Māris Kļaviņš
ŪDEŅU ĶĪMIJA UN ŪDENS VIDES PIESĀRŅOJUMS

Rīga 1998
Recenzenti:
G.Eberhards, dr.habil. ģeogr., profesors
G.Spriņģe, dr.biol.


Zīmējumus sagatavojuši: D.Prūsis, V.Rodinovs

SATURS

Ievads
1. Ūdens īpašības
2. Ūdens aprite dabā
3. Dabas ūdeņu ķīmiskā sastāva veidošanās procesi
3. 1. Ieži un minerāli, kuru veidošanās un dēdēšana nosaka ūdeņu sastāvu
3.2. Iežu dēdēšana un tās ietekme uz ūdeņu sastāvu
4. Dabas ūdeņu ķīmiskās īpašības
4. 1. Skābes- bāzes līdzsvars dabas ūdeņos
4. 2. Reducēšanās-oksidēšanās procesi dabas ūdeņos
4. 3. Vielu atrašanās formas dabas ūdeņos
5. Dabas ūdeņu sastāvs
5. 1. Sārmu metālu sāļi
5. 2. Sārmzemju metālu sāļi
5. 3. Ūdens cietība
5. 4. Ūdenī izšķīdušās gāzes
5. 5. Halogenīdjoni dabas ūdeņos
5. 6. Sēra savienojumi ūdeņos
5. 7. Mikroelementi ūdeņos
5. 8. Biogēnie elementi
5. 9. Ūdeņu dabiskās izcelsmes organiskās vielas
6. Dabas ūdeņu klasifikācija pēc to sastāva
7. Ūdeņu dzīvie organismi un to ietekme uz ūdeņu ķīmisko sastāvu
7. 1. Mikroorganismi- ķīmisko procesu katalizatori ūdens vidē
7. 2. Aļģes un ūdensaugi- organisko vielu producenti
7. 3. Ūdens dzīvnieki- organisko vielu patērētāji
8. Atmosfēras nokrišņu hidroķīmija
9. Upju hidroķīmija
10. Ezeru un ūdenstilpju hidroķīmija
11. Jūru un okeānu ūdeņu hidroķīmija
12. Pazemes ūdeņu hidroķīmija
13. Ūdeņu piesārņojums
13.1. Ūdens piesārņojums ar organiskajām vielām
13.2. Toksisko vielu bioakumulācija
14. Ūdeņu attīrīšana
14.1. Dzeramā ūdens sagatavošana
14.2. Notekūdeņu attīrīšana
15. Nozīmīgākās ūdeņus piesārņojošās vielas
15.1. Ūdeņu piesārņojums ar halogēnorganiskajiem savienojumiem
15.1.1. Fluororganiskie savienojumi
15.1.2. Hlorparafīni
15.1.3. Skābekli saturošie hlororganiskie savienojumi
15.1.4. Hlororganiskie pesticīdi
15.1.5. Polihlorētie bifenili
15.1.6. Piesārņojuma ar halogēnorganiskajiem savienojumiem sekas
15.2. Ūdeņu piesārņojums ar poliaromātiskajiem ogļūdeņražiem
15.3. Ūdeņu piesārņojums ar toksiskajiem mikroelementiem
15.3.1. Vides piesārņojums ar dzīvsudrabu
15.3.2. Vides piesārņojums ar kadmiju
15.3.3. Vides piesārņojums ar svinu
15.3.4. Vides piesārņojums ar arsēnu, selēnu un beriliju
15.4. Vides piesārņojums ar pesticīdiem
16. Ūdeņu analīzes pamatmetodes
16.1. Vides analīzes metožu attīstība
16.2. Ķīmiskās analīzes metodes
16.3. Elektroķīmiskās metodes
16.4. Optiskās analīzes metodes
16.5. Atomu absorbcijas un emisijas analīze
16.6. Rentgenstaru fluorescences un neitronu aktivācijas analīze
16.7. Hromatogrāfija
16.8. Plūsmas-injekcijas analīze
16.9. Vides analīzes ekspresmetodes
Darbā izmantotie termini
Priekšmetu rādītājs
Literatūra

IEVADS

Hidroķīmija (ūdeņu ķīmija) ir zinātnes nozare, kas aplūko ūdens kā ķīmiskas vielas īpašības, ūdens klātbūtni vidē (atmosfērā, litosfērā un hidrosfērā) un tajā izšķīdušo vielu sastāvu, koncentrācijas un īpašības, kā arī ūdeņu analīzes metodes.
Hidroķīmijas pētījumu sfērā ir ne tikai vielu kvalitatīvā un kvantitatīvā sastāva izpēte un apraksts, bet arī to procesu analīze, kuri var ietekmēt ūdeņu sastāvu. Līdz ar to hidroķīmija pēta arī gāzu apmaiņas procesu starp atmosfēru, hidrosfēru un litosfēru, kā arī izšķīdušo un suspendēto vielu apmaiņu starp litosfēru un hidrosfēru. Vienlaikus ūdeņu sastāvu izšķiroši var ietekmēt tajos noritošie bioloģiskie procesi, un arī šīs ietekmes, cik tālu tās attiecas uz ūdeņu ķīmisko sastāvu, ir hidroķīmijas pētījumu objekti.
Moderno hidroķīmiju vispirms raksturo ķīmijas zināšanu un metožu izmantošana ūdens vides sastāva un tajā noritošo procesu aprakstam un izpētei. No otras puses, hidroķīmija jūtami bagātina ķīmiju un palīdz attīstīt jaunas pieejas šajā zinātnes jomā, vispirms ūdens un vides piesārņojuma analīzes metožu attīstībā. Galvenais, ko sniedz hidroķīmijas metodes ķīmijā, ir izpratne par ūdeņu sastāva nepastāvīgumu, evolūciju un tas, ka vielu mikrodaudzumi un bioloģiskie, ģeoķīmiskie un antropogēnie procesi nosaka ūdens vides īpašības.
Ūdeņu ķīmijas pētījumiem ir liela praktiskā nozīme, jo ūdens uzskatāms par cilvēka pastāvēšanai vienu no nepieciešamākajiem resursiem. Tajā pat laikā, ņemot vērā ūdens izmantošanas iespējas, tieši ūdens ķīmiskais sastāvs uzskatāms par rādītāju kopumu, kas nosaka ūdens kvalitāti, jo ūdens kā viela uz Zemes ir pietiekoši izplatīta. Ūdens kvalitāti, tā ķīmisko sastāvu var ietekmēt gan cilvēka darbība, gan arī dabiski procesi, bet, lai pārvaldītu, racionāli izmantotu un aizsargātu ūdeņus, nepieciešamas zināšanas ūdeņu ķīmijā. Vienlaikus ūdeņu sastāva analīzei un izpētei nepieciešamas zināšanas ne tikai ķīmijā, bet arī bioloģijā, ģeoloģijā un citās zinātnēs, kuras pēta ūdens vidi.

1. ŪDENS ĪPAŠĪBAS

Par ūdeni sauc ūdeņražu oksīdu H2O. Ūdens īpašību kopumu nosaka ūdens molekulas uzbūve. Ūdens molekulā divi ūdeņraža atomi ir kovalenti saistīti ar skābekļa atomu. Tā kā skābekļa atoma negatīvais lādiņš (elektronegativitāte) ir ievērojami lielāks nekā ūdeņraža atomam, tad kopējo saiti veidojošā elektronu mākoņa blīvums ir ievērojami novirzīts skābekļa atoma kodola virzienā - tā ir polarizēta (1.1. attēls).
1.1. attēls
Elektronu mākonis ūdens molekulā (Horne 1969).

