною програмою МАБ

ЮНЕСКО «Розробка транскордонної екомережі Полісся: Україна, Білорусь,

Польща». На сучасному етапі Українському Поліссю приділяється значна

увага і науковців, і громадськості. Природний комплекс регіону має особливе

екосередовищне значення для України та Європи загалом. Дослідження

закономірностей будови та особливостей функціонування, обґрунтування

шляхів оптимізації станів ОБК регіону є складовими реалізації Національної

стратегії охорони природи України, невід’ємними частинами міжнародної

природоохоронної політики держави.

Нині необхідно підняти на принципово новий рівень вивчення,

збереження і використання біотичного різноманіття як основи стійкості й

стабільності біосфери. Збіднення біотичного різноманіття сьогодні є однією з

основних глобальних екологічних проблем. Біотичному різноманіттю

відводять статус природних ресурсів загального типу (подібно до атмосфери,

океанів та ін.), яке має важливе значення для світового співтовариства.

Подальше збереження і збалансоване використання біотичних різновидів у

рамках Конвенції з біотичного різноманіття (Ріо-де-Жанейро, 1992 р.) у зоні

Полісся неможливе без збереження озерно-болотних комплексів.

Важливою невирішеною проблемою у використанні боліт є наукове

обґрунтування природокористування на ОБК, які являють собою природні

системи різної складності, включають озера, болота, схили місцевих

вододілів, характеризуються спільним гідрологічним режимом і фізико-

географічними процесами [1]. Поєднання природних чинників зумовило

11

велику різноманітність ОБК у зв’язку з різноманітністю форм і розмірів

улоговин, водно-стокових і гідрогеологічних умов, гранулометричного і

мінерального складу літогенної основи та ін. Геоморфологічні та

морфометричні параметри ще більшою мірою збільшують різноманітність

ОБК. Так, вони можуть різнитися ступенем заболоченості водозборів,

співвідношенням площ озер і боліт.

Відсутність наукових знань про ОБК та нерозуміння механізмів їх

функціонування спеціалістами проектних і виробничих організацій призвело

до великих негативних впливів на екосистеми озер та боліт.

За кількістю генетичних центрів виділяють три великі групи ОБК:

моногенетичні, біогенетичні, а також полігенетичні, або складні [1].

Моногенетичні ОБК мають лише один генетичний центр – озеро, яке,

проходячи стадію заболочування, трансформується в одне або декілька боліт.

У межах цієї групи виділяються ОБК з різними стадіями заболочування

водного дзеркала. Біогенетичні ОБК мають у межах загальної площі

місцевого водозбору два генетичні центи – озеро і болото. Полігенетичні, або

складні, ОБК мають декілька генетичних центрів – озер і боліт – у межах

загальної площі місцевого водозбору. Незалежно від кількості генетичних

центрів, озера і болота в межах кожного ОБК мають спільний водно-

стоковий режим [5]. Різноманітність кожної генетичної групи ОБК

проявляються в різних типах боліт (низинних, перехідних, верхових) та озер

(оліготрофних, мезотрофних, евтрофних, дистрофних).

Здійснена оцінка ОБК для Волинської області свідчить, що тут вони

займають 208278,9 га (10,3% території). Найбільші площі ОБК займають у

Любешівському (53431,7 га, або 36,8%), Шацькому (20925,6 га, або 27,6%),

Ратнівському (21472,8 га, або 14,9%), Старовижівському (13453,8 га, або

12%), та Камінь-Каширському (19221,6 га, або 10,9%) [4].

Як правило, головну частку в ОБК становлять болота. Лише в

Шацькому адміністративному районі, спостерігається переважання площі

озер над площею боліт (озера – 6776,6 га, болота – 5532,6 га). Болота

займають у межах області 112024 га (заболоченість – 5,56%). Найбільш

заболоченим є Любешівський адміністративний район (19,5%, або 28321,0

га). А найбільш заозерним – Шацький (8,9% або 6676,6 га).

Природокористування на ОБК повинно здійснюватися таким чином,

щоб загальна площа озер і боліт у регіоні збереглася на сучасному рівні або

збільшилася за рахунок відновлення в першу чергу вироблених торфових

територій.

Головними геоекологічними принципами використання ОБК є:

розробку чи меліорацію торф’яного родовища слід заборонити,

якщо воно знаходиться на шляху масової міграції перелітних птахів і є їх

місцезнаходженням під час відпочинку чи гніздування, а також якщо

родовище є місцем поширення рідкісних і зникаючих видів біорізноманіття

або підтримує гідрологічний режим на великій території. Торф’яні

родовища, що виконують загальнопланетарні і загальноєвропейські функції,

необхідно взяти під охорону держави, а найбільш важливим із них – надати

12

статус угідь міжнародного значення з подальшим включенням до складу

Загальноєвропейської чи Всесвітньої природної спадщини;

осушення і розробку торф’яних родовищ слід проводити тільки в

тих випадках, якщо це не викличе катастрофічних наслідків для екосистем

озер, річок і сільськогосподарських угідь, розміщених на суміжних

територіях. Це необхідно визначити до початку осушення, на стадії техніко-

економічного й екологічного обґрунтування проектів;

обов’язковим принципом повинно бути відновлення болото

утворювального процесу після вироблення торф’яного родовища з метою

відновлення всіх його біосферних функцій, що виконувалися до початку

розробки. На стадії проектування повинен бути визначений перелік заходів і

технологій для проведення повторного заболочування вироблених торф’яних

родовищ. Слід переглянути плани використання вироблених родовищ на всіх

діючих торфопідприємствах [2, 3].

Для відпрацьованих торфовищ актуальним є ренатуралізація їх під

природні ландшафти. Ренатуралізація може бути успішною й ефективною за

умови точного визначення можливостей повернення озер і боліт до

природного стану з одночасним відтворенням біотичного різноманіття та

обґрунтування способів раціонального використання ОБК. Незалежно від

походження, внаслідок спільності природних процесів у межах кожного ОБК

антропогенна дестабілізація хоча б одного з компонентів, обов’язково

призводить до дестабілізації інших компонентів і всього комплексу в цілому.

З метою запобігання негативним екологічним наслідкам слід зберігати

природний гідрологічний режим усіх торф’яних родовищ, які входять до

складу ОБК. Не менш важливим є збереження водності й чистоти озер, а

також установлення відповідного режиму природокористування на

водозборах.

У Європі, згідно з природоохоронними конвенціями (Рамсарська

конвенція, Бонська конвенція, Угода про охорону Афро-Євразійських

мігруючих птахів), обґрунтовано потребу створення єдиної європейської

мережі природоохоронних територій міжнародного значення. Така мережа

охоронних територій створена в абсолютній більшості країн Європи. Деякі

природоохоронні території Українського Полісся вже отримали світове

визнання: Шацький природний національний парк, заплави річок Прип’ять і

Стохід.

У густій прибережній рослинності, яка оточує фактично кожну

водойму, трапляються не тільки вологолюбні форми, а й багато інших видів,

що колись населяли різні природні біотопи, площі яких різко скоротилися.

Більшість згаданих угруповань за своїми властивостями наближаються до

природних, особливо – повітряно-водних болотно-берегових та заплавних

деревно-чагарникових. У ландшафтному плані водойми разом із

навколишніми береговими урочищами є резерватами біорізноманіття. За

своїми властивостями ці гідросистеми займають проміжне положення між

природними і штучними екосистемами, а тому є своєрідними компонентами

біосфери.

