1. На главную
  2. Электронные версии
  3. Водные ресурсы
  4. T. 50, № 2, 2023

Водные ресурсы, 2023, T. 50, № 2, стр. 232-246

Тяжелые металлы и металлоиды в воде и донных отложениях в реках биосферного заповедника Канзё (Вьетнам)

Н. Н. Терещенко a, *, О. Д. Чужикова-Проскурнина a, В. Ю. Проскурнин a, Нгуен Чонг Хиеп b

a ФИЦ “Институт биологии южных морей им. А.О. Ковалевского”
299011 Севастополь, Россия

b Совместный Российско-Вьетнамский Тропический исследовательский научный и технологический центр (Южное отделение)
740500 Хошимин, Социалистическая Республика Вьетнам

* E-mail: ntereshchenko@yandex.ru

Поступила в редакцию 26.01.2022
После доработки 24.10.2022
Принята к публикации 30.10.2022

Полный текст (PDF)

Аннотация

Проведены хемоэкологические исследования акваторий рек Кагау и Лонгтау в биосферном заповеднике Канзё (Вьетнам). Методом масс-спектрометрии определены концентрации 15 микроэлементов – тяжелых металлов и металлоидов – в воде и донных отложениях. Установлено, что в общем уровни поллютантов не высоки в реках Канзё. Но отмечено, что концентрации ряда тяжелых элементов в единичных случаях превышают предельно допустимые при кратковременном воздействии, также неоднократно превышен предел безопасных концентраций по нескольким элементам и при хроническом воздействии. Концентрации ряда тяжелых элементов составляют от 30 до 80% ПДК для рыбохозяйственных водоемов. Прежде всего это такие элементы, как медь, цинк, мышьяк, ванадий, железо, молибден. Установлено, что, согласно Регламенту Вьетнама, в водах исследованных акваторий были превышены нормативные показатели для источников категории А1 по концентрации взвешенного вещества в воде, а концентрация растворенного кислорода в воде была ниже норматива. Полученные результаты указывают на необходимость мониторинга хемоэкологического состояния акваторий рек в Канзё как водных природоохранных объектов, которые также ограниченно используются в социально-хозяйственных целях.

Ключевые слова: Биосферный заповедник Канзё, реки Кагау и Лонгтау, тяжелые металлы и металлоиды, вода, донные отложения.

ВВЕДЕНИЕ

Хемоэкологические исследования речных систем и оценка экологического качества вод, отслеживание направленности изменений химического состава вод, определение фоновых природных уровней химического состава вод в районах, мало подверженных антропогенному влиянию, имеет важное научное и практическое значение. Полученные результаты призваны обеспечить формирование научных основ рациональной системы мониторинга, оценки экологического состояния акваторий и прогноза тенденций его изменения.

Сохранение и поддержание экологического качества вод в акваториях рек – залог обеспечения безопасного рационального использования природных ресурсов рек и сохранения целостности этих экосистем, их биологического разнообразия и природного продукционного потенциала. Одна из главных угроз флоре и фауне юго-восточной Азии в последнее время – изменение химического состава вод, которое включает в себя как техногенное загрязнение, так и прогрессирующее засолонение речных вод, что повышает актуальность научных исследований именно в водотоках, подверженных засолонению. В настоящее время происходит усиление осолонения вод в такой важной для Вьетнама речной системе, как дельта р. Меконг [13, 24, 27]. В основном, это происходит за счет антропогенного влияния – зарегулирования речного стока реки в соседних, расположенных выше по течению Меконга, странах. Но сказывается влияние и других антропогенных и природных факторов, в частности – глобального изменения климата [8, 27, 29, 34]. Это представляет большую проблему для многих стран региона, так как реки играют важную роль в социальной и экономической жизни Вьетнама и других стран юго-восточной Азии. Во Вьетнаме и других развивающихся странах усиленное промышленное развитие, концентрация населения в больших городах и отсутствие в большинстве случаев достаточной степени очистки стоков промышленных предприятий и урбанизированных территорий приводит к повышению содержания токсичных веществ в воде рек, в том числе и тяжелых металлов, что представляет угрозу биологическому разнообразию водных экосистем [12, 21, 26–28]. Поэтому хемоэкологические исследования имеют общебиологическое значение. Кроме того, изменение видового разнообразия в речных экосистемах влияет на хозяйственное использование, прежде всего продовольственных ресурсов: уходят из засолоненных участков традиционно добываемые или выращиваемые виды гидробионтов, возникают необходимость перепрофилирования аквахозяйств и другие проблемы, связанные с ухудшением качества природных вод, которые используются для питьевых нужд, сельского хозяйства и других целей.

Поэтому авторами проводились исследования в Вьетнаме в реках Канзё – биосферного заповедника, который расположен в зоне мангровых зарослей [25]. Заповедник Канзё расположен на юго-востоке Вьетнама в восточной части п-ова Индокитай. Заповедник протянулся на 40 км и занимает территорию от юго-восточных пригородов г. Хошимина до побережья Южно-Китайского моря, где простирается в прибрежной зоне на сравнительно недавно образованных эструарных комплексах рукавов рек Вамко, Сайгон и Донгнай. Географические координаты заповедника –10°22′–10°40′ с.ш., 106°46′–107°01′ в.д. Площадь заповедника – 75740 га. Большая часть территории занята мангровыми зарослями, также солеными и илистыми болотами на почвах, сформированных аллювиальными отложениями рек. Согласно концепции зонирования заповедников, его площадь разделена на три основные зоны, км2: ядро – 47.21, буферная зона – 411.39 (из них 38 – акватории), зона сотрудничества – 298.8 (из них 5.7 – акватории).

В Канзё в речные системы во время приливов заходит вода Южно-Китайского моря, что привело к устойчивому засолонению речных водотоков. Антропогенное воздействие в 1965–1975 гг. было очень сильным, это был район активных боевых действий. Создание биосферного заповедника в Канзё позволило не только восстанавливать и сохранять мангровые заросли с их уникальной флорой и фауной, но и оградить водные экосистемы от избыточного антропогенного влияния. Тем не менее с водным стоком и атмосферным переносом антропогенные вещества могут поступать в водотоки Канзё из близлежащего региона – г. Хошимина – самого крупного промышленного центра южной части Вьетнама [4, 21, 30]. Резерват включает в себя территорию от юго-восточных пригородов г. Хошимина до побережья моря [25]. Территория заповедника низменная с множеством пересекающихся водотоков. Климат типичный тропический. В южной части два сезона – влажный (сезон дождей) летом и сухой зимой, весна и осень – промежуточные периоды. Самые дождливые месяцы – июнь и август. Среднегодовая температура +27°С. Питание рек в большей степени дождевое, поэтому в сезон дождей нередко случаются наводнения, а межень на реках приходится на сухой сезон. Все водотоки заповедника впадают в Южно-Китайское море и подвержены приливам и отливам [1, 3, 23].

Первоочередное влияние на хемоэкологическое состояние водных экосистем в южной части Вьетнама, наряду с засолонением, оказывают опасные токсиканты, к которым относятся тяжелые металлы (ТМ) и металлоиды (МЛ) [21, 29–31]. Ранее выполненные исследования показали, что концентрации ТМ в донных отложениях (ДО) рек многократно превышали таковые в воде [9, 12]. Исследования химического состава, включая ТМ, вод рек и ДО проводились в разных регионах Вьетнама: в рукавах дельты реки Меконг, в реке Шерепок, в промышленных районах северной части страны: в реке Толинь, в сточных водах шахт по добыче каменного угля и наиболее широко в реках в южной части Вьетнама [7–9, 12, 21, 22, 24, 27–31]. На юге Вьетнама оценка экологического качества поверхностных вод выполнена на основании наблюдений на 58 точках. Результаты показали, что качество воды сильно различалось в зависимости от мест отбора проб. Наиболее загрязненные районы, в том числе и по содержанию ТМ, находятся в регионе Донгнай, Хошимин и Лонган, где высокая навигационная активность, развитая промышленность и рыболовные порты [30]. Но район Канзё и реки, протекающие по его территории, не были охвачены этими исследованиями. Сегодня реки Канзё за пределами ядра биосферного заповедника продолжают служить как транспортный, продукционный, водный и туристическо-рекреационный важный ресурс государства. Здесь развивается хозяйственная деятельность, в частности – массовое распространение аквакультурных хозяйств по выращиванию моллюсков, а также вылов рыбы и других гидробионтов [25]. Поэтому исследование хемоэкологического состояния речных водотоков Канзё актуально для их оценки как важных природоохранных и социально-хозяйственных объектов. Значимо также использование этих рек в качестве модельных районов для исследования других рек Вьетнама, играющим очень важную роль в жизни страны и подвергающимся засолонению и антропогенному воздействию.

