Водные ресурсы, 2022, T. 49, № 3, стр. 341-350

ВВЕДЕНИЕ

Поянху – одно из крупнейших пресноводных озер мира, расположенное на юго-востоке Китайской Народной Республики (КНР). Озеро – часть сложной гидрографической сети р. Янцзы, с которой оно соединено протокой, и фактически регулирует сток указанной реки, а также – приемник стока рек Ганьцзян (Ganjiang), Сюшуй, Фухэ, Синьцзян и Жаохэ. Площадь водосборного бассейна озера составляет 162 225 км² [19], площадь акватории – в среднем ~4000 км², но диапазон ее изменения очень широк – от 2.7–3 тыс. км² до >5 тыс. км² [24]. Ресурсы и состояние поверхностных и подземных вод бассейна оз. Поянху, в пределах которого проживает более 45.2 млн человек (средняя плотность населения в пределах водосбора составляет около 270 чел/км², в крупных городских агломерациях – до нескольких тысяч человек на 1 км² [18]), – исключительно важный фактор социально-экономического развития региона. Одновременно озеро и его водосбор – место обитания многих видов животных, а также место зимовки большого количества видов птиц, в том числе занесенных в охранные списки Международного союза охраны природы и Красную книгу России, как, например, белый журавль. Все это определяет актуальность исследований функционирования сложной природно-антропогенной экосистемы водосбора оз. Поянху, которая, помимо прочего, является и объектом изучения опыта длительного взаимодействия природы и общества (возникновение крупнейшего города провинции – Наньчан – относится к 201 г. до н. э.).

Ухудшение эколого-геохимического состояния водных объектов (состояния водных экосистем, характеризуемого химическим составом вод и донных отложений (ДО), закономерностями их пространственно-временных изменений, геохимическим балансом и формами миграции химических элементов) как в исследуемом регионе, так и в Китае в целом связано с поступление в них больших объемов промышленных, сельскохозяйственных и бытовых сточных вод. По данным на 2011 г., годовой объем загрязнений, вносимых в оз. Поянху, составил 2.52 × 10⁷ т [31]. До начала 1990-х гг. в Китае >90% промышленных стоков сбрасывалось непосредственно в водоемы, почти 90% городов не имели централизованных систем канализации. Хотя благоустроенность урбанизированных территорий Китая растет, в старых районах бытовые стоки нередко поступают напрямую в водные объекты [15], отсутствуют централизованные системы канализации и в сельской местности.

С учетом этого в ноябре 2019 г. коллективом российских, китайских и индийских исследователей, работающих по Рамочной программе БРИКС в сфере науки, технологий и инноваций (BRICS STI Framework programme), проведен комплекс полевых и лабораторных работ по изучению эколого-геохимического состояния поверхностных, подземных и сточных вод в бассейне оз. Поянху, являющихся продолжением ранее выполненных исследований подземных вод. Цель работы – оценка современного эколого-геохимического состояния поверхностных и подземных вод в водосборе р. Ганьцзян – крупнейшего притока оз. Поянху, определяющего ~55% водопритока в него [24].

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДИКА ИССЛЕДОВАНИЯ

В качестве основных объектов исследования выбраны: р. Ганьцзян, ее притоки – реки Цзиньцзян (Jinjiang) и Юаньшуй (Yuanshui), подземные воды четвертичных отложений в долинах р. Ганьцзян и ее притоков, хозяйственно-бытовые и производственные сточные воды, поступающие в р. Цзиньцзян. Объекты исследования и их местоположение выбраны таким образом, чтобы попытаться оценить: 1) общее эколого-геохимическое состояние поверхностных и подземных вод в водосборе р. Ганьцзян и на прилегающих территориях; 2) изменение химического состава вод р. Цзиньцзян по длине реки под влиянием сточных вод; 3) изменение химического состава подземных вод, связанного с загрязнением поверхности участков водосбора.