Taču līdz ar to pieaug ūdeņraža atoma spēja saistīt citu skābekļa atomu ūdens molekulā - veidot tā saucamo ūdeņraža saiti (1.1. tabula). Telpiski atomi ūdens molekulā veido tetragonālu struktūru ar leņķi starp saitēm 104,5° un saites enerģiju 113 kJ/mol (1.2. attēls). Ūdens molekulas dipolmements ir 1.844 debajs (1 D = 3.336 ´ 10-3° C ´ m). Augstais dipolmoments raksturo ūdens molekulu izteikto polaritāti. Ja saites O-H garums ir 0.96 Ģ (1 Ģ = 10-1° m), tad saites H2O ..... H _ O garums ir 2.76 Ģ.
Ūdeņraža saite vispilnīgāk izveidojas ūdenim esot cietā fāzē (ledus), tā pastāv arī ūdenī un nosaka ūdens augsto viršanas temperatūru, gan salīdzinot ar citu elementu hidrīdiem, gan arī ar ūdens molekulmasu. Ledū ūdens molekulas izvietojas tetragonālu struktūru veidā ap katru skābekļa atomu.
1.2. attēls
      Ūdens molekulas uzbūve un ūdeņraža saites garums (Horne 1969).

Ledus struktūra var būt arī citāda, tomēr ūdeņraža saišu veidošanās nosaka tā īpašības. Ledum kūstot, tā struktūra molekulu termiskās kustības rezultātā sabrūk, tomēr molekulu agregāti (klasteri) var saglabāties pat visai augstā temperatūrā. Jāatzīmē, ka ūdeņraža saišu veidošanās ir būtiska arī organisku molekulu struktūras veidošanā (olbaltumvielas, nukleīnskābes).
Ūdens kā ķīmiska savienojuma lielo lomu vidē noritošajos procesos vispirms nosaka tā īpašības, kas ūdeni atšķir no citām šķidrām vielām.
1. Anomālā ūdens blīvuma - temperatūras atkarība. Ūdens maksimālais blīvums ir pie +4° C (ledus blīvums ir d=0.9168 g/ml pie t=0°C, bet pie 3.98°C d=1.000 g/ml). Pateicoties tam, iespējami dzīvības procesi ūdenskrātuvēs, aizsargājot tās no pilnīgas aizsalšanas.
2. Augstā ūdens siltumietilpība (siltuma daudzums, kas jāpievada vienas vienības vielas masai, lai paaugstinātu tās temperatūru par 1°C). Ūdens siltumietilpība ir lielāka nekā lielākajai daļai šķidro un cieto vielu (izņēmumi - šķidrs amonjaks un ūdeņradis). Ūdens augstā siltumietilpība 4.1816 J/mol ´ deg) nosaka to, ka temperatūras svārstības uz Zemes lielā mērā tiek izlīdzinātas uz ūdenī akumulētā siltuma daudzuma rēķina.
3. Augstā kušanas siltumietilpība. Ledus kušanas siltumietilpība ir 0,012 kJ/mol, un par to lielākas ir tikai amonjaka un ūdeņraža kušanas siltumietilpības. Šis fizikālais faktors nosaka relatīvi izlīdzinātās temperatūras pārejas gadalaiku izmaiņās, jo ūdens pārejai no vienas fāzes otrā piemīt liela siltuma inerce, kas saistās ar ūdeņraža saites veidošanās un saraušanas procesiem.
4. Lielais iztvaikošanas siltums. Šī ūdens anomālā īpašība nosaka to, ka lielākā daļa siltuma, ko Zeme saņem Saules starojuma veidā, tiek patērēta ūdens iztvaikošanai, bet, ūdens tvaikiem kondensējoties, šis siltums rada kinētisko enerģiju, kura nosaka gaisa masu kustību.
5. Virsmas spraigums. Tikai dzīvsudraba virsmas spraigums ir lielāks par ūdens virsmas spraiguma vērtību 72.75 N/m. Šī ūdens anomālā īpašība nosaka viļņu veidošanos ūdenskrātuvēs un līdz ar to vielu un enerģijas apmaiņu starp hidrosfēru un atmosfēru. Līdzīgi ūdens šķīdumos izšķīdušo vielu koncentrācija un to daba parasti izraisa ūdens šķīduma virsmas spraiguma samazināšanos un ūdens osmotiskā spiediena veidošanos, kas kā sekas ietekmē ūdens spēju pacelties pa kapilāriem un piedalīties vielu pārneses transportā iežos, augsnē un dzīvajā dabā ar ūdens šķīdumu palīdzību.
6. Ūdens dielektriskā konstante. Anomāli augstā ūdens dielektriskās konstantes vērtība 80.4 vienības saistīta ar ūdens molekulu augsto polaritāti un lielā mērā nosaka ūdens izcilās šķīdinātāja spējas.
Ūdeni veidojošie elementi sastopami vairāku izotopu veidā. Nozīmīgākie ir trīs skābekļa un trīs ūdeņraža izotopi (1.2. tabula). Līdz ar to ūdens molekulu var veidot vairākas šo izotopu kombinācijas, no kurām galvenā ir 1H216O.
Ūdeņraža saišu veidošanās lielā mērā ietekmē arī ūdens izcilās šķīdinātāja īpašības, pie kam, vielām izšķīstot, molekulas un joni tiek hidratēti, respektīvi, tie mijiedarbojas ar ūdens molekulām, veidojot ķīmiskus savienojumus, kuru stabilitāte var būt pat visai augsta. Piemēram, NaCl izšķīstot ūdenī, notiek mijiedarbības process starp pozitīvi lādēto Na+ jonu un ūdens molekulām, kā rezultātā Na+ jonu aptver sešas ūdens molekulas, veidojot oktahedrālu struktūru (1.3. attēls). Jonu-dipola saišu enerģija (un līdz ar to stabilitāte) atkarīga no jona izmēriem un tā lādiņa. Jo jona lādiņš lielāks un izmēri niecīgāki, jo saistība spēcīgāka.

1.1. tabula
Ūdeņraža saite dažādās molekulās (Fyfe 1976).

SaiteX... Y attālums, pmŪdeņraža saites enerģija, kJ/mol
F-H...F22528
O-H...O248-27619-30
N-H...H294-30025
N-H...F26321
N-H...O29110



1.3. attēls
Na+ jonu hidratācija ūdenī (Gray 1973)

1.2. tabula
Ūdeņraža, skābekļa dabiski sastopamie izotopi un to saturs dabas ūdeņos (Bunce 1996)

IzotopsRelatīvais saturs, %Izotopa stabilitāte
1H protijs
2H deiterijs
3H tritijs
99.984
0.016
0-10-15
stabils
stabils
pussabrukšanas periods 12.3 gadi
16O skābeklis
17O skābeklis
18O skābeklis
99.76
0.04
0.20
stabils
stabils
stabils

Ūdens molekulu raksturo arī tās spēja pašai jonizēties, un šīs reakcijas intensitāti raksturo konstante Kw.