Особенность формирования химического состава речных вод Канзё определяется разветвленной сетью водотоков в заповеднике. С одной стороны, реки имеют традиционное питание с водосборного бассейна со стоком антропогенного и природного происхождения, а с другой – химические элементы поступают с морскими водами, которые во время приливов высоко поднимаются по руслам рек, вследствие чего сформировались соленые воды в этих реках. В рядом расположенном мегаполисе Хошимине развиты многочисленные виды промышленности, которые могут быть источниками загрязнения по ТМ и МЛ через аэрозольные выбросы, промышленные стоки. Это – металлургия, машиностроение, металлообрабатывающая, химическая, деревообрабатывающая промышленность, теплоэлектроэнергетика, производство пластмасс, резины, стройматериалов, электроники и др. [4, 16, 21, 26]. Свой вклад вносят и бытовые стоки города с населением более 9 млн человек, автомобильный, железнодорожный и водный транспорт [4]. В мангровых зарослях иловые ДО, которые способны накапливать различные элементы, также могут служить источником вторичного загрязнения речных вод в результате активных гидрологических процессов в период отливов и приливов, постоянного взмучивания и выноса ДО и ремобилизации химических элементов из ДО в водную массу.

В ранее проведенных исследованиях загрязнения рек анализ ТМ проводили с помощью атомно-адсорбционного спектрометра, и перечень определяемых элементов был разным в разных исследованиях: от 1 до 7 химических элементов, чаще всего ограничивающихся железом, кадмием, свинцом, мышьяком, цинком [7, 12, 21, 24, 31]. В настоящих исследованиях для измерения содержания элементов использовали масс-спектрометрический метод. В каждой пробе проводили определение 15-ти элементов ТМ и МЛ, среди которых – самые токсичные и приоритетные для традиционного мониторинга и рекомендованные для контроля в природных водах с учетом возможностей примененных аналитических методов анализа состава вод [11, 14, 17, 18]. Концентрации элементов в воде, как известно, в большей степени отражают состояние вод в текущий момент, а в ДО этот параметр представляет собой более консервативный показатель и дает интегральную характеристику хемоэкологического состояния акватории.

Поэтому на первом этапе работ целью исследования была первичная оценка экологического состояния акваторий двух рек – Кагау и Лонгтау – в Канзё в отношении отдельных физико-химических характеристик вод, ТМ и МЛ на основе изучения концентраций этих веществ в воде и ДО речных акваторий.

МАТЕРИАЛЫ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ

Районы и материалы исследования

Исследования проводили в мае 2021 г. в биосферном заповеднике Канзё на двух реках: Лонгтау и Кагау (рис. 1). Пробы отбирали в межень – в период окончания и начала влажного сезона. Выбраны реки, расположенные на границе буферной зоны заповедника, одна из самых крупных рек – Лонгтау. Севернее Канзё к ЮВ от Хошимина р. Донгнай разделяется на 2 больших рукава, восточный рукав и есть р. Лонгтау (координаты истока реки 10°40′10″ с.ш.; 106°47′24″ в.д.). Площадь водосборного бассейна р. Донгнай составляет 38 600 км2, водосборный бассейн собственно р. Лонгтау составляет >6000 км2. С восточной стороны Лонгтау огибает всю территорию заповедника Канзё. Река – важная транспортная артерия региона, проходит вдоль мангровых зарослей, достигая залива Южно-Китайского моря, длина ее русла составляет 75 км, средняя глубина 15 м с шириной русла от 0.5 до 2 км [6, 15, 16]. Вторая исследованная река – Кыадай – значительно меньший водоток, проходящий по внутренней территории Канзё (одно из ответвлений р. Лонгтау в Канзё), с извилистым руслом, мангровыми зарослями по берегам. Длина русла порядка 25 км, ширина русла несколько десятков метров, впадает в русло р. Лонгтау перед ее впадением в залив Ганрай Южно-Китайского моря. Пробы отбирали на двух небольших полигонах в руслах рек Кагау и Лонгтау, которые включали по 3 станции, размещенные поперек русла реки: две прибрежные и одна в центральной части русла (рис. 1). Исследованная акватория р. Кагау относится к внутреннему району Канзё, а полигон на р. Лонгтау находится в районе, смежном с морской акваторией зал. Ганрай. На р. Лонгтау во время наблюдений в период отлива–прилива пере-пад уровня воды составлял 28.2–34.5 м, а на р. Кагау – 4.5–9.0 м.

Рис. 1.

Картосхема района отбора проб: а – местоположение п-ова Канзё, б – полигоны в акваториях рек, в – станции отбора проб на р. Кагау, г – станции отбора проб на р. Лонгтау.

Пробы отбирали в двух повторностях во время прилива и отлива (табл. 1) из поверхностного слоя пластиковым ведром, а на станциях в центре русла рек – пластиковым батометром в придонном слое вод. Для анализа ДО отбирали поверхностный (0–5 см) слой пластиковой трубкой. В точке 2.2 не удалось отобрать пробу ДО, так как ДО были представлены плотными песками, и пробоотборник поднимали на борт катера практически пустым. Отбор проб, определение метаданных станций и измерение в природных условиях отдельных физико-химических параметров водной среды (рН, Eh, TDS, температура, соленость S и концентрация растворенного кислорода PO) выполняли с помощью измерительного многопараметрического прибора HI9829 (“HANNA”, Румыния) со встроенным GPS-навигатором для определения местоположения станций отбора проб. Эти полевые замеры, отбор проб и частично первичную предобработку проб осуществляли сотрудники лаборатории анализа окружающей среды Южного отделения Совместного Российско-Вьетнамского Тропического НИТЦ (ЮОТЦ) в г. Хошимине под руководством и при непосредственном участии Нгуен Чонг Хиепа (Nguyen Trong Hiep). Сотрудники Института биологии южных морей (ИнБЮМ) выполняли в лаборатории ЮОТЦ первичную, термическую и частично химическую обработку проб, а также химическую обработку образцов в лабораториях ИнБЮМ в г. Севастополе, а также статистическую обработку и анализ полученных результатов. Измерение концентраций микроэлементов в экстрактах проб ДО и воды проводили в Центре коллективного пользования (ЦКП) ИнБЮМ “Спектрометрия и хроматография”.

Таблица 1.  

Координаты станций и виды отбора проб в акваториях рек Кагау и Лонгтау для определения ТМ и МЛ (L – прилив; R – отлив; П – поверхностная вода; Д – придонная вода)

Станция отбора проб Координаты станций отбора проб Виды проб
° с.ш. ° в.д. вода ДО, слой, см
1.1 L 10.48859 106.89310 П 0–5 см
1.2.L 10.48825 106.89331 П и Д
1.3 L 10.48758 106.89233 П
1.1 R 10.48841 106.89326 П
1.2 R 10.48822 106.89346 П и Д
1.3 R 10.48770 106.89254 П
2.1 L 10.47134 106.94568 П  
2.2 L 10.47263 106.94114 П и Д Нет
2.3 L 10.47557 106.93325 П 0–5 см
0–5 см
2.1 R 10.47114 106.94181 П
2.2 R 10.46809 106.94664 П и Д Нет
2.3 R 10.47228 106.93646 П 0–5 см

Методы исследования

В основу исследований положен метод хемоэкологического мониторинга с последующей первичной оценкой хемоэкологического состояния в акваториях путем сравнения полученных концентраций загрязнителей с нормативными: ПДК, национальными – Национальным техническим регламентом качества поверхностных вод во Вьетнаме (далее Регламент Вьетнама – РВпв), ПДКрх – для водоемов рыбохозяйственного назначения (Российская Федерация) [20], ПДКкв – при краткосрочном воздействии [35], пределом безопасных концентраций (ПБКхв) – при хроническом воздействии (Нидерланды) [35]. В соответствии с Регламентом Вьетнама для поверхностных вод рассматривали показатели для источников категории А1 – для хозяйственно-бытового использования и сохранения флоры и фауны [32], использовали Регламент качества ДО для пресноводных, соленых и солоноватоводных донных отложений, который применяется для оценки и контроля качества ДО с целью защиты водной флоры и фауны во Вьетнаме (РВдо) [33]. К критическим элементам относили ТМ или МЛ, концентрации которых превышали хотя бы один из нормативных показателей, а к потенциально критическим – элементы, концентрации которых составляли величины >30% от значения одного из нормативных показателей.

Определение микроэлементов: ТМ и МЛ

В пробах воды и ДО определяли следующие химические элементы: Ag, As, Be, Cd, Co, Cu, Fe, Mo, Ni, Pb, Se, Sb, Tl, V, Zn.