Исходная информация, в которой можно условно выделить две части, – результат исследований, проведенных в течение 2013–2019 гг. Первая часть информации представляет собой основной массив данных о химическом составе подземных вод, полученных коллективом российских и китайских специалистов при непосредственном участии Е.А. Солдатовой в 2013–2018 гг. [27–30]. Вторая часть, содержащая информацию о составе сточных вод, вод приемника стоков – р. Цзиньцзян, а также вод рек Ганьцзян и Юаньшуй и подземных вод с более широким охватом изучаемых химических элементов, – получена в ноябре 2019 г., когда фиксировались минимальные за период наблюдений отметки уровней воды в р. Ганьцзян [22, 23].

Отбор проб в ноябре 2019 г. (табл. 1; рис. 1) проводился учеными Восточно-Китайского технологического университета (г. Наньчан) совместно с коллегами из Института геохимии и аналитической химии им. В.И. Вернадского РАН (г. Москва), Томского филиала Института нефтегазовой геологии и геофизики имени А.А. Трофимука СО РАН и Национального технологического института (г. Дургапур, Индия) с учетом требований [17, 21]: поверхностные воды и подземные воды в колодце – из верхнего слоя, 0.3–0.5 м от поверхности; подземные воды в скважине – с помощью ручного насоса. Одновременно с отбором проб определены удельная электропроводность EC, температура T_w, рН и Eh воды, содержания растворенного кислорода. Лабораторные работы выполнены в аккредитованной гидрогеохимической лаборатории Томского политехнического университета (ТПУ) с использованием потенциометрического (рН), титриметрического (Ca²⁺, Mg²⁺, ${\text{HCO}}_{3}^{ - }$, ${\text{CO}}_{3}^{{2 - }}$, CO₂, Cl^–, перманганатная окисляемость (ПО)), турбидиметрического (${\text{SO}}_{4}^{{2 - }}$), фотометрического (${\text{NH}}_{4}^{ + }$, ${\text{NO}}_{2}^{ - }$, ${\text{NO}}_{3}^{ - }$) методов, ионной хроматографии (Na⁺, K⁺) с использованием ионных хроматографов “ICS 1000” и “ICS 2000” (“Dionex”, США), масс-спектрометрического метода с индуктивно-связанной плазмой с использованием масс-спектрометра “NexION 300D” (“PerkinElmer”, США) (прочие элементы, включая Si, Li, Al, P, Ti, V, Cr, Mn, Fe, Co, Ni, Cu, Zn, As, Se, Rb, Sr, Ag, Cd, Sn, Sb, Cs, Ba, La, Ce, Sm, Eu, Tb, Yb, Lu, Au, Hg, Pb, Bi). Также определено общее содержание углерода органических веществ С_орг с использованием высокотемпературного каталитического окисления (анализатор TOC/TNb “Vario TOC cube”, “Elementar”, Германия). Методика отбора и анализа проб подземных вод в 2013–2018 гг. была в целом аналогична указанной выше [25, 27].

Анализ результатов полевых и лабораторных работ включал в себя следующее.

1. Оценка фоновых концентраций (в данном случае понимаемых как характеристика математического ожидания в сложившихся природно-антропогенных условиях) веществ C_b в речных водах как верхний предел определения средних геометрических значений C_g [3, 5]:

σ ln C – среднее квадратическое отклонение логарифмов концентраций; N – объем выборки; для расчета C_g и C_b использованы данные исследований на водосборе оз. Поянху: речные воды – 11 проб, отобранные в 2013 и 2019 гг. (рис. 1б); подземные воды – 26 проб, отобранные в 2013, 2017–2019 гг. (рис. 1б); все концентрации – в мг/дм³.

2. Сравнение химического состава поверхностных, подземных вод с фоновым Z_С (2) и с нормативами качества вод для хозяйственно-питьевых нужд C_lim (для сопоставления использованы российские [2] и китайские [20] нормативы) по соотношению (3):

N_Z – количество веществ, которые превышают фоновые значения C_b в >2 раза [3]; согласно [13], качество вод признается неудовлетворительным при невыполнении условия (3) для веществ классов опасности 1–2.

3. Расчет индексов насыщения SI речных, подземных и сточных вод относительно ряда минералов и органоминеральных комплексов:

PA – произведение активностей группы веществ; К_neq – константа неустойчивости; методика термодинамических расчетов изложена в [12].