13

Отже, ОБК мають значний природоохоронний потенціал, відіграють

роль резерватів біорізноманіття. Їхнє включення до загальної екомережі, при

відповідному законодавчому забезпеченні, спроможне значно збільшити

природоохоронний фонд.

Література:

1. Бамбалов Н. Особенности озерно-болотных комплексов как

природных геосистем / Н. Бамбалов, В. Ракович //Природные ресурсы. –

1972. – № 2. – С. 122–125.

2. Ільїна О. В. Просторова диференціація болотних комплексів Волині

/ О. В. Ільїна // Наук. вісн. Волинського держ. ун-ту ім. Лесі Українки. –

2004. – № 4. – С. 98–103.

3. Ільїн Л. В. Лімнокомплекси Українського Полісся. У 2-х т. Т. 2.

Регіональні особливості та оптимізація / Л. В. Ільїн. – Луцьк : Ред.-вид. відд.

«Вежа» Волин. нац. ун-ту ім. Лесі Українки, 2008. – 400 с.

САМОЗАРОСТАННЯ ТЕХНОГЕННИХ ОЗЕР

МАЛОГО ПОЛІССЯ ЯК ФАКТОР ЇХ РЕНАТУРАЛІЗАЦІЇ

Міронова Н. Г., кандидат технічних

наук, доцент кафедри екології

Бажан Л. В., студент

Хмельницький національний

університет

Швидкі темпи сучасного техногенезу негативно впливають на

природні екосистеми, тому проблеми техногенної деградації природних

територій, наслідками якої є втрата біологічного та ландшафтного

різноманіття, потребують найскорішого вирішення.

У зв’язку з цим виявлення закономірностей формування рослинного

покриву у посттехногенних системах є важливим етапом у розробці

комплексу заходів з їх ренатуралізації.

Внаслідок інтенсивного засвоєння території Малого Полісся як бази

видобувної галузі, на ділянках видобування будівельних пісків із близьким

заляганням ґрунтових вод за допомогою земснарядів були знищені типові

для цієї території лісові фітоценози, а на їх місцях утворилися водні кар’єри.

По закінченні їх експлуатації девастована берегова лінія цих водойм

(техногенних озер) представляла собою неоедафотоп – біологічно стерильну

ділянку із специфічними екотопічними характеристиками. Відновлення

рослинного континууму в екотонній зоні між лісовим фітоценозом та

утвореною водоймою в умовах відсутності повноцінної рекультивації було

єдиним можливим способом їх інтеграції у природний ландшафт.

14

Мета роботи – дослідження видового різноманіття та стратегії

заростання екотону літоралі техногенних озер у природно-кліматичних

умовах Малого Полісся.

В основу роботи покладено матеріали польових досліджень.

Визначення видового складу здійснювалося за загальноприйнятими

методиками [1, 2, 3]. Досліджувались озера, що підлягали процесам

самозаростання протягом 10–50 років.

Сьогодні флора техногенних озер налічує 91 вид. Кількість видів,

зареєстрованих на окремих озерах, варіює і суттєво залежить від

морфологічних характеристик (наявність мілководних ділянок, ступінь

розвинення літоралі тощо) та часу відновлення рослинності. У

таксономічному відношенні рослини належать до 3 відділів, 4 класів,

45 родин і 73 родів. Відділ Polypodiophyta представлений 2 видами, відділ

Equisetophyta – 2 видами, відділ Pinophyta – 1 видом. Найбільше

представлений відділ Magnoliophyta (86 видів). Серед родин по видовому

різноманіттю переважають Cyperaceae – 10 видів (11%), Poaceae – 8 видів

(9%), Potamogetonaceae, Ranunculaceae, Asteraceae – по 4 види (по 4%). На

частку цих родин припадає 33% видів рослин.

На досліджуваній території 73 види рослин (80%) – це полікарпіки,

представлені багаторічними травами, деревними і напівдеревними

чагарниками. Переважна більшість рослин є гемікриптофітами (37 видів).

Решта – геофіти (13 видів), гідрофіти (12 видів), гелофіти (11 видів).

Територія добре освітлена, тому тут лише два види сціофітів. Кількість

геліосціофітів та сціогеліофітів майже однакова.

Пристосованість більшості видів рослин до вологих та водних умов

зростання яскраво виражена переважанням гігрофітів (45 видів) та гідрофітів

(12 видів). Це рослини, які зростають безпосередньо у воді, або у надмірно

зволожених місцях. Кількість рослин-мезофітів становить

17 видів. Ксерофіти не виявлені.

Територія дослідження є екотоном – перехідною зоною між сосновим

лісом, який зростав тут до початку видобувних робіт, та техногенним озером.

Тому процеси самозаростання супроводжуються взаємопроникненням видів

прибережно-водних рослин та рослин вологих лісів.

Формування рослинності екотону відбувалось за двома напрямками.

Перший напрямок пов’язаний із формуванням рослинних угруповань у

мілководній та прибережно-водній частині екотону, яка є не характерною

для суміжної території і виникла в результаті зміни екотопу (утворення

водойми). Другий шлях – це перенесення видів флори з незайманих

суміжних ділянок лісу на прибережну частину екотону. Інтенсивність

заселення рослинами в обох випадках залежала від трьох основних факторів:

наявності поживних речовин у субстраті, ступеня зволоження та освітлення.

Умови деградованого ландшафту на ділянці екотону досить

екстремальні, тому доцільно говорити про стратегії заростання, які слід

розглядати через відношення видів до абіотичних та біотичних екологічних

факторів, і в першу чергу конкуренцію за споживання ресурсів. Дж. Грайм

15

[4] розглядає конкурентну силу виду як здатність захоплювати ресурс і

обмежувати його використання конкурентами в будь який період життя

біоценозу, в першу чергу за критичної нестачі певних ресурсів.

Заростання прибережно-водної та мілководної ділянок екотону

техногенних озер за першим напрямком відбувалось значно швидше, що

підтверджується достатньо багатим видовим різноманіттям. Насіння типових

для Малого Полісся гігрофітів та гідрофітів потрапляло анемохорним та

зоохорним шляхом з навколишніх природних водних об’єктів, і в першу

чергу – з річки Горинь. Стратегія заростання видами мілководної частини

досліджуваного екотону на початкових етапах залежала від вмісту поживних

речовин, оскільки донні відклади представляли собою пісок, який

видобували при експлуатації кар’єру. Через бідність на органіку, територію

заселяли невибагливі до вмісту поживних речовин R-стратеги.

По мірі накопичення органічних відкладів з’являлись гідрофіти-

патієнти. Процеси заростання продовжувалися, і вирішальною ставала

конкуренція гідрофітів за світло, оскільки, наприклад, вкорінені види з

плаваючим листям, покриваючи поверхню водойми, не пропускають сонячні

промені, яких потребують вкорінені занурені гідрофіти. Обмеженість

поширення гідрофітів по площині озера пов’язана із різкими перепадами

глибин, які обумовлюються специфічністю техногенної будови улоговини

озера. На великій глибині вкорінені гідрофіти не мають можливості

прикріплюватись до дна водойми, запас гумусу там незначний. Невкорінені

занурені гідрофіти, що фотосинтезують у товщі води, не поширюються на

значних глибинах, оскільки туди не проникає сонячне світло.

Другий напрямок самозаростання – це перенесення рослин з

непорушених ділянок лісових фітоценозів на прибережну частину екотону.

Процес є довготривалим і на перших стадіях залежить від кількості

поживних речовин. Через бідність субстрату першими на відвалах піску

заселяються невибагливі до педофічних умов рослини – однорічники та

рудерали, яким властиве швидке розмноження і поширення в умовах дуже

порушених біотопів, де у R-стратегів немає сильних видів-конкурентів.