Для определения растворенных в воде микроэлементов пробы фильтровали через мембранные (диаметр пор 0.45 мкм) фильтры, и фильтрованную воду обрабатывали в лаборатории в соответствии с руководящим документом в двух повторностях [17]. Обработку проводили по методике для морских вод, так как в исследуемых акваториях S вод составляла 20–27 практических единиц солености (ПЕС). Метод пробоподготовки основан на экстракционном отделении и концентрировании следовых количеств микроэлементов с помощью диэтилдитиокарбаматов и четыреххлористого углерода CCl4 с последующим измерением концентрации микроэлементов в подготовленных кислотных экстрактах проб на масс-спектрометре [11].

Пробы ДО взвешивали в состоянии природной влажности, сушили при 80°C до постоянного веса сухой массы пробы, гомогенизировали и отбирали аликвоту пробы весом 1 г в двух повторностях для анализа. Их химически обрабатывали в соответствии с нормативным документом [14]. Химическая обработка включала в себя минерализацию пробы путем кипячения образцов с азотной кислотой, разбавленной 1 : 1 деионизированной водой с добавлением перекиси водорода, и дальнейшего выпаривания до влажных солей. После этого проводили повторное растворение образцов в разбавленной азотной кислоте 1 : 9 и фильтрование через фильтровальную бумагу для медленной фильтрации. Затем фильтр, содержащий нерастворимый остаток, отбрасывали, отфильтрованный раствор разбавляли таким же раствором до объема 50 мл и образец тщательно перемешивали. Полученный раствор использовался для измерения концентрации микроэлементов на масс-спектрометре. Подготовленные экстракты микроэлементов измеряли в ЦКП ИнБЮМ “Спектрометрия и хроматография” на масс-спектрометре с индуктивно связанной плазмой (ИСП-МС) “Plasma Quant MS Elite” (“Analytik Jena AG”) [5, 10]. Концентрацию элементов в ДО выражали в мг/кг сухой массы осадка. Градуировка масс-спектрометра проводилась с использованием стандартного раствора “Калибровочный стандарт многоэлементный IV-28, HNO3/ HF, 125 мл” (“Inorganic Ventures”). Режим измерения на масс-спектрометре включал в себя 7 повторностей по 10 сканирований для каждого определяемого элемента от 10 000 до 100 000 мкс в зависимости от его ожидаемой концентрации. Вычисление и оформление результатов измерений выполняли согласно нормативным документам [5, 10, 17]. Средняя относительная ошибка определения концентрации микроэлементов составляла ≤±10% для всех исследованных ТМ и МЛ в образцах природных объектов.

РЕЗУЛЬТАТЫ И ОБСУЖДЕНИЕ

Физико-химические характеристики проб воды

Результаты полевых измерений физико-химических характеристик воды в исследованных акваториях рек представлены в табл. 2. Следует отметить, что вода изученных рек Канзё по уровню S соответствует соленым водоемам (табл. 2).

Таблица 2.  

Физико-химические характеристики проб воды в акваториях рек Кагау и Лонгтау (S, нормативы качества вод по рН и РО, согласно РВпв) для источников категории А1 [32]

Дата, район отбора проб Станция
отбора проб 		Физико-химические характеристики воды
pH ± 0.01 Eh ± 0.5, млВ TDS ± 1, ppm S ± 0.01, ПЕС РО ± 0.001, мг/л T ± 0.15, °C
РВпв для источников категорииА1
6–8.5 –   – ≥ 6 –
измеренные значения
  1.1 L 7.38 –28.3 18 680 23.54 – 30.00
26.05.2021 г., полигон 1 1.2 L 7.37 –27.8 18 680 23.54 4.37 30.04
1.3 L 7.24 –20.6 18 210 22.89 4.11 29.86
Среднее значение 7.33 ± 0.060 –25.6 ± 3.30 18 523 ± 209 23.32 ± 0.290 4.24 ± 0.130 29.97 ± 0.070
1.1 R 7.06 –10.3 17 900 22.46 3.84 29.53
1.2 R 7.07 –10.6 17 980 22.57 3.94 29.57
1.3 R 7.06 –10.1 17 890 22.44 4.26 29.53
Среднее значение 7.06 ± 0.003 –10.3 ± 0.17 17 923 ± 38 22.49 ± 0.053 4.01 ± 0.163 29.54 ± 0.017
27.05.202 г., полигон 2 2.1 L 7.58 –39.8 20 780 26.49 5.63 30.25
2.2 L 7.52 –36.3 20 480 26.07 5.62 30.28
2.3 L 7.58 –39.7 20 940 26.73 5.10 30.03
Среднее значение 7.56 ± 0.022 38.6 ± 1.53 20 733 ± 179 26.43 ± 0.240 5.45 ± 0.233 30.19 ± 0.103
2.1 R 7.18 –17.1 16 090 19.95 5.09 30.10
2.2 R 7.30 –24.1 18 050 22.67 5.18 29.59
2.3 R 7.26 –21.4 17 110 21.36 5.55 29.87
Среднее значение 7.25 ± 0.043 –20.8 ± 2.02 17 083 ± 96 21.33 ± 0.947 5.27 ± 0.183 29.85 ± 0.497

Концентрации РО в воде рек Кагау и Лонгтау на станциях (двух прибрежных и одной центральной) разных участков русел различались между собой, и в центральных точках они были как ниже, так и выше РО на прибрежных станциях. Возможно, что вариации этого показателя связаны с гидродинамическими условиями в акваториях и с оголением части прибрежных ДО в период отлива, возможны и другие причины. Выборка первичных наблюдений небольшая, и полученные данные не дают достаточно информации для обоснованных выводов. При этом из полученных данных видно, что на центральных станциях в обоих руслах концентрация РО была выше в период прилива, чем в период отлива. На станциях полигона 2 (прилегающая к морским водам акватория) концентрации РО были всегда выше, чем на станциях полигона 1 (внутренний район заповедника), что может указывать на морские воды как на источник обогащения вод рек РО. Согласно РВпв, в изучаемых акваториях концентрация РО была ниже технического регламента для источников категории А1 [32]. Измеренные концентрации в акватории р. Кагау соответствовали РВпв для источников категории В1 (≥4) – для целей орошения, для источников категории В2 (≥2) – для навигации и других целей при небольшом количестве потребления. Показатель рН вод соответствовал требованиям для источников категории А1. Также наблюдали небольшие различия солености в реках Кагау и Лонгтау как между станциями, так и между периодами отлива и прилива. Небольшое осолонение вод (порядка 1 ПЕС) происходило в р. Кагау во время прилива (полигон 1). На полигоне 2 наблюдали уменьшение солености вод во время отлива, оно составляло в среднем 5 ПЕС. Такие колебания солености согласуются с направленностью движения вод и полноводностью исследуемых рек во время приливно-отливных процессов и характеризуют устойчивое превалирующее влияние морских вод на соленость речных водных масс. В РВпв нормируется также количество взвешенного вещества, которое для источников категории А1 не должно превышать 20 мг/л. Этот норматив не превышался только на ст. 2.1. и 2.2. в период прилива и составлял 17 мг/л. Остальные измерения показали превышение норматива, особенно значительное в период отлива. На полигоне 1 (рис. 1) в период прилива концентрация взвешенного вещества составляла 20.3–32.7, в период отлива – 133.3–149.9 мг/л в поверхностной воде. В придонной воде в этот период она достигала 647.9 мг/л. На полигоне 2 в период прилива концентрация взвеси составляла 17.2–41.3, а в период отлива 208.1–10001.2 мг/л в поверхностной воде (рис. 1). В придонном слое она достигала 324.9 мг/л. Значительное увеличение концентрации взвешенного вещества в период отлива на полигоне 2 в р. Лонгтау в поверхностной воде обусловлено, очевидно, тем, что иловые ДО взмучиваются в реках в период прилива, особенно на литорали, а в период отлива увеличенное количество взвеси вместе с менее солеными речными водами (табл. 2) поступает в поверхностные воды устья р. Лонгтау. На р. Кагау в придонном слое наблюдали более высокие концентрации взвеси, чем в поверхностном слое, так как источником взвеси служит речная литораль, мангровые заросли и дно мелководного русла. В процессе вымывания приливным-отливным потоком вод взвесь поступает прежде всего в придонный слой, что и приводит к более высоким концентрациям взвеси в этом слое по сравнению с поверхностными водами в р. Кагау на полигоне 1, расположенном во внутреннем районе Канзё. В целом, нормативная концентрация взвешенного вещества в воде превышалась, как правило, в 2–50 раз. Более высокие концентрации взвешенного вещества на станциях полигона 2, чем на полигоне 1, очевидно, связаны со значительно бóльшими морфологическими характеристиками русла и водосбора р. Лонгтау: площадью водосборного бассейна, длиной, шириной русла реки, площадью дна реки, вовлеченного в процесс взмучивания илистых ДО и выноса взвешенного вещества с водами реки. Также на количество взвеси в р. Лонгтау влияет и более интенсивное ее антропогенное использование в хозяйстве (водный транспорт, траловые ловы гидробионтов, многочисленные аквахозяйства), а также больший перепад уровня воды во время приливов и отливов. Определение скорости течения воды на поверхности и у дна рек, оценка расхода воды – задачи, которые предстоит решать в дальнейших исследованиях.