4. Корреляционный и регрессионный анализ; коэффициент корреляции r_xy величин x и y (5) и коэффициенты регрессии по модулю принимались статистически значимым (с уровнем значимости 5%) при условии превышения по модулю удвоенной погрешности их определения; для регрессионной зависимости дополнительное условие – квадрат корреляционного отношения R ² > > 0.36:

Кроме этого, проведена оценка антропогенного влияния на состояние р. Цзиньцзян и подземных вод в водосборе р. Ганьцзян с учетом рекомендаций [8, 11, 16]. Расчет распространения веществ в р. Цзиньцзян в результате смешения и трансформации хозяйственно-бытовых и производственных сточных вод выполнен путем численного решения уравнения диффузии при следующих допущениях: 1) возможно использование двуxмерного приближения; 2) преобладает адвективный перенос веществ вдоль потока (координата x); 3) преобладает диффузионный перенос по ширине потока (координата y); 4) изменение концентрации C вещества в водной среде пропорционально ее отклонению от некоторого ее равновесного значения C_es:

$\vartheta {\text{\;}}$ – скорость течения, м/с; D – коэффициент гидродисперсии, м²/с; k_cs – удельная скорость изменения концентрации С, с^–1; численная реализация (6) выполнена явным методом первого порядка по методике А.В. Караушева [8]:

h_a и В – средняя глубина и ширина потока, м; ${{\vartheta }_{a}}$ – средняя скорость течения, м/с; q_w – расход сточных вод (или расход воды притока); i – шаг величиной Δx вдоль потока по оси x; j – шаг величиной Δy поперек потока по оси y.

Характеристики потока и расходы сточных вод вычислены гидравлическим способом по материалам полевого обследования на 01.11.2019 с учетом [14]: выпуск производственных стоков P101: q_wP101 = 0.012 м³/с; выпуск хозяйственно-бытовых стоков P100: q_{w P100} = 0.137 м³/с, h_a = 0.57 м, В = = 150 м, ${{\vartheta }_{a}}$ = 0.57 м/с, D = 0.0082 м²/с, Δx = 9.00 м, Δy = 0.51 м.

В качестве C_es использованы средние геометрические и значения C_b по уравнению (1). Подбор параметра k_cs выполнен по условию:

где Ф_o и Ф_s – наблюденное и вычисленное значения исследуемой величины. Апробация модели (8) показала целесообразность (при условии минимума (9)) использования средних геометрических значений для аппроксимации C_es.

Оценка загрязнения подземных вод первого от поверхности водоносного горизонта (грунтовых вод) выполнена с использованием аналитического решения одномерного уравнения переноса (аналогично (6), но с действующими скоростями движения грунтовых вод u) при допущении наличия на водосборной поверхности вод антропогенного происхождения с повышенной концентрацией C_w:

z – глубина, f(u, k) – функция u и удельной скорости трансформации вещества. В качестве C_es в (10), как и в (8), использованы средние геометрические и значения C_b (1), но вычисленные по данным о подземных водах. Подбор f(u, k) для всех проб и C_w для каждой пробы выполнен по условию (11):

где Ф_o и Ф_s – наблюденное и вычисленное значения исследуемой величины; D_Ф – дисперсия наблюденного значения Ф_o; N – количество проб. Наилучшая сходимость и для речных, и для подземных вод получена при использовании среднегеометрических значений (C_es = C_g).