Експлеренти прискорюють накопичення гумусу, що сприяє в подальшому

заселенню інших видів. Таке заростання є мозаїчним і не рівномірним.

Поступове гниття і розкладання органічних решток сприяє початковому

процесу ґрунтоутворення та підвищенню родючості ґрунтосуміші, що, у

свою чергу, створює умови закріплення і розвитку більш вибагливих до

якості ґрунту рослин (патієнтів) [5]. Більшість з рослин-патієнтів –

гемікриптофіти, з переважанням гігрофітів родини злакових та осокових

(біля 40%). Подальше заростання продовжується на фоні конкуренції за

світло.

Більш рівномірно відбувається відновлення рослинності у береговій

зоні, яка не була повністю позбавлена рослинного покриву, а в основному

був знищений чагарниковий та трав’яний покрив. Тут значно більше опаду,

відповідно активніше відбувається накопичення гумусу. Рослини

поширюється автохорно, анемохорно, зоохорно та вегетативно. На цих

16

ділянках рослинний покрив майже суцільний, з’являються кущики, кущі та

дерева, що свідчить про формування складних багатовидових угрупувань.

Формується деревно-чагарниковий ценоз, до складу якого входять віоленти

(С-стратеги). Вони займають усю доступну їм територію, та пригнічують

своїх конкурентів. Диференціація екологічних ніш тут добре виражена.

Рівень взаємодії між видами високий.

Сьогодні процес природного заростання техногенних озер знаходиться

у стані динамічного розвитку, все більше надаючи озерам природного

вигляду. Аналіз стратегії самозаростання об’єктів дослідження свідчить про

відповідність цих процесів природним закономірностям, що дозволяє

говорити про їх природно зумовлену ренатуралізацію.

Література:

1. Григора І. М., Соломаха В. А. Рослинність України (еколого-

ценотичний, флористичний та географічний нарис)

/ І. М. Григора, В. А. Соломаха. – К. : Фітосоціоцентр, 2005. – 452 с.

2. Mosyakin S. L. Vascular Plants of Ukraine a nomtnclatural checklist

/ S. L. Mosyakin, M. M. Fedoronchuk. – Kiev : M. G. Kholodny Botany, 1999.–

345 p.

3. Чорна Г. А. Флора водойм і боліт Лісостепу України Судинні

рослини / Г. А. Чорна. – К. : Фітосоціоцентр, 2006 – 184 с.

4. Миркин Б. М. Современная наука о растительности: учебник

/ Б. М. Миркин, Л. Г. Наумова, А. И. Соломещ. – М. : Логос, 2001. – 264 с.

5. Кучерявий В. П. Екологія : підруч. / В. П. Кучерявий. –

Львів : Світ, 2001 – 440 с.

ПРОБЛЕМА ОЦІНКИ ГЕОЕКОЛОГІЧНИХ РИЗИКІВ

ПРИРОДОКОРИСТУВАННЯ У БАСЕЙНОВИХ СИСТЕМАХ

МЕТОДОМ ҐРУНТОВИХ МІКРОКАТЕН

Лико Д. В., доктор

сільськогосподарських наук, професор,

завідувач кафедри екології та

збалансованого природокористування

Мартинюк В. О., кандидат

географічних наук, доцент,

Рівненський державний гуманітарний

університет

Осніцька Н. О., вчитель географії

Рівненського НВК № 26

Сучасна практика природокористування вимагає розуміння

закономірностей розвитку схилових геокомплексів. Такого типу

геокомплекси поширені у межах ландшафтів з доволі сильно почленованою

17

поверхнею, а також у басейнових (річкових, озерних) системах. Найбільше

геоекологічних ризиків природокористування завдають саме ландшафти зі

«схиловою мікрозональністю» (за Ф.Н. Мільковим, 1974). Тому проблема

дослідження геоекологічних процесів (геоморфогенних, гідрогенних,

педогенних, ландшафтно-геофізичних та ландшафтно-геохімічних), що

відбуваються у межах таких геокомплексів є актуальною і потрібною.

Протягом багатьох років нами проводяться напівстаціонарні ланд-

шафтознавчо-гідрологічні та ландшафтознавчо-геохімічні спостереження у

межах водозборів озер [3], а також схилових геокомплексів річкових систем

Волинського Полісся з метою дослідження стану, розвитку та

функціонування процесів у цих складних природних утвореннях. Мето-

дологічною основою досліджень слугували роботи з проблем басейнового

природокористування Л. М. Коритного (1991; 2001), І. П. Ковальчука (1997),

з геохімії ландшафтів – Б. Б. Полинова (1956), А. І. Перельмана (1961; 1989),

М. А. Глазовської (1964; 1988), В. М. Гуцуляка (1995; 2002), Л. Л. Малишевої

(1998; 2000), з ландшафтної гідрології – А. Н. Антипова та ін. (2000; 2007) й з

лімнології – Б. Б. Богословского (1960), О. Ф. Якушка (1981) і ін.

Як свідчить досвід, найбільш результативним щодо вивчення процесів

міграції речовин у басейнових системах є метод ландшафтних або ґрунтових

мікрокатен [1]. Моделювання ґрунтово-геохімічних процесів у басейнових

системах різних ландшафтних районів дозволяє виявляти геоекологічні

ризики та пропонувати дієві заходи з оптимізації природокористування у

межах малих водозборів та локальних ділянок зі схиловою мікрозональністю

ландшафтної будови. У чотирьох ландшафтних районах Волинського

Полісся нами були закладені ключові ділянки у межах трьох водозборів озер

та схилу долини р. Случ (рис. 1). Вибір об’єктів дослідження здійснювався із

урахуванням будови рельєфу (схилової мікрозональності), ґрунтового

складу, ландшафтної структури та антропогенних чинників.

Рис. 1. Ключові ділянки закладання ґрунтових мікрокатен у межах Волинського

Полісся (схема фізико-географічного районування за [2], з уточненнями):

А – «Басейн оз. Нобель», В – «Басейн оз. Біле», С – «Басейн оз. Озеро», D – «Схил долини

р. Случ». Ландшафтні райони: 1. Верхньоприп’ятський; 2. Нижньостирський;

3. Любомльсько-Ковельський; 4. Маневицько-Володимирецький; 5. Колківсько-Сарненський;

6. Турійсько-Рожищенський; 7. Ківерцівсько-Цуманський; 8. Костопільсько-Березнівський

18

Мета роботи – розкрити особливості процесів міграції біогенних

елементів у ґрунтах катенарних геокомплексів (на прикладі ключової ділянки

мікрокатени «Схил долини р. Случ», Волинське Полісся).

У сучасному ландшафтознавстві під терміном ландшафтна катена

розуміють ланцюг закономірно змінюючих один одного морфологічних

одиниць ландшафту (фацій, підурочищ, урочищ, місцевостей) від вододілу

вниз по схилу, до його підніжжя і до найближчого водоприймального

об’єкту, зв’язаного односпрямованим потоком речовини і енергії [5]. На

локальному рівні де проявляється схилова мікрозональність, за

Ф.М. Мільковим [4], можна виділити чотири ландшафтних мікрозони:

привододільну, верхньо-, середньо- і нижньосхилову. Згаданим мікрозонам

за відмінністю між надходженням і виносом речовин будуть відповідати такі

фації: автономна (елювіальна), транселювіальна, трансакумулятивна,

супераквальна, субаквальна та їх різновиди.