2H2O H3O+ + OH-

Kw = [H3O+] [OH-]= 10-14 mol2dm-6 pie 298 K

Tīra ūdens reakcija uzskatāma par neitrālu, t.i., [H3O+]=[OH-] = 10-7 mol/l. H3O+ un OH- jonu koncentrācijas izteikšanai 1909. gadā dāņu zinātnieks Sērens Sērensons ieteica izmantot pH jēdzienu:

pH= - log [H3O+]

pH ir ūdeņraža jonu (hidroksonija jonu) koncentrācijas negatīvs logaritms.
skāba vide [H3O+] > 1.0 ´ 10-7 M pH < 7.00
bāziska vide [H3O+] < 1.0 ´ 10-7 M pH > 7.00
neitrāla vide [H3O+] = 1.0 ´ 10-7 M pH = 7.00
Dažu šķidrumu tipiskās pH vērtības apkopotas 1. 3. tabulā.

1.3. tabula
Dažādu šķīdumu pH

PiemērspH
Kunģa sula1.0-2.0
Citrona sula2.4
Etiķis 3.0
Apelsīnu sula 3.5
Urīns4.8-7.5
Nokrišņu pH2.8-8.2
Ūdens, kontaktā ar gaisu5.6
Piens6.5
Asinis7.35-7.45
Amonjaka ūdens11.5
1.4. tabula
    Sāļu hidrolīze
    Sāls tips
    (veidojas no)
    Piemērs Vides pH hidrolīzes
    gadījumā
    Joni, kas hidrolizējas
    stipra bāze-vāja skābeNa OOCCH3sārmaina anjons
    vāja bāze - stipra skābeNH4Clskābakatjons
    stipra bāze - stipra skābeNaClneitrāla---
    vāja skābe - vāja bāzeNH4 OOCCH3neitrālaabi
    Vielām izšķīstot ūdenī, tās var disociēt vai arī iesaistīties hidrolīzes reakcijās. Vājas skābes - etiķskābes disociācijas rezultātā ūdens vidē pieaug hidroksonija jonu koncentrācija un vide kļūst skāba.


    CH3COOH + H2O CH3COO- + H3O+

    Hidrolīzes reakcija saistīta ar ūdens molekulas jonizāciju un var noritēt pēc viena no četriem procesiem, kas parādīti 1.4. tabulā. Metālu katjoni, kā likums, vispirms hidratējas, bet tikai pēc tam notiek hidrolīzes process, kura rezultātā izmainās vides pH.

    2. ŪDENS APRITE DABĀ

    Ūdens apriti dabā, tā cirkulāciju starp atmosfēru, okeāniem un Zemi (litosfēru) apraksta hidroloģiskais cikls (2.1. attēls). Kopējo ūdens krājumu apjoms uz Zemes ir 1 385 984 610 km3. Lielāko daļu ūdeņu veido okeāni (2.1. tabula). Okeānu ūdens sastāvā ietilpst praktiski visi ķīmiskie elementi, tomēr dominē 8 elementi - skābeklis (85,7%), ūdeņradis (10,8%), hlors (1,9%), nātrijs (1,03%), magnijs (0,13%), sērs (0,09%), kalcijs (0,04%), kālijs (0,038%). Pārējo elementu daudzums sastāda mazāk par 1%.

    2.1. tabula
    Ūdeņu krājumi uz Zemes (Freeze and Cherry 1979)

    Ūdeņu veids Tilpums, km3Daļa no kopējā ūdens daudzuma,%
    kopāsaldūdens
    Okeāni 1 338 000 00096,3--
    Pazemes ūdeņi23 900 0001,7--
    Saldūdens pazemes ūdeņi 10 530 0000,76 30,1
    Augsnes mitrums16 5000,0010,05
    Ledāji un sniega sega24 064 1001,7468,7
    Saldūdens ezeri91 0000,0070,26
    Sāļie ezeri85 4000,006---
    Upju ūdeņi2 1200,00020,006
    Ūdens atmosfērā12 9000,0010,004

    Dabas ūdeņu ķīmiskā sastāva veidošanos ietekmē hidroloģiskais cikls, kurā var izdalīt piecas tā nozīmīgākās daļas: ūdeņus okeānos, atmosfērā, ledājos, pazemē un saldūdeņu resursus.



    2.1. attēls
    Ūdens aprites cikls dabā. Skaitļi iekavās norāda ūdens masu attiecīgajā tilpē (106 km3 = 1018 kg), bet plūsmas izteiktas 106 km3/gadā (Berner and Berner 1996).

    Hidroloģiskais cikls parāda saistību starp šiem galvenajiem ūdens resursu avotiem un atspoguļo iztvaikošanas/izkrišanas procesu lielo lomu ūdens bilances veidošanā. Galvenais enerģētiskais faktors, kas nosaka ūdens iesaistīšanos globālās aprites ciklā ir Saules radiācija, kuras rezultātā Zemes virskārtā esošās ūdens masas sasilst un iztvaiko. Iztvaiko ne tikai ūdens no jūru un okeānu virsmas, bet arī augsnē esošais mitrums, ledāji un Zemes sniega sega. Nozīmīga vieta ūdens nokļūšanā atmosfērā ir iztvaikošanai dzīvo organismu dzīvības procesu rezultātā- evapotranspirācijai. Virs okeāniem iztvaikošanas apjomi pārsniedz ūdens izkrišanu ar nokrišņiem. Kopējais nokrišņu daudzums, kas vienāds ar iztvaikošanas apjomu, ir 0.505 ´ 106 km3/gadā. Tomēr iztvaikošanas apjoms ir ļoti atkarīgs no Zemes reģiona. Uz Zemes kontinentālās daļas nokrišņu izkrišanas intensitāte (0.107 ´ 106 km3/gadā) pārsniedz iztvaikošanas apjomu (0.071 ´ 106 km3/gadā), kamēr virs okeāniem iztvaikošana dominē (0.434 ´ 106 km3/gadā), salīdzinot ar nokrišņu izkrišanu (0.398 ´ 106 km3/gadā). Starpība starp šiem procesiem aptuveni atbilst upju notecei no sauszemes (0.036 ´ 106 km3/gadā). Pazemes ūdeņu notecei okeānos un jūrās ir nenozīmīga loma. Iztvaikojošais ūdens nokļūst atmosfērā, kur ūdens tvaiki atdziest un kondensējas. Par kondensācijas centriem kalpo atmosfērā esošās aerosolu un putekļu daļiņas, kā arī kondensācija var izsaukt no kosmiskās telpas nākošā starojuma iedarbības rezultātā veidotas reaģētspējīgas daļiņas. Kondensācijas procesi norit troposfēras augšējos slāņos. Veidotie nokrišņi var izkrist lietus, sniega, krusas veidā. Ūdens tvaikiem nonākot atmosfērā, tie tiek pakļauti vielu izkliedes procesiem, kas raksturīgi atmosfērai, respektīvi, ūdens tvaiki, kas dominējoši veidojas virs jūru un okeānu virsmas, gaisa masu pārvietošanās rezultātā var tikt pārnesti lielos attālumos un izkrist virs kontinentu visrmas.
    Atmosfēras nokrišņiem izkrītot, tie var veidot sniega segu, tos var asimilēt augi, tie var iesūkties augsnē un papildināt pazemē esošos ūdeņu krājumus. Tomēr par vienu no nozīmīgākajām ūdeņu kustības plūsmām uzskata to akumulāciju upju baseinos un ūdeņu virszemes noteci ar upju ūdeņiem. Līdz ar to hidroloģiskais cikls noslēdzas. Katrā no aplūkotajām vidēm ūdens var aizkavēties atšķirīgu laiku- ūdens aprites laiku. Ūdens aprites laiku nosaka ūdens masa, kas atrodas attiecīgajā vidē (piemēram, okeānos atrodas lielākā daļa hidroloģiskajā ciklā esošo ūdens masu), kā arī tas, cik intensīviem procesiem pakļauti ūdeņi katrā konkrētajā vidē. Tā ūdens aprites laiks jūrās un okeānos tiek vērtēts uz ~ 4000 gadiem, ezeros un ūdenstilpēs ~ 10; pazemes ūdeņos- dažas nedēļas līdz ~10 000 gadu, ledājos 10- 1000 gadu, atmosfērā ~ 10 dienas. Relatīvi maznozīmīgs ir t.s. juvenilo ūdeņu apjoms, proti to ūdeņu apjoms, kas veidojas Zemes degazācijas procesā un hidroloģiskajā ciklā tieši neiesaistās. Vienlaikus relatīvi stabilais ūdens daudzums uz Zemes virsmas pašlaik nenozīmē to, ka tāds tas bijis Zemes attīstības gaitā. Piemēram, pēdējā Pleistocēna apledojuma maksimālās izplatības laikā (apmēram pirms 18- 23 000 gadiem) ledāju masa uz kontinentiem pieauga par aptuveni 47 ´ 106 km3 (atbilst aptuveni 3.5 % no okeānu masas). Arī citos vēsturiskajos periodos bilance starp ūdeņu masu dažādās tilpnēs visai ievērojami mainījās, respektīvi, mainījās līdzsvars starp hidroloģiskā cikla komponentiem.