Микроэлементы в воде

Полученные результаты изучения динамики концентраций растворенных микроэлементов в воде рек представлены в табл. 3, 4. В табл. 3, 4 не представлены данные по Be, потому что во всех пробах уровни Be были ниже предела детектирования (т. е. <0.0001 мкг/л). В нескольких пробах в акваториях рек Кагау и Лонгтау концентрации ниже предела детектирования были отмечены для Zn, As и Se: < 0.100, 0.001 и 0.010 мкг/л соответственно. В реках Кагау и Лонгтау концентрации в воде изученных ТМ и МЛ, как правило, – величины одного порядка (табл. 3, 4), но в большинстве случаев несколько более высокие концентрации наблюдали в р. Лонгтау. Только для Ag и Cu отмечены более высокие концентрации в воде р. Кагау, чем в р. Лонгтау. Это может свидетельствовать о ведущей роли морских вод в формировании химического состава воды в реках в отношении большинства элементов и о необходимости исследования концентрации элементов выше по течению в р. Лонгтау для уточнения источников поступления химических элементов в воду этой реки. В пользу значимой роли гидродинамического фактора в формировании химизма вод свидетельствую более высокие концентрации многих элементов (V, Fe, Mo, Cu, Ag, Pb, Zn и др.) в центральной части р. Кагау (табл. 3). Во время отливов прибрежная полоса дна оголяется, а во время прилива она заливается потоком воды и ДО взмучиваются, часть их выносится в виде взвешенного вещества в р. Лонгтау. Так как ДО р. Кагау содержат элементы (за исключением Zn, As, Pb) в более высоких концентрациях, чем ДО р. Лонгтау в районе исследований, то ДО могут быть источником вторичного загрязнения вод по ТМ и МЛ. В р. Лонгтау наличие на прибрежных станциях (2.3) элементов Fe, Co, Ni, Cu, Pb, Zn, Se, Tl (табл. 3, 4) в более высоких концентрациях может указывать на поступление их в залив Южно-Китайского моря с водами других рек, впадающих в море в этом районе, после чего с водами приливов они поступают в р. Лонгтау. В целом, проведенное исследование дало возможность определить, каким элементам следует уделять первостепенное внимание при дальнейших мониторинговых исследованиях, но большинство вопросов о причинно-следственных связях в формировании химического состава вод требует дальнейших исследований.

Таблица 3.  

Концентрация растворенных микроэлементов в реках Кагау и Лонгтау (Д – придонный слой, П – поверхность, номера станций согласно рис. 1, п. д. – предел детектирования)

Маркировка пробы Химический элемент
V, мкг/л Fe, мкг/л Co, мкг/л Ni, мкг/л Cu, мкг/л Zn, мкг/л As, мкг/л
п. д = 0.01 п. д = 0.1 п. д. = 0.001 п. д. = 0.01 п. д. = 0.01 п. д. = 0.1 п. д. = 0.001
1.2 Д/L 0.78 ± 0.015 6.4 ± 0.16 0.005 ± 0.0002 0.79 ± 0.013 0.48 ± 0.005 5.01 ± 0.145 <0.001
1.1 П/L 0.22 ± 0.007 8.4 ± 0.15 0.063 ± 0.0009 0.28 ± 0.007 0.16 ± 0.005 0.73 ± 0.070 0.001 ± 0.002
1.2 П/L 0.83 ± 0.018 15.4 ± 0.29 0.015 ± 0.0006 0.79 ± 0.013 0.86 ± 0.019 2.46 ± 0.097 <0.001
1.3 П/L 0.24 ± 0.007 1.1 ± 0.06 0.021 ± 0.0008 0.20 ± 0.004 0.16 ± 0.004 <0.1 <0.001
Среднее
для П/L 		0.43 ± 0.270 8.3 ± 4.8 0.033 ± 0.020 0.42 ± 0.245 0.39 ± 0.147 1.06 ± 0.90 0.001 ± 0.003
1.2 Д/R 0.42 ± 0.009 17.3 ± 0.39 0.017 ± 0.0004 0.69 ± 0.010 0.77 ± 0.019 0.17 ± 0.066 0.030 ± 0.003
1.1 П/R 0.55 ± 0.017 4.4 ± 0.10 0.020 ± 0.0005 0.71 ± 0.014 0.42 ± 0.009 <0.1 <0.001
1.2 П/R 0.66 ± 0.014 19.2 ± 0.48 0.021 ± 0.0009 0.72 ± 0.013 2.86 ± 0.055 1.14 ± 0.067 0.013 ± 0.001
1.3 П/R 0.31 ± 0.011 3.1 ± 0.09 0.095 ± 0.0005 0.63 ± 0.017 0.36 ± 0.007 <0.1 <0.001
Среднее для П/R 0.51 ± 0.13 8.9 ± 6.8 0.046 ± 0.0330 0.69 ± 0.037 1.10 ± 1.100 0.38 ± 0.548 0.014 ± 0.014
2.2 Д/L 0.62 ± 0.012 5.0 ± 0.10 0.004 ± 0.0002 0.30 ± 0.006 0.75 ± 0.018 2.40 ± 0.100 0.018 ± 0.001
2.1 П/L 0.53 ± 0.013 4.1 ± 0.22 0.004 ± 0.0002 0.40 ± 0.008 0.22 ± 0.004 <0.1 <0.001
2.2 П/L 0.74 ± 0.013 6.5 ± 0.12 0.005 ± 0.0004 0.59 ± 0.009 0.48 ± 0.012 <0.1 0.054 ± 0.005
2.3 П/L 0.79 ± 0.015 38.1 ± 0.70 0.098 ± 0.0018 0.65 ± 0.012 0.66 ± 0.011 4.75 ± 0.211 0.013 ± 0.003
Среднее для П/L 0.69 ± 0.103 16.2 ± 4.57 0.036 ± 0416 0.55 ± 0.097 0.45 ± 0.157 1.84 ±1.838 0.022 ± 0.017
2.2 Д/R 0.50 ± 0.010 12.5 ± 0.13 0.003 ± 0.0003 1.21 ± 0.026 0.73 ± 0.012 1.02 ± 0.074 0.030 ± 0.003
2.1 П/R 0.84 ± 0.014 10.3 ± 0.18 0004 ± 0.0002 0.88 ± 0.015 0.49 ± 0.012 <0.1 0.117 ± 0.002
2.2 П/R 0.71 ± 0.019 13.0 ± 0.29 0.007 ± 0.0004 0.83 ± 0.018 0.77 ± 0.018 0.49 ± 0.074 <0.001
2.3 П/R 0.71 ± 0.019 6.2 ± 0.17 0.003 ± 0.0002 0.68 ± 0.015 0.55 ± 0.008 0.12 ± 0.035 <0.001
Среднее для П/R 0.75 ± 0.057 9.8 ± 2.43 0.005 ± 0.0002 0.80 ± 0.077 0.60 ± 0.011 0.43 ± 0.320 0.037 ± 0.022
Таблица 4.  