У схиловій частині долини лівого берега східної експозиції р. Случ

(Костопільсько-Березнівський ландшафт) нами було закладено чотири

ґрунтових профілі у таких фаціях (рис. 2): 1) транселювіальна верхньої

привододільної частини із сильно покатим (15–20°) схилом річкової долини

(ґрунтовий профіль № 1); 2) трансакумулятивна середньої частини покатого

(10–15°) схилу річкової долини (ґрунтовий профіль № 2); 3) акумулятивно-

елювіальна нижньої частини зі слабопокатим (5–10°) схилом річкової долини

(ґрунтовий профіль № 3); 4) супераквальна з пологим (3–5°) схилом заплави

річкової долини (ґрунтовий профіль № 4).

Рис. 2. Латеральна міграція вмісту фосфору рухомого та азоту рухомого

на різних генетичних горизонтах мікрокатени

Аналіз міграції біогенних елементів (рухомі форми фосфору та азоту)

показав, що у першому ґрунтовому розрізі спостерігається зменшення

кількості Р2О5 від поверхневих горизонтів до материнської породи (17,8 (0–

26 см) – 8,4 (35–70 см) мг/100 г ґрунту). У другому і третьому ґрунтових

19

розрізах чіткої закономірності щодо зменшення Р2О5 не прослідковується

щодо радіальної міграції. У приповерхневому горизонті ґрунту (0–26 см)

мікрокатени помітно незначне збільшення вмісту Р2О5 у супераквальній

фації (19,3 мг/100 г ґрунту) порівняно із привододільною (17,8 мг/100 г

ґрунту). На ілювіальних горизонтах ґрунтових розрізів навпаки

спостерігається зменшення вмісту Р2О5 вниз по схилу мікрокатени. У

транселювіальній фації першого ґрунтового профілю варіації азоту рухомого

коливаються у межах 12,3 (0–26 см) – 3,4 (35–70 см) мг/100 г ґрунту), а у

супераквальній фації – 16,8 (0–26 см) – 40,6 (35–70 см) мг/100 г ґрунту). Як

бачимо (рис. 2), спостерігається дуже високе накопичення азоту рухомого у

супераквальній фації. У трансакумулятивній та акумулятивно-елювіальній

фаціях, стосовно радіальної міграції, відбувається у цілому зменшення

концентрації азоту рухомого в ґрунтових горизонтах.

Висновки. Геохімічна міграція біогенних елементів у ґрунтах

катенарних басейнових геокомплексів залежить від експозиції схилу,

строкатості рельєфу (передусім крутизни схилу), гранулометричного складу

ґрунтів та їх геохімічних властивостей. Безперечно, суттєвий вплив матиме і

антропогенний чинник. Найбільших геоекологічних ризиків, як показали

наші дослідження, зазнають супераквальні фації схилових басейнових

геокомплексів. Тут відбувається акумуляція хімічних елементів (біогенних,

важких металів, радіоактивних тощо), що вимагає розробки заходів з

оптимізації сільськогосподарського природокористування. Викликає

стурбованість й те, що біогенні елементи потрапляють у річку (або озеро),

що призводить до активізації процесів евтрофікації в літоральних зонах

водойм, особливо у літній період.

Література:

1. Гаврилова И. П. Практикум по геохимии ландшафта

/ И. П. Гаврилова, Н. С. Касимов. – М. : Изд- во МГУ, 1989. – 73 с.

2. Маринич О. М. Удосконалена схема фізико-географічного

районування України / О. М. Маринич, Г. О. Пархоменко, О. М. Петренко та ін.

// Укр. географ. журн. – 2003. – № 1. – С. 16–20.

3. Мартинюк В. О. Моделювання процесів міграції речовин у

басейнових геосистемах озер Волинського Полісся / В. О. Мартинюк

// Фізична географія та геоморфологія : міжвід. наук. зб. – К. : Вид-во геогр.

літ-ри «Обрії», 2012. – Вип. 2 (66). – С. 230–240.

4. Мильков Ф. Н. Склоновая микрозональность ландшафтов

/ Ф. Н. Мильков // Науч. зап. Воронеж. отд. ГО СССР. – Воронеж, 1974. –

С. 3–9.

5. Николаев В. А. Ландшафтоведение. Семинарские и практические

занятия / В. А. Николаев. – М. : Изд-во Моск. ун-та, 2000. – 94 с.

20

ДОСЛІДЖЕННЯ ТЕХНІЧНОГО СТАНУ ДАМБ

НА МАЛИХ РІЧКАХ ГЕОФІЗИЧНИМ МЕТОДОМ

Пікареня Д. С., доктор геологічних

наук, професор

Гапіч Г. В., аспірант

Кафедра екології та охорони

навколишнього середовища

Дніпродзержинського державного

технічного університету

Орлінська О. В., доктор геологічних

наук, професор, завідувач кафедри

Максимова Н. М., аспірант

Кафедра експлуатації

гідромеліоративних систем та

технології будівництва

Дніпропетровського державного

аграрного університету

Проблема забезпечення населення якісною питною водою є однією з

найважливіших світових проблем, яка з кожним роком стає все більш

гострішою. Велика кількість стічних вод скидається і накопичується різними

підприємствами країни без очистки або з примітивною очисткою. Стічна

забруднена вода потрапляє в землю та водойми, частково очищується за

рахунок біохімічних процесів або адсорбуванням поверхнею твердих часток.

Порогові адсорбційні забруднення землі зростають і з часом доходять до

витоків забору підземних вод. Через це збільшується дефіцит чистої

природної підземної та поверхневої води, а особливе занепокоєння викликає

її низька якість [1].

На території України розташовані кілька десятків великих відстійників

з високотоксичними органічними відходами, велика кількість накопичувачів

високомінералізованих шахтних вод, хвосто- і шламосховищ промислового

виробництва. Переважна більшість з них збудована ще у минулому сторіччі.

За цей час, при відсутності постійного контролю за їх технічним станом,

значна частина з них стала технічно і екологічно небезпечними об’єктами.

Через глиняні екрани небезпечні речовини потрапляють в ґрунт і дренуються

у підземні води, ареол розповсюдження таких забруднених вод сягає іноді

десятків кілометрів. Тому такі техногенні екологічно небезпечні об’єкти

знаходяться під постійним контролем власників та служб МНС України.

Разом з тим, існує не менш серйозна, але не така очевидна, загроза

екологічних подій, яка пов’язана з існуванням водосховищ на малих річках.

Ці річки, вздовж яких розташовані невеликі населені пункти, зарегульовані

численними штучними водоймами (ставки та озера). Основна їх задача –

накопичення та регулювання води. На весні вони затримують та «дозовано»

пропускають паводкові води, а в літку, під час посухи, забезпечують

21

населення водою та підтримують необхідний рівень води у підземних

джерелах. Більшість водойм використовуються для риборозведення та

рекреації.

В останній час почастішали аварії на гідротехнічних спорудах (ГТС)

малих річок, пов’язані з проривом гребель ставків, шламосхових тощо, які

призводять до суттєвих екологічних та економічних збитків. Катастрофа з

людськими жертвами, що сталася на початку липня 2012 р. у м. Кримську

(Росія) доводить, що подібні події можливі й в Україні, причому як в

традиційно небезпечних регіонах Карпатських і Кримських гір, так і у

центральних районах країни. Головними чинниками, що призводять до

розвитку таких аварій, є:

1) значне старіння ГТС;

2) активізація сучасних геологічних процесів як під ГТС, так і в

навколишніх породах, викликаних тиском ГТС і водосховища на ґрунти

основи, ефектами обводнення ґрунтів і кристалічних порід, їх розущільнення

тощо;

3) час дії ГТС на геологічне довкілля, який є достатнім для помітного

прояву деформаційних процесів;

4) значне замулювання дна водосховищ, що викликає наднормативний

тиск обводненого ґрунту на тіло ГТС;

5) передача значної частини дрібних ГТС в приватне управління значно

знижує можливість моніторингу їх стану.