    3. DABAS ŪDEŅU ķīmiskā sastāva veidošanās procesi

    Dabas ūdeņu ķīmiskā sastāva veidošanās process ir visai sarežģīts: to ietekmē daudzi faktori, kuru vidū vispirms jāmin fizikāli ģeogrāfiskie un ģeoloģiskie nosacījumi (reljefs, klimats, iežu veidošanās un dēdēšana, augsnes sega, augu valsts).
    Konkrētās vietas reljefs netieši ietekmē ūdeņu sastāvu. Reljefs vispirms ietekmē ūdensapmaiņas režīmu - virszemes un pazemes noteci, nokrišņu sadalījumu. Vietas reljefs ietekmē arī sāļu migrācijas procesus augsnēs, to pārpurvošanās tendences, kuras savukārt ietekmē ūdens sastāvu. Klimata ietekme uz ūdeņu sastāvu izpaužas kā meteoroloģisko apstākļu nozīme, un galvenie faktori, kas ar to saistīti, ir nokrišņu daudzums un režīms, temperatūras un ūdeņu iztvaikošanas režīms. Tā kā atmosfēras nokrišņu mineralizācija ir zemāka par virszemes ūdeņu mineralizāciju, lieli nokrišņu daudzumi to var pazemināt. No otras puses, gaisa masu pārrobežas pārneses rezultātā, it īpaši mūsdienās, gaisa masās esošās vielas var "pāriet" nokrišņu sastāvā. Šādā ceļā veidojas "skābie lieti", un šāda tipa procesi lielā mērā ir atbildīgi arī par vides piesārņojumu ar stabilajām organiskajām vielām - dzīvsudrabu, hlororganiskajām vielām.
    Cits faktoru kopums, kas ietekmē ūdens ķīmisko sastāvu, saistās ar dažādu sāļu šķīdības izmaiņu, mainoties temperatūrai un citiem procesiem, kuri nosaka izšķīdušo vielu daudzumu un atrašanās formas. Reģiona klimats būtiski ietekmē tādu ūdens sastāva veidošanās faktoru kā iztvaikošanas process. Būtiska loma ir tādiem procesiem kā iežu dēdēšana.

    3.1. IEŽI UN MINERĀLI, KURU VEIDOŠANĀS UN DĒDĒŠANA NOSAKA ŪDEŅU SASTĀVU

    Dabiskie minerāli un ieži var veidoties un sadrupt (dēdēt) fizikālo (mehānisko), ķīmisko un bioloģisko faktoru iedarbības rezultātā. Iežu dēdēšanu nosaka tas, ka minerāli, kas veidojas augstas temperatūras un spiediena apstākļos, var būt nestabili kontaktā ar ūdeni, īpaši, ja tas piesātināts ar ogļskābo gāzi un skābekli. Ķīmiskā dēdēšana notiek, iedarbojoties dabas ūdeņiem, tajos izšķīdušai ogļskābai gāzei, sāļiem, organiskajām vielām. Šo procesu pamatā ir oksidēšanās-reducēšanās, kas norit ar minerālos saistītajām vielām, to hidrolīze, izšķīšana, jonu hidratācija un to pārveidošanās tādās daļiņās, kuras atrodas dabas ūdeņos. Ķīmiskā dēdēšana galvenokārt norit vai nu ar ogļskābes (karbonātu), sulfātu vai arī ūdeņu organisko vielu aktīvu līdzdalību. Iežu dēdēšanas procesi ir viens no galvenajiem faktoriem, kas būtiski ietekmē dabas ūdeņu minerālo sastāvu. Mūsdienās, piemēram, alumīnija satura līmeņus dabas ūdeņos ietekmē pastiprināta alumosilikātu dēdēšana skābo lietu ietekmē.
    Minerāli ir dabā sastopami neorganiski savienojumi, kuriem ir kristāliska struktūra un noteikts ķīmiskais sastāvs. Ieži ir pastāvīgi ģeoloģiski ķermeņi, kurus veido minerālu sakopojumi (agregāti). Minerāli veido Zemes garozu. Iežus pēc to izcelsmes iedala magmatiskajos, nogulumu un metamorfajos iežos.
    Magmatiskie ieži veidojas no magmas, tai atdziestot un sacietējot Zemes dzīlēs (dziļumieži) vai izplūstot Zemes virspusē vulkāniskās lavas veidā (izlijumieži). Magmas veidošanos Zemes dzīlēs un tās kustību nosaka Zemes attīstības procesi. Magmatisko iežu klasifikācija pamatojas uz to veidojošo iežu sastāvu un to kristālisko struktūru. Pēc ķīmiskā sastāva, atkarībā no SiO2 daudzuma izšķir ultrabāziskos, bāziskos, vidēji skābos un skābos iežus. Bāziskajos iežos SiO2 daudzums nepārsniedz 50 -55 %, tiem raksturīgs paaugstināts Al, Ca, Fe un Mg daudzums, bet neliels Na un K saturs. Ultrabāziskajos iežos SiO2 daudzums ir mazāks par 45 %. Tiem raksturīga melna krāsa un ļoti liels blīvums. Šajos iežos veidojas daudzu smago metālu rūdu atradnes. Skābajos iežos SiO2 saturs pārsniedz 65 %. Tiem raksturīga gaiša krāsa un relatīvi niecīgs blīvums. Tipiska pazīme ir kvarca graudi, kas sastāda 20 - 30 % iežu apjoma. Magmatiskie ieži pamatā sastāv no O, Si, Al, Fe, Mg, Ca, Na, K, kurus sauc par iežus veidojošajiem elementiem. Bez tiem magmatisko iežu sastāvā ietilpst arī tā saucamie izkliedētie elementi, kuri lielā mērā ietekmē iežu ģeoķīmisko raksturu. Izdala 3 izkliedēto elementu grupas:
    1. Litofīlie elementi veido noturīgus savienojumus ar skābekli, veidojot silikātus vai oksīdus;
    2. Halkofīlos elementus raksturo spēja veidot kovalentu saiti ar sēru, veidojos sulfīdus;
    3. Siderofīlie elementi var atrasties kā tīrradņu metāli.
    Metamorfiskie ieži veidojušies no magmatiskajiem iežiem un nogulumiežiem, kā arī senākiem metamorfiem iežiem metamorfisma procesos. Metamorfisms ir endogēno procesu kopums, kuros paaugstinātas temperatūras, spiediena un ķīmiski aktīvu šķīdumu un gāzu iedarbībā mainās iežu minerālsastāvs un uzbūve. Metamorfos iežus iedala 5 grupās:
    1. Mālainie ieži jeb mālieži;
    2. Kvarca-laukšpata ieži (metamorfizēti arkozie un skābie izvirdumieži);
    3. Kalcijsaturošie ieži (metamorfizēti kaļķakmeņi un dolomīti ar kvarca un mālaina materiāla piejaukumu);
    4. Bāziskie ieži (metamorfizēti bāziskie un vidēja sastāva ieži, ieskaitot tufus un merģeļus);
    5. Magnijsaturošie ieži (metamorfizēti ultrabāziska sastāva ieži, serpentinīti, kā arī ar magniju un dzelzi bagāti nogulumieži).
    Nozīmīgākie nogulumieži ir māli, drupu ieži (smilšakmeņi, brekčijas, konglomerāti) un karbonātieži. Mālainajos iežos galvenā nozīme ir silikātiem un alumosilikātiem, bet to sastāvā liela nozīme ir arī kālija, magnija un dzelzs savienojumiem. Karbonātieži sastāv no magnija un kalcija karbonātiem. Bieži sastopami mālaini karbonātieži jeb merģeļi.
    Nozīmīgākie Latvijas teritorijā sastopamie ieži un minerāli, kuru dēdēšana var ietekmēt ūdeņu sastāvu, apkopoti 3.1. tabulā.
    Ūdens sastāvs veidojas šķīstot ūdens vidē minerāliem un iežiem, vai arī tiem ķīmiski pārveidojoties. Minerālu šķīdība ir to daudzums, kas izšķīst ūdenī veidojot līdzsvaru sistēmā: minerāls cietā fāzē/to veidojošās vielas un joni šķīdumā. Piemāram, sistēmā barīts/ūdens bārija un sulfātjonu līdzsvara koncentrācija šķīdumā ir ~ 10-4.99 mol/l. Minerālu šķīdību ietekmē vides pH, temperatūra, minerālu daļiņu izmēri (īpatnējā virsma), kā arī izšķīdušo vielu koncentrācijas šķīdumā.
    3.1. tabula
    Galvenie minerāli, kas ietekmē Latvijas dabas ūdeņu ķīmiskā sastāva veidošanos