Концентрация растворенных микроэлементов в реках Кагау и Лонгтау

Маркировка пробы Химический элемент
Se, мкг/л Mo, мкг/л Ag, мкг/л Cd, мкг/л Sb, мкг/л Tl, мкг/л Pb, мкг/л
п.д. = 0.01 п.д. = 0.01 п.д. = 0.0001 п.д. = 0.001 п.д. = 0.0001 п.д. = 0.0001 п.д. = 0.01
1.2 ДL <0.01 3.01 ± 0.054 0.0517 ± 0.0011 0.034 ± 0.0008 0.0161 ± 0.0006 0.0019 ± 0.0003 0.973 ± 0.038
1.1 ПL <0.01 1.34 ± 0.037 0.0117 ± 0.0008 0.007 ± 0.0005 0.0049 ± 0.0003 <0.0001 0.118 ± 0.007
1.2 П/L 0.02 ± 0.013 2.44 ± 0.037 0.1077 ± 0.0027 0.015 ± 0.0012 0.0099 ± 0.0003 0.0014± 0.0002 0.456 ± 0.015
1.3 П/L <0.01 1.27 ± 0.033 0.0051 ± 0.0009 0.002 ± 0.0001 0.0070 ± 0.0003 <0.0001 0.054 ± 0.003
Среднее для П/L 0.01 ± 0.002 1.68 ± 0.503 0.0415 ± 0.0337 0.008 ± 0.0047 0.0073 ± 0.0018 0.0009 ± 0.0008 0.209 ± 0.164
1.2 Д/R <0.01 1.25 ± 0.030 0.0670 ± 0.0023 0.013 ± 0.0005 0.0134 ± 0.0005 0.0015 ± 0.0003 0.174 ± 0.007
1.1 П/R 0.02 ± 0.011 1.39 ± 0.061 0.0080 ± 0.0012 0.007 ± 0.0003 0.0174 ± 0.0005 0.0005 ± 0.0002 0.035 ± 0.003
1.2 П/R <0.01 2.04 ± 0.035 0.0604 ± 0.0010 0.007 ± 0.0004 0.0080 ± 0.0003 0.0005 ± 0.0003 0.138 ± 0.005
1.3 П/R <0.01 1.22 ± 0.028 0.0035 ± 0.0003 0.007 ± 0.0004 0.0066 ± 0.0003 0.0011 ± 0.0001 0.052 ± 0.005
Среднее для П/R 0.01 ± 0.002 1.55 ± 0.327 0.239 ± 0.2427 0.007 ± 0.0004 0.0114 ± 0.06 0.0007 ± 0.0003 0.075 ± 0.042
2.2 Д/L <0.01 1.53 ± 0.022 0.0388 ± 0.0012 0.010 ± 0.0006 0.0155 ± 0.0004 0.0016 ± 0.0002 0.210 ± 0.007
2.1 П/L <0.01 2.01 ± 0.035 0.0403 ± 0.0013 0.005 ± 0.0006 0.0139 ± 0.0005 0.0011 ± 0.0002 0.053 ± 0.005
2.2 П/L <0.01 1.52 ± 0.027 0.0782 ± 0.0017 0.008 ± 0.0005 0.0200 ± 0.0009 0.0019 ± 0.0002 0.217 ± 0.007
2.3 П/L 0.13 ± 0.026 1.37 ± 0.041 0.0356 ± 0.0014 0.009 ± 0.0006 0.0185 ± 0.0006 0.0021 ± 0.0001 0.283 ± 0.009
Среднее для П/L 0.04 ± 0.045 1.63 ± 0.250 0.0514 ± 0.0176 0.007 ± 0.0017 0.0175 ± 0.0024 0.0017 ± 0.0004 0.184 ± 0.009
2.2 Д/R <0.01 0.66 ± 0.017 0.0065 ± 0.0005 0.018 ± 0.0005 0.0110 ± 0.0005 0.0016 ± 0.0003 0.326 ± 0.014
2.1 П/R <0.01 1.41 ± 0.030 <0.0001 0.009 ± 0.0003 0.0117 ± 0.0003 0.0012 ± 0.0002 0.073 ± 0.005
2.2 П/R 0.07 ± 0.013 0.20 ± 0.006 0.0103 ± 0.0004 0.015 ± 0.0006 0.0086 ± 0.0003 0.0028 ± 0.0004 0.242 ± 0.009
2.3 П/R 0.20 ± 0.020 0.77 ± 0.019 <0.0001 0.010 ± 0.0006 0.0179 ± 0.0005 0.0024 ± 0.0002 0.142 ± 0.006
Среднее для П/R 0.07 ± 0.62 0.79 ± 0.041 0.0053 ± 0.0045 0.011 ± 0.0023 0.0127 ± 0.0023 0.0021 ± 0.0063 0.152 ± 0.060

Сравнение полученных концентраций микроэлементов с нормативными концентрациями при загрязнении вод позволило определить приоритетные элементы для хемоэкологического мониторинга (табл. 5).

Таблица 5.  

Диапазон концентраций растворенных в воде микроэлементов (Св) в реках Кагау и Лонгтау, отдельные нормативные показатели и экологогеохимические характеристики состояния вод в отношении изучаемых микроэлементов (жирным шрифтом выделены данные, превышающие одно из нормативных значений и этот норматив; н. д. – нет данных)

Химический элемент Диапазон Cв, мкг/л,
$\frac{{{\text{в р}}{\text{. Кагау}}}}{{{\text{в р}}{\text{. Лонгтау}}}}$		 ПДКрх, мкг/л [20] ПДКкв,
мкг/л [35] 		ПБКхв,
мкг/л [35] 		РВпв для источников категории А1, мкг/л [32] Кларк элемента в морской воде, мкг/кг [19]
Pb $\frac{{0.035{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{0}}{\mathbf{.456}}}}{{0.053{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{0}}{\mathbf{.326}}}}$ 10 11 0.3 20 0.03
Cu $\frac{{0.155{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{2}}{\mathbf{.861}}}}{{0.077{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{0}}{\mathbf{.765}}}}$ 5 1.5 0.5 100 0.25
Zn $\frac{{ < {\kern 1pt} 0.100{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{5}}{\mathbf{.011}}}}{{ < {\kern 1pt} 0.100{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{4}}{\mathbf{.52}}}}$ 50 9.4 2.9 500 1.0
Ni $\frac{{0.204{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.792}}{{0.299{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 1.211}}$ 10 5.1 3.3 100 0.5
Co $\frac{{0.005{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.063}}{{0.003{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.097}}$ 10 2.8 0.2 н. д. 0.03
V $\frac{{0.22{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.83}}{{0.50{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.84}}$ 1 4.3 0.9 н. д. 2.0
As $\frac{{ < {\kern 1pt} 0.001{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.013}}{{ < {\kern 1pt} 0.001{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.117}}$ 10 25 1.0 10 2.0
Ag $\frac{{0.004{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{0}}{\mathbf{.108}}}}{{ < {\kern 1pt} 0.0001{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.072}}$ н. д. 1.2 0.01 н. д. 0.1
Mo $\frac{{1.224{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 3.011}}{{0.661{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 2.008}}$ 1 290 4.3 н. д. 10
Cd $\frac{{0.002{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.034}}{{0.005{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.018}}$ 10 0.4 0.08 5 0.07
Se $\frac{{ < {\kern 1pt} 0.01{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.019}}{{ < {\kern 1pt} 0.001{\kern 1pt} - {\kern 1pt} {\mathbf{0}}{\mathbf{.199}}}}$ 2 5.3 0.09 н. д. 0.1
Sb $\frac{{0.005{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.017}}{{0.009{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.019}}$ н. д. 6.5 0.4 н. д. 0.003
Fe $\frac{{1.13{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 19.22}}{{1.32{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 38.10}}$ 100 н. д. н. д 500 5.0
Be $\frac{{ < {\kern 1pt} 0.0001}}{{ < {\kern 1pt} 0.0001}}$        0.3 0.2 0.02 н. д. 0.005
Tl $\frac{{ < {\kern 1pt} 0.0001{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.0019}}{{0.0011{\kern 1pt} - {\kern 1pt} 0.0028}}$ н. д. 1.6 0.06 н. д. 0.01

В целом концентрации микроэлементов в воде были одного порядка и не превышали ПДК для рыбохозяйственных водоемов (ПДКрх) [20], за исключением Мо, что, вероятно, связано с более высокой величиной кларка Mo для морских вод [19] (табл. 5). При этом для Cu, Zn, Pb и Ag полученные максимальные концентрации в воде превышали ПБКхв [16]. В акватории р. Кагау концентрация Cu превысила ПБКхв в трех пробах, Zn – в одной пробе, Ag – в пяти пробах; в акватории р. Лонгтау – в пяти, одной и трех пробах соответственно (табл. 5). Это свидетельствует о том, что при хроническом влиянии на гидробионтов измеренных концентраций отмечено превышение порога концентраций микроэлементов, ниже которого воздействие микроэлементов на гидробионты можно было бы считать незначительным [35]. Устойчивое наличие таких концентраций, а тем более их увеличение могут негативно влиять на экологическое состояние акватории – на качество вод и жизнедеятельность гидробионтов. Отмечен единичный случай превышения ПДК для кратковременного воздействия поллютантов (ПДКкв) [35] почти в 2 раза по Cu в акватории р. Кагау на ст. 1.2 в период отлива. В р. Лонгтау ПБКхв была превышена для Pb, Cu, Zn и Мо. Превышение ПБКхв на >30% в р. Кагау определено для V и Cd, в р. Лонгтау – для V. Концентрации входящих в РВпв семи элементов не превышали нормативные значения, установленные для источников категории А1. Следует отметить, что установленные РВпв нормативные концентрации Pb, Cu, Zn, Ni, Fe, как правило, в 2–20 раз превышают нормативные, установленные в других странах [20, 35].