Ситуація ускладнюється відсутністю або слабким застосуванням

комплексу швидких, надійних та недорогих методів досліджень, які змогли б

виявляти небезпечні ділянки ГТС, серед яких перше місце має належати

дистанційним геолого-геофізичним.

Колективом дослідників ДГАУ та ДДТУ проведені дослідно-методичні

роботи методом природного імпульсного електромагнітного поля Землі

(ПІЕМПЗ) на 8 греблях малих річок в Синельниківському районі

Дніпропетровської області з метою виділення зон замочування тіла ГТС,

просочування води крізь них та ділянок зі зниженими фізико-механічними

властивостями – ймовірними зонами прориву. Цей метод широко

застосовується для пошуків води, рудних корисних копалин, зон підвищеної

фільтрації і тріщинуватості, добре зарекомендував себе на багатьох

геологічних та інженерно-технічних об’єктах. Підставою для застосування

методу є відома закономірність – в обводнених зонах та зонах розущільнення

відбувається поглинання електромагнітних імпульсів, що відображується

зменшенням щільності потоку імпульсів магнітної складової ПІЕМПЗ.

Не зупиняючись на технічних характеристиках водосховищ відмітимо,

що вони містять від 68,3 тис. м3 до 4,2 млн м

3 води та утримуються

ґрунтовими греблями. Одна з гребель декілька років тому зазнала прориву та

була відбудована: в зону прориву були скинуті гранітні брили та засипані

великим обсягом ґрунту. Оцінка технічного стану ГТС нами проводилася

шляхом візуального та інструментального обстеження методом ПІЕМПЗ. В

результаті було встановлено, що чотири дамби з семі мають незадовільний

22

стан водоскидних споруд; у стиках залізобетонних плит відсутній

ущільнюючий матеріал або зовсім відсутні плити; за даними ПІЕМПЗ

виділяються зони обводнення і дренування води крізь тіло дамби, які не

помітні ззовні.

На одному з водосховищ зони водонасичення тіла ГТС призвели до

часткового його просідання, підйому ґрунтових вод і, як наслідок, до

активного росту рослинності. Дані ПІЕМПЗ свідчать про те, що гребля,

маючи значну зону обводнення та техногенної тріщинуватості ближче до

низового відкосу, зазнає значного навантаження і має високий рівень

напруженого стану зі сторони верхнього б’єфу. Три роки тому, при

проведенні досліджень, автори прогнозували, що подальша експлуатація

може призвести до подальшого просідання тіла ГТС, а враховуючі великі

об’єми і тиск води – до сповзання і руйнування низового відкосу та

рекомендували прийняти відповідні ремонтно-відновлювальні заходи.

Весною 2013 р. візуально було помічено, що на тілі дамби таки проявилися

зсуви, а відбійник, що обмежує автошлях по дамбі, відхилився від

вертикального положення та частково сповз по відкосу.

Аналізуючи результаті робіт по дамбі, що зазнала прориву, можна

казати, що повністю ліквідувати його не вдалося. Хоча ззовні «заліковане»

місце майже не помітне, але на карті ПІЕМПЗ добре видно, що крізь нього

відбувається фільтрація води і воно залишається небезпечним для прориву.

Інші обстежені гідротехнічні споруди знаходяться в задовільному стані

та потребують періодичного огляду власниками ставків або відповідними

службами.

Моделювання та розрахунки наслідків ймовірного прориву

небезпечних гребель внаслідок великої повені або в результаті руйнування

із-за технічних негараздів в тілі дамби показують, що при їх прориві

проривна хвиля може сягати висоти 2–7 метрів, швидкість її переміщення –

до 120 м/хв., а час проходження по території, що буде затоплена, оцінюється

в декілька годин. При цьому небезпека прориву в декілька разів посилюється

тим, що в більшості випадків приймачем величезного об’єму буде

водосховище, що розташоване нижче за течією і не розраховане на залповий

скид води. Подібна ситуація на Україні вже відбувалася в 1997 р., коли із-за

швидкого підйому рівня Кутузовського водосховища (м. Алушта),

пов’язаного з прийомом дощового паводку, з нього через водоспуск в нижній

б’єф був скинутий водний потік витратою близько 100 м3/с, що призвело до

затоплення вулиць, парків і домів м. Алушти, виноградників, АТП, АЗС,

тролейбусного парку тощо. На малих річках ситуація може бути гіршою –

дамби почнуть руйнуватися за «принципом доміно». Зрозуміло, що казати

про якусь якість поверхневих вод довгий час вже не прийдеться.

Тому вважаємо, що негайно потрібна Державна програма обстеження

та моніторингу напружено-деформованого стану гідротехнічних споруд на

малих річках з метою провести класифікацію гребель ставків за ступенем їх

порушеності та можливістю розвитку аварійних ситуацій. Це дозволить

сконцентрувати наявні в державі невеликі кошті саме на найбільш

23

проблемних дамбах та греблях, що у свою чергу сприятиме ефективному

запобіганню аварій. Це стосується й техногенних об’єктів – шламо- та

хвостосховищ, відстійників тощо. Пропонуємо розпочати ці роботи з

обстеження ГТС Дніпропетровської області з подальшим розповсюдженням

надбаного досвіду на інші регіони, що дасть можливість підвищити

ефективність та забезпечити екологічну безпеку водокористування,

розробити заходи щодо ефективного захисту територій та населення,

мінімізувати збитки, що спричиняються шкідливою дією вод.

Література:

1. Бурмистр М. В. Вода – проблемы и решения / М. В. Бурмистр, П. П.

Ермаков, П. И. Ломакин // Материалы X науч.-практ. конференции. [«Вода:

проблемы и решения»]. – Днепропетровск : Видавничо-творчий центр

«Гамалія», 2012. – С. 5–7.

СЕРВІС-ОРІЄНТОВАНЕ КАРТОГРАФУВАННЯ

ЕКОЛОГІЧНОЇ СИТУАЦІЇ В УКРАЇНІ

Путренко В. В., кандидат

географічних наук, старший науковий

співробітник Інституту географії

НАН України (м. Київ)

Розвиток геоінформормаційних технологій та геопросторової індустрії

постійно прискорюється. Основними факторами цього залишаються

необхідність у використанні все більшої кількості геопросторових даних для

підтримки у прийнятті управлінських рішень, інтеграція з сучасними

інформаційними технологіями, впровадження нових підходів до організації

геопросторової інформації. Загальновідома еволюція розвитку

геоінформаційних технологій від настільних систем до Інтернет-рішень

пройшла період публічного визнання у вигляді картографічних веб-сервісів,

які залучили до користування електронними картами мільярди людей у

всьому світі. Наступним етапом стало впровадження хмарних сервісів, що

надають змогу легко створювати власні карти та ділитися геопросторовою

інформацією. Хмарні сервіси стали логічним кроком на шляху використання

геоінформаційних технологій і дозволяють створювати карти різного ступеня

складності лише з використанням інструментів Інтернет середовища.