    Minerāli, to formulaIzplatība LatvijāIetekme uz ūdens ķīmiskā sastāva veidošanosMagmatiskie iežiMetamorfie iežiNogulumieži
    Kvarcs SiO2ļoti izplatītsmaza***
    Plagioklāzs CaAlSi2O8ļoti izplatītsvidēja***
    Ortoklāzs/mikroklīns KAlSi3O8ļoti izplatītsmaza***
    Amfiboli NaCa2(Mg,Fe,Al)5Si8O22(OH)2vidēji izplatītsvidēja***
    Biotīts K(Mg,Fe)3AlSi3O10(OH)2vidēji izplatītsmaza***
    Muskovīts KAl2Si3O10(OH)2vidēji izplatītsmaza**
    Hlorīts (Mg,Al,Fe)6(Si,Al)4O10(OH)8maz izplatītsvidēja***
    Piroksēni Ca(Mg,Fe,Al)Si2O8vidēji izplatītsvidēja***
    Olivīns (Mg,Fe)2SiO4maz izplatītsvidēja***
    Granāts Fe3Al2(SiO4)3maz izplatītsmaza*
    Mālu minerāli
    Kaolinīts AlSi2O5(OH)4vidēji izplatītsliela**
    Montmorilonīts Al2Si4O10(OH)2vidēji izplatītsliela*
    Illīts KAl2(AlSi3O10)(OH)2ļoti izplatītsliela*
    Karbonāti
    Kalcīts/aragonīts CaCO3ļoti izplatītsliela*
    Dolomīts CaMg(CO3)2ļoti izplatītsliela*
    Oksīdi/hidroksīdi
    Hematīts Fe2O3vidēji izplatītsliela*
    Getīts/limonīts FeOOHvidēji izplatītsliela*
    Sulfīdi
    Pirīts FeS2maz izplatītsliela***
    Sulfāti
    Ģipsis CaSO4 ´ H2Oļoti izplatītsliela*
    Anhidrīts CaSO4maz izplatītsliela*
    Celestīts SrSO4maz izplatītsliela*



    3.2. IEŽU DĒDĒŠANA UN TĀS IETEKME UZ ŪDEŅU SASTĀVU

    Galvenie minerāli, kuru dēdēšanas procesi ietekmē dabas ūdeņu sastāvu, ir akmenssāls (NaCl), ģipsis (CaSO4 ´ 2H2O), kalcīts (CaCO3), dolomīts (CaMg (CO3)2) un alumosilikāti.
    Izšķir kongruento (galīgo) un inkongruento (nepilnīgo) izšķīšanas procesu. Kongruentā izšķīšanas procesa rezultātā minerāls pilnīgi izšķīst, veidojot tikai ūdenī šķīstošas vielas. Šādas minerāla izšķīšanas piemērs ir kalcīta un forsterīta izšķīšanas reakcijas:

    CaCO3 + 2H+ --> Ca+2 + H2O + CO2
    Mg2SiO4 + 4H+ --> 2Mg+2 + H4SiO4

    Inkongruentās izšķīšanas rezultātā veidojas ūdenī šķīstošas vielas un jauns minerāls. Šādas izšķīšanas piemērs ir minerāla getīta pārvēršanās izšķīšanas procesā par albītu:

    NaAlSi3O8 + H+ + 7H2O --> Na+ + Al(OH)3 + 3H4SiO4

    Galvenās vielu grupas, kuras ietekmē minerālu izšķīšanas procesu, ir ūdenī izšķīdušas skābes (ogļskābe, sērskābe, sērūdeņražskābe, organiskās skābes, humīnskābes), gāzes. Minerālu stabilitāte (izturība pret dēdēšanas procesu) ir visai atšķirīga un pieaug šādā rindā: halīts > ģipsis > pirīts > kalcīts > dolomīts > olivīns > piroksēni > amfiboli > biotīts > laukšpats > muskovīts > smektīts > kvarcs > kaolinīts > gibsīts > getīts. Tas nozīmē, ka augsnē, kas ir vairāku minerālu maisījums, daži no tiem izšķīdīs ievērojami ātrāk par citiem. Silikāta minerāli visumā ir stabilāki pret dēdēšanu nekā karbonātu minerāli, bet, no otras puses, tie minerāli, kas ir veidojušies augstās temperatūrās, kristalizējoties izkusušai magmai, visumā ir mazāk inerti nekā tie metamorfie minerāli, kas ir veidojušies apstākļos, kas ir tuvi tiem, kuri valda litosfēras augšējā daļā.
    No minerālu dēdēšanas procesiem, ņemot vērā to, kā tie ietekmē dabas ūdeņu sastāvu, nozīmīgākie ir silikātu un karbonātu dēdēšanas procesi. Silikātu minerālu dēdēšana galvenokārt norit, tiem izšķīstot inkongruenti, respektīvi, veidojot jaunus minerālus, parasti savienojumus ar alumīnija un dzelzs oksīdiem un hidroksīdiem. Kongruenta izšķīšana tipiska tikai olivīniem, amfibolam un piroksēniem, ja tajos ir zems dzelzs saturs. No silikātu minerāliem litosfēras augšējā daļā visplašāk ir izplatīti plagioklāzu laukšpati. Augsnē to izšķīšana tipiski norit, iedarbojoties uz minerāliem organiskām skābēm, piemēram, skābeņskābei, kura veidojas mikroorganismu darbības rezultātā. Līdz ar to minerāla albīta izšķīšanas process augsnē norit šādi:

    H2C2O4 --> 2H+ + C2O4-2
    4H+ + 4H2O + NaAlSi3O8 --> Al+3 + Na+ + 3H2SiO4
    Al+3 + C2O4-2 --> Al(C2O4)+

    Ogļskābās gāzes klātbūtnē albīta izšķīšanas process norit saskaņā ar šādu vienādojumu:

    7H2O + H2CO3 + NaAlSi3O8 --> Al(OH)3 + Na+ + HCO3- + 3H2SiO4

    Radušies savienojumi var reaģēt savā starpā, veidojot kaolinītu- vienu no mālu galvenajām sastāvdaļām:
    2H4SiO4 + 2Al(OH)3 -->Al2Si2O5(OH)4 + 5H2O

    Karbonātu iežu izšķīšanas process ir ievērojami vienkāršāks nekā silikātu šķīšana. Karbonātu izšķīšana parasti norit kongruenti un tajā piedalās ogļskābe. Kalcīta un dolomīta izšķīšanas reakcijas norit šādi:

    CaCO3 + H2CO3 --> Ca+2 + 2HCO3-
    CaMg(CO3)2 +2 H2CO3 --> Ca+2 + Mg+2 + 4HCO3-

    No sulfīdu minerāliem nozīmīgākais ir pirīts FeS2. Tā dēdēšana norit gaisa skābekļa klātienē, bet tās gaita atšķiras atkarībā no tā, vai reakcijas norit neitrālā vai bāziskā vidē:

    4FeS2 + 16O2 + 8H2O --> 2Fe2O3 + 8H2SO4
    4FeS2 + 15O2 + 8H2O + 16CaCO3 --> 2Fe2O3 + 16Ca+2 + 8SO4-2 + 16HCO3-

    Ļoti būtiski dabas ūdeņu sastāvu, īpaši Latvijas apstākļos, ietekmē vielu izskalošanās no augsnes. Šī ietekme var izpausties divējādi:
    1) izmainot to ūdeņu ķīmisko sastāvu, kas tiek drenēti caur augsnēm;
    2) ietekmējot gruntsūdeņu ķīmisko sastāvu.
    Katra šī procesa intensitāti nosaka augsnes tips un sastāvs. Ar organiskajām vielām (humusu) bagātās augsnēs un purvainās vietās, pirmkārt, notiek ūdeņu bagātināšanās ar humusvielām. Melnzemes, bet it īpaši mālainas (smilšmāla, māla, lesa) augsnes veicina dabas ūdeņu jonu sastāva izmaiņas. Jāatzīmē, ka ūdeņu mijiedarbības process ar augsnēs esošajām minerālajām vielām norit ar aktīvu CO2 līdzdalību.
    Dabas ūdeņu ķīmisko sastāvu būtiski ietekmē arī tādu procesu kopums kā apmaiņa starp šķīdumā un cietā agregātstāvoklī (fāzē) esošiem (ar minerāliem vai augsni saistītiem) joniem. Jonu apmaiņas procesu intensitāte ir atkarīga no iežu dispersitātes (daļiņu izmēra), pH, jonu tipa un koncentrācijas. Jo mazāki ir minerālu daļiņu izmēri un lielāka to īpatnējā virsma, jo intensīvāk noris apmaiņas procesi. Piemēram, no mālie augstakā katjonu apmaiņas kapacitāte piemīt montmorilonīta māliem. Dažādu jonu spēju stāties apmaiņas reakcijā, izspiežot otru jonu no cietās fāzes virsmas

    - Me + Y+n -Y + Me+n
    var izkārtot rindā:
    H+ > Fe+3 > Al+3 > Ba+2 > Ca+2 > Mg+2 > K+ > Na+

    Tātad, ja, piemēram, ar kalcija joniem bagātināts ūdens šķīdums nokļūst kontaktā ar minerālu daļiņām, kuru sastāvā ietilpst nātrijs, tad nātrija joni iežu kristāliskajā režģī daļēji var tikt aizstāti ar kalcija joniem. Visu šo apmaiņas procesu intensitāti visspēcīgāk ietekmē pH (ūdeņraža jonu) un citu jonu koncentrācija ūdens vidē.
    Dažādu mālu spēja stāties aizvietošannas reakcijā raksturotas 3.2. tabulā.
    3.2. tabula
    Mālu īpašības, kas ietekmē to katjonu apmaiņas kapacitāti

    ĪpašībaMontmorilonītsIllītsKaolinīts
    Daļiņu izmēri, m0.01-1.000.1-2.00.1-5.0
    Īpatnējā virsma (m2/g)600-800100-1205-20
    Katjonu apmaiņas kapacitāte (meq/100 g)80-10015-403-15
    Ūdeņu sastāva veidošanos ietekmē arī adsorbcijas procesi. Izšķir fizikālo adsorbciju (noris bez sorbējamās vielas un sorbenta- minerāla ķīmiskas iedarbības) un ķīmisko adsorbciju vai hemosorbciju, kuras laikā notiek ķīmiska reakcija starp sorbentu un sorbējamo vielu. Fizikālā adsorbcija ir apgriezenisks process, kuru raksturo noteikts dinamiska līdzsvara stavoklis. Adsorbcijas procesa izpētei izmanto sorbcijas izotermas sistēmā "ūdens-iezis" ūdenī izšķīdušas vielas klātbūtnē. Adsorbcijas izotermas, atkarībā no mijiedarbības rakstura starp sorbējamo vielu un sorbentu, apraksta:

    · Lengmīra vienādojums;
    q = aC/(1-bC)
    · Freindliha vienādojums;
    q = KFr C1/n
    · Henri vienādojums
    q = KHC
    kur: q - piesārņojošās vielas līdzsvara daudzums;
    C- sorbējamās vielas līdzsvara koncentrācija šķīdumā;
    a, b - Lengmīra adsorbcijas vienādojuma empīriskie koeficienti;
    KFr, KH - Freindliha un Henri vienādojumu empīriskie koeficienti.
    Adsorbcijas procesa ātrums atkarīgs no sorbējamās vielas un sorbenta īpašībām (3.3. tabula), koncentrācijas temperatūras, sorbenta virsmas platības un citiem faktoriem.