ОБСУЖДЕНИЕ РЕЗУЛЬТАТОВ

По классификациям [1, 4, 6], изученные поверхностные воды – пресные с малой минерализацией, гидрокарбонатные кальциевые первого и второго типов, нейтральные, от олигосапробных, “чистых” (реки Ганьцзян и Юаньшуй) до мезосапробных, “загрязненных” (р. Цзиньцзян). Подземные воды бассейна р. Ганьцзян, как показано ранее в [25, 30], – пресные с малой и средней минерализацией, гидрокарбонатные кальциевые второго и третьего типов, слабокислые и нейтральные, по средним значениям мезосапробные, “загрязненные”, не соответствуют условию (3) по российским хозяйственно-питьевым нормативам, но близки к норме при использовании питьевых нормативов КНР (табл. 2). При этом необходимо отметить, что средние арифметические значения суммы $\mathop \sum \limits_{1 - 2} \frac{C}{{{{C}_{{{\text{lim}}}}}}}$ < 1 для речных и подземных вод за весь период наблюдений и по российским, и по китайским нормативам < 1, причем для подземных вод эти значения больше, чем для речных (значение $\mathop \sum \limits_{1 - 2} \frac{C}{{{{C}_{{{\text{lim}}}}}}}$ для речных вод: норматив РФ – 0.45, норматив КНР – 0.13; значение $\mathop \sum \limits_{1 - 2} \frac{C}{{{{C}_{{{\text{lim}}}}}}}$ для подземных вод: норматив РФ – 0.90, норматив КНР – 0.42). Сточные воды одного из изученных выпусков – пресные с малой минерализацией, гидрокарбонатные кальциевые, нейтральные, гиперсапробные, “грязные”; другого выпуска – пресные с высокой минерализацией, сульфатные натриевые, слабощелочные, полисапробные, “грязные” (табл. 2).

Содержания веществ в изученных речных водах в целом сопоставимы и находятся в пределах погрешности определения средних значений при уровне значимости <5%. В сравнении со значениями C_b, вычисленным по формуле (1), подземные воды характеризуются более высокими значениями Z_С, рассчитанными по формуле (2). Еще выше значения Z_С для сточных вод, особенно в производственных стоках в пункте P101 (табл. 2). Там же отмечено и максимальное нарушение условия (3), что несколько отличается от оценки качества вод по [4]. Это связано с тем, что требования [4] в большей степени ориентированы на оценку содержаний биогенных веществ, а концентрация нитрат-иона зафиксирована в пункте P100 в размере 44 мг/дм³, в пункте P101 – 2.35 мг/дм³. При этом не учитывается превышение относительно некоторых нормативных значений фактических содержаний микроэлементов, максимумы которых как раз обнаружены в пункте P101. Причем особо следует отметить очень высокие концентрации W (3.061 мг/дм³), Hg (0.071), Mo (0.250), Br (0.280), As (0.089 мг/дм³) и ряда других элементов.

Но уже в 90 м от выпуска сточных вод P101 ниже по течению в водах р. Цзиньцзян (пункт P102) отмечено резкое уменьшение их концентраций (табл. 2). Для объяснения этого факта выполнены расчеты распространения веществ в потоке по уравнению (8). В результате установлено, что, во-первых, использование уравнения позволяет получить достаточно высокую сходимость измеренных и расчетных значений гидрохимических показателей в пункте P102; во-вторых, существенное снижение концентраций веществ, поступающих в р. Цзиньцзян по выпускам P101 и P100, происходит в пределах 200 м от выпуска даже в условиях очень низкой межени 2019 г. (рис. 2); в-третьих, даже для веществ, считающихся “консервативными”, не только разбавление сточных вод речными, но и процессы самоочищения (в частности – осаждение малорастворимых соединений и сорбция на частицах наносов и ДО) – важные факторы снижения концентрации.

Для проверки этого предположения выполнены термодинамические расчеты, показавшие, что все изученные воды, отобранные в ноябре в 2019 г., способны растворять полевые шпаты, но близки к равновесию или пересыщены относительно кварца, глинистых минералов и (ориентировочно) соединений кальция и магния с гуминовыми кислотами (ГК). В последнем случае расчет выполнен в предположении линейной связи между ПО и содержаниями ГК (ГК = 0.085 ПО; R ² = 0.47; объем выборки по рекам и подземным водам Сибири – 103). Также следует отметить, что сточные воды в пункте P101 и подземные воды в пункте P97 несколько пересыщены относительно кальцита, доломита и мусковита. В прочих пунктах изученные воды были недонасыщены относительно указанных минералов. Кроме того, сточные воды в пункте P101 находились в области устойчивости к монтмориллониту, а прочие воды – к каолиниту.