Подібні картографічні рішення дозволяють розміщувати для

загального доступу в Інтернет широке коло як класичних екологічних та

природоохоронних карт, так і сервіс-орієнтованих карт, які призначені для

більш широкого доступу до геопросторової інформації, її аналізу, отримання

вибіркових даних. Під сервіс-орієнтованою картою розуміється

інформаційна модель просторових даних, яка розробляється з метою надання

24

доступу до певної категорії інформації зі зручними інструментами

користування [1].

Основними перевагами сервіс-орієнтованих карт є:

- розширені можливості надання інформації для користувача;

- відсутність обмежень на обсяг та структуру інформації, яка надається

користувачу за допомогою сервісу;

- наявність вбудованого інструментарію, що дозволяє користувачу

отримувати необхідну інформацію;

- підтримка користувацьких налаштувань, які надають зручний доступ

до інформації.

Основними недоліками сервіс-орієнтованого картографування є:

- певна обмеженість сервісного підходу у порівнянні з класичними та

відкритими даними;

- складності з сумісністю програмного забезпечення;

- відсутність достатньо великого переліку шаблонів та моделей

сервісів, що потребує застосування власних програмістських навичок.

Незважаючи на ці недоліки картографічні сервіси мають певні

переваги, особливо при застосуванні у громадських публічних проектах, де

швидкий та інтуїтивно зрозумілий доступ до інформації на карті має

вирішальне значення.

Тому використання сервіс-орієнтованого картографування вдало

підходить для забезпечення екологічних проектів та створення екологічних

карт різного просторового околу, тематики та наповнення. В якості зразка

створення подібних картографічних творів було розроблено карту розподілу

викидів зі стаціонарних джерел у атмосферне повітря в Україні. Для цього

були використані офіційні дані Держкомстату України за 2012 р. Карта

створена та опублікована на основі хмарного сервісу ArcGIS Online, який є

системою для створення та розповсюдження карт і географічної інформації.

ArcGIS Online надає безпечну, відкриту інфраструктуру для створення

сервіс-орієнтованих карт і веб-обробки даних, забезпечення загального

доступу до карт, даних і додатків. Вона включає базові карти, дані для карт,

додатків, шаблонів, інструментів ГІС і API для розробників [2].

Це дозволяє будь-якому користувачеві створювати, переглядати та

використовувати інтелектуальні карти. Користувачі можуть також

завантажувати та управляти географічними даними, створювати веб-карти,

працювати з картами на будь-якому інформаційному пристрої та додавати їх

у веб-сайти та веб-додатки. Система використовує хмарну інфраструктуру

ESRI і дозволяє користувачам зберігати й управляти своїми картами і

географічною інформацією, а також зробити їх доступними для більш

широкої аудиторії через відкриті, масштабовані веб-технології.

Користувачі можуть знаходити готові карти за допомогою функції

пошуку в каталозі за ключовими словами, пов’язаними з предметом інтересу,

або вони можуть зробити карти за допомогою одного з готових до

використання шаблонів. Як тільки користувач створив карту і зберіг її, карта

автоматично стає частиною онлайн-каталогу.

25

Основними функціями ArcGIS Online є додання власної геопросторової

інформації, підготовка її до компонування у вигляді завершеної карти,

публікація карти у Інтернет або підготовка зображення.

Кожний користувач сервісу має власний конструкторський майданчик,

який створюється при реєстрації у сервісі. Тут він може зберігати власні дані,

карти, шаблони та іншу корисну інформацію. Для створення власних карт

користувач може використовувати вже наявні у системі дані, додавати власні

шари чи просторові об’єкти, які за допомогою інструментарію сервісу

перетворюються на завершені карти.

Головними складовими тематичної карти у ArcGIS Online є базова

карта, шари даних, екстент даних та легенда.

Базова карта виступає основою для розміщення тематичної інформації.

Тому в залежності від екстенту, цілей створення та мовного середовища

можна обрати один із варіантів базової основи, що ґрунтуються на

картографічних сервісах ESRI, Microsoft, OpenStreetMap. Користувач може

обрати один із типів базової основи: космічна зйомка, фізична поверхня,

топографічна карта, гібридне зображення. Для відображення екологічної

інформації у більшості випадків підходить фізична поверхня або космічні

знімки, топографічні або гібридні карти.

Після вибору базової основи додається тематичне навантаження карти,

яке буде розміщуватися у вигляді шарів на базовій основи. Основними

типами даних, які користувач може додавати є:

шейп-файл у архіві;

текстовий файл з розширенням .csv або .txt;

файл GPS;

мережеві дані, до яких відносяться дані сервісів об’єктів ArcGIS

Server, сервіси KML, сервіси OGC (WMS) та ін.

Тематична інформація може бути додана з карт, які вже розміщені у

системі, даних розміщених у Інтернет, даних з персонального комп’ютера

користувача. Для роботи з даними в системі існує розширений пошук, що

дозволяє шукати дані за визначеною територією або тематичним напрямом.

Особливістю сервісу є збереження готових карт з прописаними посиланнями

на ресурси в Інтернеті та на сервері. Тому при використанні даних з

Інтернету потрібно прописати шлях до ресурсу. До загальних можливостей

роботи з даними відносяться інструменти управління даними та їх

відображенням. Управління даними відбувається із каталогу власних

ресурсів, де користувач має змогу переглядати, сортувати, створювати та

каталогізувати карти. У вікні перегляду карт автор має змогу редагувати

карти, змінювати масштаб та проводити виміри за картою. Відображення

даних дозволяє змінювати порядок шарів, керувати відображенням

атрибутивних даних, прозорістю шарів, видимими масштабами відображення

даних [3].

Опублікована карта викидів у атмосферне повітря складається з двох

шарів, які були підготовлені у форматі шейп-файл. Це шар районів і міст

26

обласного значення та шар населених пунктів, який складається з 3 тисяч

населених пунктів в Україні. У результаті публікації картографічних даних

як сервісу на основі ArcGIS Online було отримано картографічну модель, яка

дозволяє проводити порівняння даних між різними районами, населеними

пунктами, між різними адміністративними рівнями, проводити аналіз

динаміки викидів у порівнянні з попереднім роком, будувати діаграми та

розміщувати посилання на джерела найбільших викидів у Інтернет,

отримувати розрахунки викидів на душу населення, на одиницю площі

адміністративної одиниці.

Для зручності інформація про населені пункти розділена на декількох

масштабних рівнях. Найбільші джерела забруднення можуть бути розглянуті

на рівні цілої країни, середнього рівня викидів – на рівні окремого регіону,

невеликі джерела викидів розглядаються на рівні окремого

адміністративного району. Такий розподіл шарів за масштабом відображення

дозволяє не перевантажувати карту даними, одночасно отримуючи на

кожному територіальному рівні достатню для прийняття рішень та оцінки

інформацію. Дані про викиди візуалізуються у вигляді пунсонів різного

розміру, які відображають обсяг викидів та містяться у вигляді атрибутів, що

доступні при активації просторових об’єктів за допомогою курсору.

Карта опублікована у вигляді одного із типових сервісних додатків, які

пропонуються користувачам системою. Доступні різні варіанти додатків, які

дозволяють проводити порівняння між різними картами, проглядати

динамічну зміну інформації у часі, використовувати мультимедійні дані

(режим доступу:

http://www.arcgis.com/apps/Legend/main/index.html?appid=42c940dafa184d3baa

82f4fe75d7a1fd).

У результаті можна зазначити, що сервісно-орієнтовані картографічні

твори відіграють важливу роль у поширенні тематичної просторової

інформації та підтримці прийняття управлінських рішень. За рахунок

використання сучасних технологічних рішень у галузі геоінформатики,

об’єктно-орієнтованого програмування, баз даних та Інтернет-технологій

сервісно-орієнтовані карти надають набагато більше можливостей у

порівнянні з традиційними картографічними моделями у накопиченні,

аналізі та актуалізації інформації, зокрема моніторингових та статистичних

даних щодо видів та масштабів забруднення навколишнього середовища.