    3.3. tabula
    Dažādu minerālu adsorbcijas spējas (Pazemes ūdeņu aizsardzība, 1997)

    Sorbents
    Sorbcijas veidi
    Fizikālā adsorbcijaHemosorbcijaJonu apmaiņa
    Montmorilonīts++++++++
    Kaolinīts+++++
    Illīts++++++
    Muskovīts+++++
    Kvarcs++-
    Getīts++++++
    Hematīts++++++
    "+++" -adsorbcijas spējas ļoti labas; "++" - adsorbcijas spējas labas; "+" - adsorbcijas spējas vājas; "-" adsorbcija nenotiek


    Arī bioloģiskie faktori ietekmē ūdens sastāva veidošanās procesus. Īpaši tas saistāms ar mikroorganismu darbību. Bioloģisko faktoru kopums nosaka dabas ūdeņu bioloģisko-biogēno transformāciju, kas savukārt ietekmē mikroelementu un nosaka organisko vielu saturu. Mikroorganismi atrodami pat pazemes ūdeņos līdz 1000 m dziļumā un var attīstīties temperatūrā 0-85 - 90° C. Mikroorganismu darbības ietekmē var notikt tādi procesi kā sēra, slāpekļa, oglekļa savienojumu transformācija. Mikroorganismu klātbūtne principiāli ietekmē gāzu režīmu un nosaka organisko vielu sintēzes, sadalīšanās un transformācijas procesus. Mikroorganismu klātbūtne ir galvenais faktors, kas nosaka vidi piesārņojošo un toksisko vielu degradācijas procesus. Aktīvi ūdens kvalitāti un sastāvu ietekmē augstākie augi un dzīvnieki.
    Noslēdzošais etaps ūdeņu kvalitātes veidošanā ir dažādu ūdeņu sajaukšanās procesi, kuru rezultātā var mainīties ūdeņu sastāvs, piemēram, mazšķīstošu sāļu veidošanas gadījumā.

    CaSO4 + 2NaHCO3 --> Na2SO4 + CaCO3 + H2O + CO2
    CaCl2 + Na2SO4 + 2H2O --> 2NaCl + CaSO4 ´ 2H2O

    4. DABAS ŪDEŅU ĶĪMISKĀS ĪPAŠĪBAS

    Dabas ūdeņi uzskatāmi par kompleksu sistēmu, kas sastāv no daudzām ūdenī izšķīdušām vielām. Vienlaikus šīs vielas piešķir ūdeņiem īpašības, kuras nosaka izšķīdušo un suspendēto vielu mijiedarbības raksturs.
    4.1. Skābes - bāzes līdzsvars dabas ūdeņos

    Lielākoties dabas ūdeņu pH ir robežās no pH 6 līdz pH 8 un saglabājas konkrētajam ūdeņu tipam stabils. Dabas ūdeņu sastāvu ietekmē skābju un bāzu savstarpējās reakcijas. Gan skābes, gan bāzes veidojas vulkānisku procesu rezultātā, dēdējot iežiem, cilvēka darbības un bioloģisko faktoru iedarbībā. Dzīvie organismi spēj saistīt CO2, veidot kalcija karbonātu, kā arī ietekmēt litosfērā esošo vielu izšķīšanu. No iežiem, kas īpaši nozīmīgi var ietekmēt ūdeņu pH, jāmin karbonāti (dolomīts, kaļķakmens un citi), kuriem šķīstot, veidojas hidrogēnkarbonātjoni, kas savukārt var ietekmēt dabas ūdeņu reakciju. Ūdeņu mijiedarbībā ar atmosfērā esošajām vielām (CO2, SO2, SO3) var radīt ūdeņu paskābināšanos. Arī dabiskas izcelsmes organiskas skābes - humusvielas, var ietekmēt ūdeņu pH. Ūdeņu skābuma (pH) regulācijā piedalās dažādas bufersistēmas- reakciju kopumi, kuri stabilizē ūdeņu sastāvu. Līdz ar to dabas ūdeņu skābes- bāzes īpašības raksturo:
    · intensitātes faktors (pH);
    · kapacitātes faktors (skābes vai bāzes kapacitāte).
    Sasakaņā ar protolītisko teoriju par skābi var uzskatīt vielu, kas var atdot protonu jebkurai citai vielai, bet bāze ir viela, kas protonu var saistīt. Līdz ar to skābas HA (H- protons; A- skābes atlikums, anjons) reakciju ar ūdens molekulu var aprakstīt ar šādu vienādojumu:

    HA + H2O H3O+ + A-

    Šo reakciju raksturo ātruma konstante KHA, kuru var saistīt ar pH:

    KHA = [H+] [A-]/[HA]
    pH = pKHA + log [A-]/[HA]

    Skābes stiprumu nosaka tās spēja atdot protonu (4.1. tabula)

    4.1. tabula
    Skābju skābuma konstantes ūdens vidē (25° C) (Stumm and Morgan 1996)

    SkābepKHA
    HClO4 perhlorskābe
    HCl sālsskābe
    H2SO4 sērskābe
    HNO3 slāpekļskābe
    CH3COOH etiķskābe
    H2S sērūdeņražskābe
    HCN ciānūdeņražskābe
    H2O2 ūdeņraža peroksīds
    - 7
    - 3
    - 3
    -1
    4.7
    7.1
    9.2
    11.7

    Dabas ūdeņos galveno katjonu un anjonu koncentrāciju summas ir aptuveni vienādas šķīduma elektroneitralitātes nosacījuma dēļ.

    [Na+] + [K+] + 2 [Ca+2] + 2 [Mg+2] + [H+] [Cl-] + [HCO3-] + 2 [CO3-2] + 2 [SO4-2] + [NO3-]

    Būtiska nozīme dabas ūdeņos ir to bāzes - skābes līdzsvaram. Galvenā loma tā veidošanās procesos ir HCO3-, CO3-2 un OH- jonu attiecībai un to kopējam daudzumam. Neitrālā ūdenī spēkā ir vienādojums

    [H+] = [HCO3-] +2 [CO3-2] + [OH-]

    Oglekļa neorganiskie savienojumi dabas ūdeņos mijiedarbojas savā starpā, veidojot ūdeņu karbonātu sistēmu. Ogļskābā gāze (koncentrācija atmosfērā 0.033 tilp. %) šķīst ūdenī (CO2 šķīdība ūdenī pie T= 0°C ir ~ 1.1 mg/l, bet pie T=30°C šķīdība ir ~ 0.4 mg/l). CO2 izšķīstot ūdenī veidojas hidratēta CO2 molekula, kas tikai relatīvi lēni (reakcijas 1/2 ~ 15 sekundes) reaģē ar ūdens molekulu, veidojoties ogļskābei. Šis ir līdzsvara process.