Соленость, наблюдаемая в акваториях рек, была достаточно высокой, ПЕС: в р. Кагау – от 22.44 до 23.54, а в р. Лонгтау – от 19.95 до 26.73 (табл. 2). Также уровень воды менялся от отлива к приливу на несколько метров, что говорит об обильном заходе морских вод на исследованные участки рек. В центре русла р. Кагау глубина менялась от 9 до 4.5 м, а р. Лонгтау – от 34.4 до 28.2 м. Это позволяет провести сравнение концентраций микроэлементов в воде с кларком для морских вод. В этом случае наблюдается превышение максимальных концентраций семи микроэлементов (Pb, Cu, Zn, Ni, Co, Sb, Fe) в обеих реках и Se в р. Лонгтау в соленой воде над кларком. Измеренные величины превышали кларки в разы – от нескольких до пятнадцати, что свидетельствовало об особенностях формирования геохимического фона в водах рек Канзё, к тому же кларки химических элементов в разных акваториях Мирового океана существенно различаются. В Канзё речные экосистемы превратились в соленые водные и кроме антропогенного влияния (многочисленных аквахозяйств по выращиванию гидробионтов, в частности – моллюсков, большого промышленного центра – г. Хошиминa) постоянно испытывают влияние морских вод. Поверхностный сток вод и атмосферный перенос веществ могут сказываться на формировании геохимического фона водной среды речных экосистем, и поэтому необходимо проведение хемоэкологического мониторинга водных экосистем в Канзё во влажный сезон в период половодья рек – время обильных дождей, а также в сухой и промежуточный сезоны.

Сравнение средних концентраций микроэлементов в поверхностной и придонной воде рек (табл. 6) с нормативными свидетельствует о том, что превышение ПДКрх наблюдалось только для Мо на обоих полигонах. Следует отметить, что из всех измеренных элементов необходимо обратить внимание также и на V. Его средние концентрации в воде составляли до 72% (в среднем 53%) от ПДКрх, и его можно отнести к потенциально критическим элементам, изменение концентраций которого требуют дальнейших мониторинговых наблюдений. Поэтому в современный период в целом необходимо уделять внимание мониторингу Pb, Cu, Zn, Mo, Ag, V, Cd как элементам, концентрации которых превысили нормативные или приближаются к ним, превышение будет вызывать нарушение жизнедеятельности гидробионтов и ухудшать качество биологических ресурсов.

Таблица 6.  

Средние концентрации, мкг/л, микроэлементов в слоях П и Д в воде рек на полигонах 1 и 2 и ПДКрх [20] (жирным шрифтом выделены данные, превышающие одно из нормативных значений и этот норматив; н. д. – нет данных)

№ полигона.
Река 		Вид пробы Элемент
1. р. Кагау   Pb Cu Zn Ni Co V As
ПДКрх, мкг/л 10 5 50 10 10 1 10
П вода 0.142 0.802 0.172 0.577 0.025 0.467 0.004
Д вода 0.574 0.627 2.506 0.743 0.011 0.597 0.016
2. р. Лонгтау П вода 0.168 0.413 0.945 0.670 0.020 0.719 0.031
Д вода 0.268 0.737 1.712 0.755 0.004 0.563 0.024
1. р. Кагау Вид пробы Ag Mo Cd Se Sb Fe Tl
ПДКрх, мкг/л н. д. 1 10 2 н. д. 100 н. д.
П вода 0.033 1.618 0.007 0.123 0.009 8.618 0.001
Д вода 0.059 2.130 0.023 <0.01 0.015 11.826 0.002
2. р. Лонгтау П вода 0.027 1.212 0.009 0.073 0.015 13.011 0.002
Д вода 0.021 1.093 0.014 <0.01 0.013 8.774 0.002

Сравнение концентраций микроэлементов в поверхностных и придонных водах показало, что для разных групп элементов уровни концентраций в этих слоях вод различны. Определены более высокие средние концентрации Cd, Pb, Zn, Ni в придонном слое на обоих полигонах, что может указывать на роль в этом ДО, которые подвержены регулярному взмучиванию, или взвешенного вещества. Для Co и Se более высокие концентрации были измерены в поверхностной воде. Для остальных элементов тенденции изменения концентраций были разнонаправленными на разных станциях. По сравнению с р. Кагау в р. Лонгтау в поверхностной воде наблюдали более высокие концентрации таких микроэлементов, как Pb, Zn, Ni, V, As, Sb, Fe, Tl. Эти данные могут характеризовать морские воды как возможный источник поступления данных микроэлементов в реки Канзё. В целом, водная среда обеих рек в Канзё характеризуется достаточно низкими концентрациями изученных микроэлементов, за некоторым исключением. Очевидно, это связано с ограничением антропогенной деятельности в буферной зоне биосферного заповедника и с незначительным поступлением микроэлементов в речные акватории, а также с постоянным выносом микроэлементов в морской залив. Концентрации микроэлементов с учетом поверхностных и придонных вод более высокие в р. Кагау (внутреннем водотоке Канзё) по сравнению с концентрациями в р. Лонгтау на исследованном полигоне в ее прилежащей к морю акватории (табл. 3, 4). Это свидетельствует о более значимой роли внутреннего региона Канзё в поставке микроэлементов в воды р. Кагау по сравнению с морскими водами. Нельзя исключать и возможность влияния всего водосборного бассейна рек.

Микроэлементы в донных отложениях

Результаты определения концентрации ТМ и МЛ в поверхностном (0–5 см) слое ДО представлены в табл. 7. Полученные данные показали, что более высокие концентрации отмечены в илистых ДО р. Канзе для большинства элементов, за исключением Pb и As, концентрации которых были примерно равными на станциях обоих полигонов (табл. 7). Концентрации Сd были ниже предела детектирования на всех исследованных станциях. Анализ полученных концентраций ТМ и МЛ в ДО рек в Канзё (табл. 7) показал, что концентрации микроэлементов в ДО варьировали намного меньше, чем концентрации микроэлементов в воде (табл. 3, 4). Это подтверждает статус ДО как компонента водной экосистемы более инертного, чем вода, и дающего интегрированную и более стабильную характеристику хемоэкологического состояния акватории. Для Со и Mo в ДО на обоих полигонах определено превышение ПБКхв. При этом в акватории р. Кагау на всех станциях отмечено превышение норматива для Со, а в акватории р. Лонгтау только максимальные концентрации Co были выше ПБКхв (ст. 2.3L и 2.1R). Концентрации Мо превысили ПБКхв в обеих акваториях только на единичных станциях (ст.1.1L. и 2.3L), а в отношении Ni и Se превышение наблюдали только в р. Кагау. Концентрации остальных элементов не превышали установленных нормативов, но к потенциально критическим элементам, концентрация которых >30% ПБКхв, следует отнести V, Cu, Zn, As, Be. При этом концентрации высоко опасного элемента Cd были ниже предела детектирования в ДО на обоих полигонах. По ПДКкв к потенциально критическим элементам можно отнести Ni (86), Co (78), V (70), Be (56), Tl (55), Se (48% от ПДКкв) (табл. 8). Полученные результаты указывают на критические и потенциально-критические элементы, в отношении которых в первую очередь необходимы мониторинговые наблюдения. Мониторинговые данные будут использованы для оперативной оценки хемоэкологического состояния ДО в реках Кагау и Лонгтау и для выявления тенденций изменения геохимического фона в водоемах в этом районе, а также для выявления источников поступления избыточного количества ТМ и МЛ.

Таблица 7.  

Концентрации микроэлементов в поверхностном (0–5 см) слое ДО (п.д. – предел детектирования)