Література:

1. Геоінфорамаційне картографування в Україні. Концептуальні основи

і напрями розвитку / Л. Г. Руденко, Т. І. Козаченко, Д. О. Ляшенко, А. І.

Бочковська, А. П. Дишлик, В. С. Чабанюк, В. В. Путренко / За ред. акад. Л. Г.

Руденка. – К. : Науково-виробниче підприємство «Видавництво “Наукова

думка” НАН України», 2011. – 103 с.

2. Гохман В. В. ArcGIS в облаке / В. В. Гохман // ArcReview. – № 3 (54).

– 2010. [Електронний ресурс]. – Режим доступу:

http://www.dataplus.ru/Arcrev/Number_54/1_Obl.html

27

3. Rosenberg Jothy The Cloud at Your Service / Jothy Rosenberg, Arthur

Mateos. – Manning Publications. – 2010. – 200 p.

ПЕРСПЕКТИВА ВИКОРИСТАННЯ МАГНІТНОЇ ОБРОБКИ

В СИСТЕМАХ ПИТНОГО ВОДОПОСТАЧАННЯ

Рой І. О., аспірант

Пляцук Л. Д., доктор технічних наук,

професор, завідувач кафедри

прикладної екології

Сумський державний університет

Однією з основних проблем, що стосуються питного водопостачання

України, є незадовільний екологічний стан поверхневих і підземних джерел

питного водопостачання, використання застарілих технологій і обладнання в

системах водопостачання міст, незадовільний технічний стан і зношеність

основних фондів та інші. Необхідно зазначити, що діючі системи підготовки

питної води проектували десятки років тому та були орієнтовані на іншу

якість води з природних джерел, тому в наш час вони не здатні забезпечити

підготовку питної води до рівня показників безпеки.

Актуальність даного питання підтверджується і тим фактом, що в 2005

році був прийнятий закон України «Про державну програму «Питна вода

України» на 2006-2020 роки» від 3 березня 2005 року. В першу чергу

направленого на забезпечення населення питною водою нормативної якості.

В багатьох населених пунктах України якість питної води по окремим

фізико-хімічним показникам, в тому числі і вміст органічних домішок, не

відповідає вимогам діючого ДСанПіН 2.2.4-171-10 «Гігієнічні вимоги до

води питної, призначеної для споживання людиною».

До складу питної води може входити широкий клас органічних

домішок, представленими живими і неживими органічними частками,

розчиненою органічною речовиною природного походження, численними

домішками штучного походження та інші. Використання традиційних схем

підготовки питної води, які розповсюджені в Україні, не дозволяє знизити

вміст органічних домішок до нормативних величин, а в ряді випадків

наявність такого виду домішок приводить до вторинного забруднення,

небезпечними для здоров’я людини, хлорорганічними речовинами.

Одним з основних шляхів вирішення, проблеми надлишкового вмісту

органічних речовин у питній воді, являється розвиток і реконструкція систем

підготовки питної води, впровадження високоефективних ресурсо- та

енергозберігаючих технологій видалення органічних домішок з природних

вод.

В умовах підвищеного антропогенного впливу на стан природних

водойм питного призначення для видалення органічних домішок з води,

широке розповсюдження отримав метод окислення органічних домішок

28

різними за природою окисниками. В практиці підготовки питної води в

основному використовують хлор та його похідні, проте останнім часом

значно виріс інтерес до озону.

З метою підвищення екологічної безпеки питного водопостачання

населення, зниження експлуатаційних, енергетичних і ресурсних затрат

проводиться розробка нових комбінованих методів деструкції органічних

домішок, здатних забезпечити більш високу ефективність очистки. У цьому

напрямку велику увагу приділяють фізичним методами, які засновані на

обробці водних розчинів фізичними полями різної природи (звукові,

електричні, магнітні і т.д.)

Одним з перспективних методів, як по капітальним так і по

експлуатаційним затратам, який може бути вільно впроваджений в будь-яку

існуючу технологію та використовуватись для інтенсифікації методів

деструкції органічних домішок у питній воді, являється магнітна обробка.

Багатьма експериментальними даними встановлено, що швидкість

фізико-хімічних реакцій, прискорюється після попередньої магнітної

обробки розчинів відповідних реагентів. Загальний процес такої обробки

полягає у проходженні потоку води між полюсами магнітів,

перпендикулярно лініям магнітної індукції.

Зміну кінетики перебігу хімічних реакцій після магнітної обробки

пояснюють через вплив магнітних полів на процесію окремих оболонок і

поляризацію електронних хмар в молекулах води, останні отримують інду-

кований магнітний момент, направлений антипаралельно зовнішньому

магнітному полю. За рахунок цього енергія водневих зв’язків між моле-

кулами води зменшується, що призводить до зміни швидкості хімічних

реакцій. Водневий зв’язок суттєво впливає на реакційну здатність з’єднань і

в цілому на механізм хімічних реакцій. Здатність молекул води утворювати

водневі зв’язки відіграє суттєву роль в кінетиці хімічних реакцій і

проявляється в «блокуванні» активних центрів, які приймають участь в

реакції.

Так як швидкість хімічних реакцій, у тому числі і реакцій окиснення

органічних речовин, у водному розчині на пряму залежить від полярності

молекул води і їхньої здатності утворювати водневі зв’язки між собою та з

розчиненими речовинами, використання попередньої магнітної обробки

природних вод перед подачею їх на стадію окиснення, дозволить підвищити

ефективність останнього, зменшити енергетичні і ресурсні затрати на

деструкцію органічних домішок з одночасним забезпечення підвищення

рівня безпеки питного водопостачання населення України.

Простота магнітної обробки, низькі капітальні та експлуатаційні

затрати її екологічна безпечність, роблять цей метод одним з перспективних

напрямків досліджень у сфері розробки екологічно безпечних технологій

підготовки питної води і забезпечення безпеки життєдіяльності людини.

Основуючись на вище сказаному у даний час на базі кафедри Прикладної

екології Сумського державного університету ведуться розробки

комбінованого використання магнітної обробки і озонування з метою

29

підвищення повноти видалення органічних домішок при підготовці питної

води та забезпечення безпеки питного водопостачання населення.

ЕКОЛОГІЧНИЙ СТАН ВОДИ В РІЧЦІ ГОРИНЬ:

ПРОБЛЕМИ І ПЕРСПЕКТИВИ

Лавренюк П. М., учитель біології

Бабинської ЗОШ І–ІІІ ступенів,

координатор Гощанського районного

осередку ВДС «Екологічна варта»,

Гощанський район Рівненської обл.

Вода – джерело життя. Чиста вода є необхідною умовою повноцінного

і тривалого життя. Саме тому маємо звернути увагу на проблеми водойм, що

знаходяться поруч наших населених пунктів.

Визначити якість води і зробити самостійну екологічну оцінку стану

басейну річки Горинь, що протікає територією наших сіл і міст, можна

доступними методами біоіндикації [2]. Важливість такої оцінки якості

полягає у прямій залежності стану поверхневої річкової води та води в

підземних горизонтах (в криницях), що є основним джерелом

водопостачання для місцевих мешканців.