В дополнение к термодинамическим расчетам проведен корреляционный и регрессионный анализ. Несмотря на незначительное количество проб, его результаты хорошо согласуются и с теоретическими выводами о равновесно-неравновесном характере эволюции системы вода–порода [26], и с результатами ранее выполненных исследований подземных вод водосбора оз. Поянху [25]. В частности, выявлены обратные связи между, с одной стороны, рН и, с другой стороны, концентрациями СО₂ и целого ряда микроэлементов: Y, Tl, Pb, La, Pr, Nd, Sm, Eu, Gd, Tb, Dy, Er (от r = = –0.85 ± 0.11 для СО₂ и Tl до r = –0.56 ± 0.26 для Er), – что косвенно свидетельствует о выпадении малорастворимых гидроксидов некоторых металлов и соосаждении ряда других веществ, включая редкоземельные элементы. Соответственно, установлены и прямые связи рН (r = = 0.56 ± 0.26) с гидрокарбонатами (рис. 3). Последние способствуют образованию гидрокарбонатных и карбонатных комплексов и накоплению ряда элементов в растворе, например U (для pH и концентраций U r = 0.80 ± 0.14) в виде уранил-карбонатного комплекса [9, 10].

В целом, аналогичные выводы получены и для грунтовых вод в результате апробации модели (10), показавшей, что (при допущении поверхностного источника загрязнения выше фоновых концентраций, вычисленных по уравнению (1)) их загрязнение с большой вероятностью связано с внесением удобрений и пищевых добавок на сельскохозяйственных объектах, с трансформацией органического вещества (как удобрений, так и растительных и животных остатков), а также с поступлением веществ с хозяйственно-бытовыми стоками населенных пунктов (табл. 3). С учетом полученных данных можно предположить, что состояние грунтовых вод улучшится при уменьшении нагрузки от диффузных источников, проблема управления которыми подробно рассмотрена в [7].

ВЫВОДЫ

Поверхностные и подземные водные объекты на водосборе р. Ганьцзян испытывают значительное долговременное антропогенное влияние, вследствие чего их состояние оценивается как неудовлетворительное вследствие высоких содержаний целого ряда токсичных микроэлементов на отдельных участках рек и в подземных водах, но в многолетнем разрезе оно в целом удовлетворяет нормативам качества питьевой воды, установленным в КНР. Состояние подземных вод бассейна р. Ганьцзян несколько хуже, чем поверхностных, что объясняется более высокой способностью поверхностных вод в районе исследования к самоочищению вследствие выпадения малорастворимых соединений и соосаждения ряда микроэлементов на частицах речных наносов и ДО. Важный фактор самоочищения, видимо, – и биогеохимические процессы в водной среде при ее температуре >20°С (в октябре–ноябре 2019 г. температура речных вод составляла от 21.1 до 22.8°С, грунтовых – от 21.5 до 22.5°С, сточных – 22.0, 23.3°С).

Прослеживается и влияние интенсивности водообмена на эколого-геохимическое состояние изучаемых вод. Данный параметр определяет общие условия взаимодействий в системе вода–порода (время и площадь контакта, вынос продуктов реакций) и косвенно регулирует скорость и направленность биогеохимических процессов, которые регулируют содержание растворенного CO₂, например за счет его потребления при фотосинтезе (косвенное подтверждение этого предположения – достаточно низкие значения ПО). Тем самым это оказывает существенное влияние на карбонатную систему и, соответственно, на самоочищение поверхностных и подземных вод вследствие выведения малорастворимых веществ (предположительно, глинистых минералов и гидроксидов некоторых металлов) и соосаждения ряда микроэлементов. В результате воздействия обоих факторов заметное снижение концентраций токсичных микроэлементов в водах р. Цзиньцзян наблюдается уже в ~200 м от выпуска сточных вод, а наилучшее качество вод характерно для реки с максимальным водным стоком – Ганьцзян.

Несмотря на значительную способность к самоочищению как поверхностных, так и подземных вод, следует отметить необходимость не только дальнейшего повышения эффективности очистки сточных вод, но и усиления контроля за хозяйственной деятельностью в прибрежной зоне оз. Поянху и его притоков, а также на участках водосборной территории с недостаточно защищенными водоносными горизонтами (в отсутствие водоупоров и при достаточно высоких значениях коэффициентов фильтрации грунтов).