Маркировка пробы Химический элемент
V, мг/кг Fe, г/кг Co, мг/кг Ni, мг/кг Cu, мг/кг Zn, мг/кг Be, мг/кг
п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.01
1.1L 0-5 38.78 ± 1.13 37.30 ± 0.96 12.86 ± 0.54 35.89 ± 1.32 18.32 ± 0.62 64.54 ± 2.63 0.67 ± 0.04
1.2L 0-5 38.40 ± 1.13 37.25 ± 1.05 12.45 ± 0.46 37.93 ± 1.47 17.70 ± 0.59 93.60 ± 4,47 0.56 ± 0.03
1.3L 0-5 37.26 ± 1.29 37.33 ± 0.99 12.53 ± 0.49 32.02 ± 1.07 17.98 ± 0.49 83.50 ± 3.20 0.49 ± 0.03
1.1R 0-5 36.62 ± 1.66 35.64 ± 1.02 12.11 ± 0.32 32.09 ± 1.06 16.58 ± 0.58 67.31 ± 5.00 0.51 ± 0.04
1.2R 0-5 30.19 ± 1.19 31.55 ± 0.99 10.69 ± 0.48 31.47 ± 1.27 15.00 ± 0.47 77.47 ± 4.50 0.30 ± 0.03
1.3R 0-5 35.88 ± 1.36 37.96 ± 1.47 12.53 ± 0.43 29.43 ± 0.93 15.48 ± 0.50 54.49 ± 4.51 0.38 ± 0.06
2.1L 0-5 18.07 ± 0.54 25.59 ± 0.95 7.19 ± 0.23 12.18 ± 0.50 6.77 ± 0.25 17.08 ± 1.85 <0.01
2.3L 0-5 37.30 ± 1.46 47.23 ± 1.73 14.87 ± 0.55 32.10 ± 1.26 15.85 ± 0.52 51.49 ± 3.77 0.41 ± 0.05
2.1R 0-5 23.07 ± 0.79 36.85 ± 1.37 9.39 ± 0.32 17.77 ± 0.41 9.57 ± 0.31 24.41 ± 2.73 <0.01
2.3R 0-5 22.32 ± 0.78 29.66 ± 0.91 8.37 ± 0.37 20.50 ± 1.00 10.85 ± 0.41 41.04 ± 3.75 0.17 ± 0.03
  Химический элемент
Маркировка пробы As, мг/кг Se, мг/кг Mo, мг/кг Ag, мг/кг Sb, мг/кг Tl, мг/кг Pb, мг/кг
п.д. = 0.1 п.д. = 0.1 п.д. = 0.01 п.д. = 0.001 п.д. = 0.01 п.д. = 0.001 п.д. = 0.1
1.1L 0-5 9.84 ± 0.39 1.28 ± 0.27 9.05 ± 0.48 0.274 ± 0.031 0.866 ± 0.133 0.035 ± 0.002 15.3 ± 0.62
1.2L 0-5 10.30 ± 0.45 1.44 ± 0.20 2.75 ± 0.26 0.174 ± 0.023 0.248 ± 0.048 0.016 ± 0.006 14.3 ± 0.42
1.3L 0-5 9.38 ± 0.26 0.42 ± 0.11 1.46 ± 0.21 0.100 ± 0.003 0.117 ± 0.022 <0.001 14.3 ± 0.55
1.1R 0-5 8.10 ± 0.35 <0.1 0.24 ± 0.02 <0.001 0.072 ± 0.011 <0.001 14.2 ± 0.65
1.2R 0-5 8.13 ± 0.15 0.65 ± 0.14 0.05 ± 0.04 <0.001 0.044 ± 0.007 <0.001 13.0 ± 0.56
1.3R 0-5 10.10 ± 0.37 <0.1 0.47 ± 0.06 <0.001 0.042 ± 0.007 <0.001 14.4 ± 0.51
2.1L 0-5 8.35 ± 0.31 <0.1 0.56 ± 0.10 <0.001 0.060 ± 0.006 <0.001 7.8 ± 0.28
2.3L 0-5 12.22 ± 0.34 <0.1 4.60 ± 0.17 <0.001 0.027 ± 0.004 <0.001 13.5 ± 0.61
2.1R 0-5 12.90 ± 0.40 <0.1 1.13 ± 0.05 <0.001 0.048 ± 0.008 <0.001 12.5 ± 0.58
2.3R 0-5 7.93 ± 0.29 <0.1 0.87 ± 0.02 0.011 ± 0.004 0.083 ± 0.006 <0.001 13.3 ± 0.41
Таблица 8.  

Концентрации микроэлементов в ДО (слой 0–5 см) в реках Кагау и Лонгтау в Канзё и ПДК микроэлементов для ДО (жирным шрифтом выделены данные, превышающие одно из нормативных значений и этот норматив; н. д. – нет данных)

Химический элемент Диапазон концентраций элементов в ДО рек, мг/кг ПДКкв,
мг/кг [35] 		ПБКхв,
мг/кг [35] 		РВдо – нормативные значения качества
для ДО, мг/кг [33]
р. Кагау р. Лонгтау
V 30.19–38.78 18.07–37.30 56 42 н. д.
Cu 15.00–18.32 6.77–15.85 73 36 108
Ni 29.43–37.93 12.80–32.10 44 35 н. д.
Co 10.69–12.86 7.19–14.87 19 9 н. д.
Mo 0.05–9.05 0.56–4.60 200 3 н. д.
Sb 0.042–0.866 0.027–0.083 15 3 н. д.
Fe 31550–37960 25.59–47.33 н. д. н. д. н. д.
Pb 13.04–15.30 7.75–13.47 530 85 112
As 8.10–10.30 7.93–12.90 55 29                      41.6
Cd <0.001 <0.001 12                0.8                        4.2
Zn 54.49–93.60 17.08–51.49 620 140 271
Se <0.1–1.44 <0.1                2.9                0.7 н. д.
Ag <0.001–0.27 <0.001–0.11                5.5 н. д. н. д.
Be 0.49–0.67 <0.01–0.41                1.2                1.1 н. д.
Tl <0.1–1.44 <0.1                2.6 1 н. д.

Результаты исследований указывают на значительно более высокие концентрации микроэлементов в ДО (как это показано и для почв [2]), чем их концентрации в воде. Поэтому большие величины взвешенного вещества в поверхностной и придонной воде, как отмечено выше, несомненно, играют важную роль в перераспределении микроэлементов и в их миграции. Известно, что все микроэлементы обладают достаточно высокой сорбционной активностью и сорбируются на частицах взвешенного вещества. Чем больше взвеси в воде, тем в большем количестве микроэлементы поступают со взвесью в донные отложения (в первую очередь с крупнодисперсной взвесью), и микроэлементы перераспределяются из воды в ДО. А с мелкодисперсной взвесью элементы мигрируют на большие расстояния, что усиливает вынос микроэлементов за пределы акватории. Мангровые заросли, очевидно, – один из главных поставщиков взвешенного вещества в реки региона наряду с поверхностным стоком и абразией берегов. Процессы взаимодействия химических веществ со взвесью и ее перенос, наряду с гидрологическим выносом растворенных форм микроэлементов с водными массами, могут играть важную роль в самоочищении экосистем внутренних рек Канзё от поступающих в них ТМ и МЛ, которые характеризуются большей или меньшей токсичностью для живых организмов (табл. 5, 8). Количественная оценка роли ДО и взвеси в перераспределении техногенных веществ в этих акваториях – задача дальнейших исследований.

Cравнение полученных результатов с результатами ранее проведенных исследований речных акваторий в южной части Вьетнама показало, что в реках Канзё уровни ТМ и МЛ значительно ниже, чем в реках промышленных районов, как, например, в р. Шерепок в провинции Даклак, где превышения нормативных значений более значительные [12]. В отдельных протоках дельты р. Меконг, как и в Канзё, наблюдали превышение концентраций ТМ и МЛ только по международным нормам качества вод [24]. Необходимо отметить, что в р. Шерепок значимое превышение норм РВпв для ТМ наблюдали в сезон дождей, тогда как в сухой сезон измеренные величины концентраций ТМ не превышали норматив РВпв. Поэтому для более точной оценки экологического состояния акваторий рек Канзё необходимы хемоэкологические исследования и в сезон дождей в период половодья рек, тогда как представленные выше исследования в реках Канзё выполнены в мае – в пограничный период между сухим сезоном и сезоном дождей.

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Полученные результаты хемоэкологических исследований в акваториях рек Кагау и Лонгтау в Канзё позволили установить наличие определенных рисков в отношении экологического состояния вод и ДО по концентрациям ТМ и МЛ, взвешенного вещества и РО. Они позволили отметить критические и потенциально критические элементы в воде и в ДО, охарактеризовать отдельные особенности хемоэкологического состояния изучаемых районов и рассматривать реки Канзё как своего рода модельные объекты для изучения дельты Меконга и других аналогичных водотоков.

Установлено, что по РВпв в водах исследованных акваторий превышены нормативы для источников категории А1 по концентрации взвешенного вещества в воде, а концентрация РО в воде была ниже норматива.

Концентрации ТМ не превышены по РВпв, но по отдельным элементам превышены нормативные показатели, применяемые в других странах, в частности в России и Нидерландах.

В воде р. Кагау к критическим элементам отнесены Pb, Cu, Zn, Mo, Ag, к потенциально критическим – V, Cd; в р. Лонгтау к критическим – Pb, Cu, Zn, Mo, Se, к потенциально критическим – V.

Для ДО в р. Кагау критическими элементами определены Co, Mo, Ni, Se, для р. Лонгтау – только Co и Mo. Потенциально критические элементы для обеих рек – V, Cu, As, Zn, Be.

Наличие критических и потенциально критических элементов среди исследованного перечня ТМ и МЛ свидетельствует о необходимости проводить мониторинговые наблюдения за хемоэкологическим состоянием вод и ДО в реках Канзё для выявления тенденций изменения геохимического фона в водоемах в этом районе в отношении критических и потенциально критических элементов и выявления источников их поступления, ведущих процессов миграции и перераспределения элементов в акваториях. Результаты наблюдений будут важны для формирования научных основ рациональной системы мониторинга техногенных веществ и оценки экологического состояния и прогноза тенденций изменения экологического состояния речных акваторий, подверженных антропогенному влиянию и действию природных факторов – прежде всего глобальному изменению климата и засолонению речных вод, проявляющихся в странах юго-восточной Азии. Данные также важны для принятия решений по развитию региона, включающего в себя ценные природные охраняемые водные экосистемы и акватории, используемые человеком в разных социально-хозяйственных сферах, включая аквакультуру, а также имеющиe общебиологическое значение для сохранения видового разнообразия уникальных водных природных экосистем.