Розміри водойми: загальна довжина 659 км, довжина ділянки

обстеження – 1000 м, ширина в зоні обстеження 30–40 м. Географічні

координати досліджуваної ділянки русла: 1) 50°31'4.23" Пн. широти,

26°33'52.52" Сх. довготи; 2) 50°31' 27.72" Пн. широти, 26°34'22.54''

Сх. довготи. Найбільші глибини: 1,7–2,5 м. Прозорість води: 1,5 м.

Швидкість течії на плесах: 0,1–0,2 м/с. Рельєф місцевості: рівнинний з

невисокими пагорбами до 50 м. Рельєф берега: обривчастий (до 2 м), з

протилежного боку пологий.

Помітний антропогенний вплив на прибережну зону. На березі

розташовуються пляжі в літню пору року, асфальтовані та ґрунтові дороги,

біля населених пунктів та в місцях відпочинку наявні стихійні звалища

сміття. Вода використовується для напування худоби, прання. Загалом

прибережна захисна смуга знаходиться в задовільному стані, водоохоронна

зона відсутня.

Внаслідок господарської діяльності у басейні спостерігаються кризові

ситуації. Першою із них є розміщення в верхній течії (на межі Хмельницької

і Рівненської областей) Хмельницької АЕС. Через невирішеність проблеми

технічного водопостачання із р. Південний Буг, АЕС знімає пікові значення

повені, залишаючи в бровках русла лише мінімальний стік [1]. Це веде до

розвитку руслової ерозії, замулення зимувальних ям, каналізування русла.

Внаслідок цього роками не спостерігалось у верхній і середній течії розвитку

паводків, не відбувається енергообмін між руслом і заплавою, розвинулись

30

явища стагнації. Із водної екосистеми зникають угрупування макрофітів, у

першу чергу рдестів, аїру, глечиків.

Другою із зазначених проблем є процеси розширеної депресії

підземних вод, сформованих в крейдяно-мергельній товщі (регіон

Гощансько-Острозький) – через необґрунтований забір підземних вод для

питного водопостачання м. Рівне. Інтенсивна інфільтрація у підземні

водоносні горизонти поверхневого стоку посилює каналізування русла і

деградацію річкової екосистеми.

Кожна річка має твердий стік – це перенос водним потоком

мінеральних та органічних частинок (піску, гальки, намулу, решток рослин) і

розчинів солей. Найбільша кількість наносів поступає в річку внаслідок

площинного змиву після дощів та танення снігу [4]. Особливо цей процес

проходить інтенсивно там, де наявні великі площі орних земель на схилах і

де мало лісів.

У процесі виконання роботи нами визначено 15 видів макрофітів, які

належать до 2 родин дводольних і 8 родин однодольних квіткових рослин та

1 відділу водоростей, 10 видів макробезхребетних з 2 класів, 5 рядів

членистоногих та 2 класів, 4 родин молюсків; з’ясовано їхні індикаторні

властивості. У процесі виконання роботи було визначено 15 видів

макрофітів, які належать до 2 родин дводольних та 8 родин однодольних

квіткових рослин та 1 відділу водоростей, 10 видів макробезхребетних з

2 класів, 5 рядів членистоногих та 2 класів, 4 родин молюсків; з’ясовано їхні

індикаторні властивості.

Про коливання рівня води та певної швидкості течії в прибережно-

мілководній смузі свідчить наявність таких видів, як рдесники (ПП: +, 1–5%),

їжача голівка (ПП: r,< 1%), сусак зонтичний (ПП: r, < 1%), стрілолист

стрілолистий (ПП: +, 1–5%), глечики жовті (ПП: r,< 1%).

У водоймі відбуваються процеси обміління та заболочування, надмірне

накопичення органічної речовини, окислення води, значне накопичення

відмерлих решток рослин та зміна кольору води. Про це ми дізналися за

поширенням видів-індикаторів: рогіз широколистий, кушир занурений,

ряски, водяний різак алоєвидний [3].

Трофічний статус водойми збільшується і переходить від

мезоевтрофного (рдесник плаваючий, їжача голівка пряма, жабурник

звичайний) до евтрофного типу (ряска мала, рдесник гребінчастий, кушир

занурений, нитчасті водорості) [5]. Одна з можливих причин евтрофікації –

потрапляння у річку значних об’ємів слабкоочищених, або ж зовсім

неочищених стічних вод, що викликає перебудову гідроекосистеми.

Макрофітів чистих оліготрофних водойм не знайдено.

За показниками модифікованого індексу Майєра для макрофітів,

індексу Майєра для макробезхребетних (молюсків, членистоногих) та

Макрофітного індексу (МІ) вода на досліджуваній ділянці русла знаходиться

в стані від ІІІ класу якості (помірно забруднена) до V класу (дуже брудна).

До ІІІ класу відносять води, що перебувають під значним

антропогенним впливом, рівень якого є близьким до межі стійкості

31

екосистеми. Води IV–V класів – це води з порушеними екологічними

параметрами, їхній екологічний стан оцінюють як екологічний регрес.

Основними факторами погіршення екологічного стану річки вважаємо:

неконтрольовану рекреацію, комунальні стоки та стоки тваринницьких ферм

або ж літніх таборів тварин, зменшення швидкості течії, замулення русла,

забруднення побутовим сміттям, зарегулювання стоку та посилення

евтрофікації русла. Для відновлення природно-екологічної рівноваги басейну річки Горинь

пропонуємо:

1) розробити спеціальну програму щодо відродження річки;

2) виконання природоохоронного законодавства, щодо умов

розміщення та експлуатації підприємств у басейні великих річок;

3) проведення санітарного контролю за станом річки;

4) створення сприятливих умов для відтворення рибних запасів;

охорона тваринного світу річки;

5) запобігання антропогенній, водній і вітровій ерозії у долині річки;

6) насадження лісів і чагарників уздовж берегів долини, на її схилах і

на заплаві;

7) повне виконання постанови КМУ № 763 від 1 червня 1998 р. «Про

поліпшення водогосподарського стану в басейні річки Горині та

забезпечення водопостачання м. Рівного й населених пунктів Гощанського

району Рівненської області», зокрема, в частині створення системи

централізованого водопостачання 16 населених пунктів Гощанського району

(села Садове, Витків, Микулин, Колесники, Угільці, Новоставці, Башине,

Кринички, Річиця, Малятин, Пустомити, Малинівка, Воронів, Синів,

Андрусіїв, Полівці).

Література:

1. Гідроекологічний стан басейну Горині в районі Хмельницької АЕС /

за ред. В. К. Хільчевського. – К. : Ніка-центр, 2011. – 176 с.

2. Екологічна енциклопедія: у 3 т. / Редколегія: А. В. Толстоухов

(гол. редактор) та ін. – К. : ТОВ «Центр екол. освіти та інформації», 2007. –

Т. 2: Є – Н. 416 с. : іл. – (В опр.).

3. Карпова Г. О. Оцінка екологічного стану водойм методами

біоіндикації. Перші кроки до оцінки якості води / Карпова Г. О., Зуб Л. М.,

Мельничук В. Д., Проців Г. В. – Бережани, 2010. – 32 с., іл.

4. Клименко В. Г. Загальна гідрологія : навч. посіб. для студентів. –

Харків, ХНУ, 2008. – 144 c.

5. Мальцев В. І., Карпова Г. О., Зуб Л. М. Визначення якості води

методами біоіндикації : наук.-метод. посіб. – К. : Наук. центр екомоніторингу

та біорізноманіття мегаполісу НАН України, Недержавна наукова установа

Інститут екології (ІНЕКО) Нац. екол. центру України, 2011. – 112 с. – Іл. 36.

– Бібл. – С. 107.