Список литературы

  1. Алексеева Н.Н. Вьетнам. Природа: физико-географический очерк // Большая советская энциклопедия. [Электронный ресурс]. http://bigenc.ru (дата обращения: 21.05.2022)

  2. Водяницкий Ю.Н. Нормативы содержания тяжелых металлов и металлоидов в почвах // Почвоведение. 2012. № 3. С. 368–375.

  3. География Вьетнама. Географическое описание Вьетнама. [Электронный ресурс]. http://www.world-globe.ru/countries/vietnam/geography// (дата обращения: 21.05.2022)

  4. Главное статистическое управление Вьетнама. [Электронный ресурс]. https://www.gso.gov.vn/default_en.aspx?tabid=467&idmid=3&ItemID=14454 (дата обращения: 21.05.2022)

  5. ГОСТ Р 56 219–2014. Определение содержания 62 элементов методом масс-спектрометрии с индуктивно связанной плазмой. М.: Стандартинформ, 2015. 36 с.

  6. Знаменитые реки Вьетнама. [Электронный ресурс]. zen.yandex.ru (дата обращения: 27.05.2022)

  7. Золотокопова С.В., Нго Т.К. Влияние промышленного производства на экологическое состояние реки Шерепок (Вьетнам) // Вестн. науч. конф. Тамбов, 2017. № 4. Ч. 1. С. 60–61.

  8. Ле Бинь Зыонг. Воздействие угледобывающих предприятий Вьетнама на гидросферу // Изв. Тульского ГУ. Науки о Земле. 2015. Вып. 1. С. 14–21.

  9. Ле Тхи Винь. Тяжелые металлы в сфере залива Ван Фонг (про. Кханьхоа) // Журн. наук и морской технологии. 2012. № 3. С. 12–23.

  10. Масс-спектрометры с индуктивно связанной плазмой (ИСП–МС): PlasmaQuant MS и Plasma Quant MS Elite. Инструкция по эксплуатации. Йена: Analytik Jena AG, 2014. 143 с.

  11. Мирзоева Н.Ю., Терещенко Н.Н., Параскив А.А., Проскурнин В.Ю., Морозов Е.Г. Тяжелые металлы в поверхностной воде Атлантического сектора Антарктики в 79-м рейсе научно-исследовательского судна “Академик Мстислав Келдыш” // Морской биол. журн. 2020. Т. 5. № 4. С. 56–68.

  12. Нго Тхе Кыонг. Содержание и закономерности распределения тяжелых металлов и мышьяка в речных экосистемах промышленно развитых районов Вьетнама (на примере р. Шерепок, провинция Даклак). Дис. … канд. биол. наук. М.: РУДН, 2018. 199 с.

  13. Нгуен Ван Зунг. Экологические проблемы дельты реки Меконг // Сб. докл. VI Всерос. науч.-практ. конф. “Научная инициатива иностранных студентов и аспирантов российских вузов”. Томск, 2013. Т. I. С. 96–98.

  14. ПНД Ф 16.2.2:2.3.71-2011 Методика измерений массовых долей металлов в осадках сточных вод, донных отложениях, образцах растительного происхождения спектральными методами. М.: Федеральная служба по надзору в сфере природопользования, 2011. 45 с.

  15. Река Лонгтау. [Электронный ресурс] https://www.hmong.press/wiki/Long_Tau_ river (дата обращения: 05.06.2022)

  16. Река Донгнай. [Электронный ресурс] http://:wiki5.ru (дата обращения: 05.06.2022)

  17. РД 52.10.243-92 Руководство по химическому анализу морских вод. [Электронный ресурс]. http://docs.cntd.ru/document/1200042955 (дата обращения: 27.02.2022)

  18. Руководство по методам химического анализа морских вод / Под ред. С.Г. Орадовского. Л.: Гидрометеоиздат, 1977. С. 118–131.

  19. Справочник по геохимическим поискам полезных ископаемых / Под ред. А.П. Солова, А.Я. Архипова, В.А. Бугрова. М.: Недра, 1990. 335 с.

  20. Справочник. Характеристики загрязняющих веществ. Раздел II. Для водных объектов. Пермь: Экология, 2016. 296 с.

  21. Хоанг Тхи Тхань Тхуй. Тяжелые металлы в отложениях в реке Сайгон, г. Хошимин // Журн. науч. разработок и технологий. 2007. № 1. С. 27–37.

  22. Фам Виет Ну. Загрязнение As в дельте Меконг // Сельское хоз-во и развитие сельских местностей. 2011. № 2. С. 15–21.

  23. Физико-географическое положение Вьетнамa. [Электронный ресурс]. https://fb.ru/article/380112/ vetnam-geograficheskoe-polojenie-i-obschie-svedeniya-o-strane (дата обращения: 22.06.2022)

  24. Фунг Тхай Зыонг. Эколого-геохимическое состояние дельты реки Меконг (республика Вьетнам) по результатам изучения донных отложений. Автореф. дис. … канд. геол.-минерал. наук. Томск: НИТПУ, 2015. 26 с.

  25. Biosphere reserves. [Электронный ресурс]. http://www.unesco.org/new/en/natural-sciences/environment/ecological-sciences/biosphere-reserves/ asia-and-the-pacific/viet nam/can-gio-mangrove/ (дата обращения: 22.10.2021)

  26. Cao Vu Hung, Bui Duy Cam, Pham, Thi Ngoc Mai, Bach Quang Dzung. Heavy metals and polycyclic aromatic hydrocarbons in municipal sewage sludge from a river in highly urbanized metropolitan area in Hanoi, Vietnam: levels, accumulation pattern and assessment of land application // Environ. Geochem. Health. 2015. № 37. P. 133–146.

  27. Cenci R.M., Martin J.M. Concentration and fate of trace metals in Mekong River Delta // Sci. Total Environ. 2004. № 332. P. 167–182.

  28. Chernykh N.A., Tran Quoc Hoan, Baeva YuI., Grachev V.A. The Regularities of Heavy Metals and Arsenic Accumulation in the Vegetation of Riverside Depending on the Level of Technogenic Load // J. Pharm. Sci. Res. 2018. V. 10. № 4. P. 800–804.

  29. Hurt B.T., Jones M.J., Pistone G. Transboundary Water Quality Issues in the Mekong River Basin // Mekong River Commission. Melbourne: Water Studies Centre, Monash Univ., 2001. 77 p.

  30. Nguyen Thanh Giao, Huynh Thi Hong Nhien. Assessment of surface water quality and monitoring in south-ern Vietnam using multicriteria statistical approaches // Sustainable Environ. Res. 2022. V. 32. № 2. P. 2–12.

  31. Nguyen T.L.H., Ohtsubo M., Li L.Y., Higashi T. Heavy metal pollution of the To-Lich and Kim-Nguu River in Hanoi City and the industrial source of the pollutants // J. Fac. Agr. Kyushu Univ. 2007. V. 2. № 1. P. 141–146.

  32. 14QCVN 08-MT:2015/BTNMT. QUY CHUẨN KỸ THUẬT QUỐC GIA VỀ CHẤT LƯỢNG NƯỚC MẶT. National Technical Regulation on Surface Water Quality. HÀ NỘI – 2015. 13 tr. [Электронный ресурс] http://cem.gov.vn/storage/documents/ 5d6f3ecb26484qcvn-08-mt2015btnmt.pdf. (дата обращения: 29.11.2021) (Вьетнамский язык)

  33. 15QCVN 43:2017/BTNMT. QUY CHUẨN KỸ THUẬT QUỐC GIA VỀ CHẤT LƯỢNG TRẦM TÍCH. National Technical Regulation on Sediment Quality. [Электронный ресурс] https://luatvietnam.vn/tai-nguyen/quy-chuan-qcvn-43-2017-btnmt-chat-luong-tram-tich-166191-d3.html (дата обращения: 29.11.2021) (Вьетнамский язык)

  34. Prathumratana L., Sthiannopkao S., Kim K.W. The relationship of climatic and hydrological parameters to surface water quality in the lower Mekong River // Environ. Int. 2008. № 34. P. 860–866.

  35. Warmer Henk, Ronald van Dokkum. Water pollution control in the Netherlands. Policy and practice the Netherlands. Lelystad: RIZA, 2002. 76 p.

Дополнительные материалы отсутствуют.

Инструменты

предыдущая статья выпуска содержание выпуска

Водные ресурсы

Архивы выпусков Информация о журнале Отправить рукопись в журнал