    CO2 CO2 šķ + H2O H2CO3

    Ogļskābe, kas ir uzskatāma par vāju skābi, tālāk disociē, veidojot hidrogēnkarbonāt- un karbonātjonus.
    H2CO3 H+ + HCO3-
    HCO3- H+ + CO3-2
    Visu šo procesu ātrumu apraksta attiecīgas līdzsvara konstantes:

    KH2CO3 = [H+][HCO3-]/[H2CO3]
    KHCO3- = [H+][CO3-2]/[HCO3-]

    Līdzsvaru šajā sistēmā ietekmē vides pH un oglekļa savienojumu atrašanās formas un vides pH saistošas likumsakarības attēlotas 4.1. attēlā.
    Visai karbonātu sistēmai ūdeņraža jonu aktivitāti aH var izvērtēt pēc vienādojuma:
    aH= KH2CO3 ´ KCO2 ´ pCO2 / aHCO3-

    Ūdeņu karbonātu sistēmai, ja zināms ūdeņu pH un summārā jonu aktivitāte, var aprēķināt katra sistēmas komponenta aktivitāti.


    4.1. attēls
    Sakarība starp vides pH un reakciju līdzsvaru sistēmā CO2/H2CO3 (Wetzel 1996)

    Bez tam jāatzīmē, ka tīra ūdens, kurš atrodas kontaktā ar gaisa ogļskābo gāzi, pH nosaka hidrogēnkarbonātu un karbonātu attiecības. Tā, ja CO2 daudzums gaisā ir 0,04 tilp. %, temperatūra 25° C, tad ūdens pH ir 5,64. Tādam būtu jābūt tīra lietus ūdens pH.
    Hidrogēnkarbonātu klātbūtne nosaka lielākās daļas dabas ūdeņu spēju neitralizēt protonus. Šo ūdens īpašību apzīmē par ūdens sārmainību un eksperimentāli to nosaka, titrējot ūdens paraugu ar sālsskābi. Ūdens sārmainību S0 var definēt kā bāziska rakstura anjonu summu.

    S0 = [HCO3-] + 2[CO3-2] + [OH-]

    Eksperimentāli ūdens sārmainību nosaka, titrējot ūdeni ar HCl vispirms fenolftaleīna klātbūtnē (krāsu pāreja notiek pie pH 8.3 un attitrējas HCO3- un CO3-2) un pēc tam metiloranža klātbūtnē (krāsu pāreja pie pH 4.5 un attitrējas OH- joni).
    Ūdeņu skābumu (A) var definēt kā kopējo skābju satura summu ūdenī:

    A = [HA] + [H+] - [OH-]

    Ūdeņu sārmainībai ir liela nozīme fotosintēzes procesos, kuros tiek izmantoti ūdenī izšķīdušie oglekļa neorganiskie savienojumi.


    CO2 + H2O + h --> {CH2O}n + O2
    HCO3- + H2O + h --> {CH2O}n + O2 + OH-

    Kā redzams, tad fotosintēzes procesā, īpaši, ja nenotiek atbilstoši intensīva CO2 pieplūde, var pieaugt ūdenstilpes pH. Tāpēc ūdens sārmainību var izmantot par kritēriju pirmējās produkcijas procesu vērtējumam. Ar to arī var izskaidrot parādību, ka intensīvas fotosintēzes procesu laikā pH ūdenskrātuvēs var sasniegt pat pH 10, kas, protams, nelabvēlīgi ietekmē visu ekosistēmu.
    Dabas ūdeņu karbonātu sistēmā liela loma ir ne tikai procesiem ar ogļskābās gāzes līdzdalību, bet arī karbonātu iežu šķīšanai. Dabā sastopami daudzi karbonātu ieži, no kuriem nozīmīgākie ir divas kalcija karbonātu CaCO3 formas - kalcīts un aragonīts, kā arī dolomīts CaMg(CO3)3. Tiešajiem šo savienojumu izšķīšanas procesiem ir nenozīmīga loma, taču ogļskābās gāzes klātbūtnē karbonātiežu šķīšanas ātrums kļūst atkarīgs no CO2 daudzuma gaisā un ūdenī.

    CaCO3 + CO2 + H2O --> Ca+2 +2 HCO3-

    Šajā procesā izveidojušies anjoni iekļaujas vispārējā karbonātu sistēmā un ietekmē ūdens pH.
    Mūsdienās aktuāls ir kļuvis jautājums par ūdenstilpju paskābināšanos, kuru izsauc atmosfēras nokrišņu pH izmaiņas.
    Sēra un slāpekļa oksīdu emisijas pieaugums noved pie tā, ka, tiem fotoķīmiski oksidējoties atmosfērā, veidojas attiecīgās skābes un nokrišņu pH var pazemināties līdz pat pH ~ 2-3. Jēdziens "skābie lieti" radās jau 1872. gadā. Nokrišņu paskābināšanos rada sēra un slāpekļa oksīdu fotoķīmiska oksidēšanās atmosfērā, sekojoša reakcija ar atmosfērā esošajiem ūdens tvaikiem, veidojot sērskābi, slāpekļskābi un sērpaskābi, un izkrišana ar atmosfēras nokrišņiem lietus vai sniega veidā. Tīra lietus pH ir 5.6 un to nosaka ūdenī izšķīdušās ogļskābās gāzes disociācija. Ja lietus ūdeņi satur skābes, to pH pazeminās. Nokrišņu paskābināšanās izsauc arī virszemes ūdeņu paskābināšanos.
    Dabiskajās ūdenskrātuvēs var izdalīt vairākus to paskābināšanās etapus. Pirmajā fāzē skābu ūdeņu pieplūde praktiski neietekmē vidējo pH. Šādu efektu nodrošina zināma dabisko ūdeņu buferkapacitāte, kuru nosaka karbonātu klātbūtne ūdenī. Paskābināšanās procesa pirmajā fāzē ūdeņraža joni tiek patērēti hidrogēnkarbonātu jonu neitralizēšanai.
    Ja ūdeņu sārmainība kļūst mazāka par 0,1 mol/l, dabas ūdeņu buferkapacitāte ir izsmelta. Šādās ūdenskrātuvēs intensīvākā skābo ūdeņu pieplūdes periodā (rudenī, bet it īpaši pavasarī, sniega kušanas laikā) iespējama strauja pH pazemināšanās. Šos procesus kaut kādā mērā spēj kompensēt bāzisko iežu pastiprināta šķīšana. Nepieciešams atzīmēt, ka pat īslaicīga ūdeņu pH pazemināšanās rada nopietnas ekoloģiskas sekas. Īpaši jāatzīmē paskābināšanās ietekme uz bentosa organismiem, zivju ikriem un citiem ūdens organismiem to attīstības sākumstadijā.
    Paskābināšanās procesu tālākā attīstībā ūdens pH stabili atrodas zem 5,5. Šādas ūdenstilpes apzīmē par mēreni skābām. Šajā ūdenstilpes paskābināšanās stadijā notiek spēcīgas tās ekosistēmas izmaiņas.
    Noslēdzošā ūdenskrātuvju paskābināšanās raksturojas ar stabilu pH izveidošanos (pH < 4,5), kas saglabājas pat tad, ja atmosfēras nokrišņu skābums ir zemāks. Šādu efektu var izskaidrot ar humusvielu, magnija un alumīnija savienojumu klātbūtni ūdenī. Kopumā šīs vielas, vai nu saistot, vai atdalot protonus, stabilizē pH vērtību.
    Pie pazeminātas ūdens pH vērtības pieaug ķīmisko procesu, ar alumīnija līdzdalību, intensitāte. Dabiski alumīnija koncentrācijas ūdenskrātuvju ūdenī ir zemas, tomēr nešķīstošie alumīnija savienojumi - alumosilikāti, kuri ir galvenais mālu, daudzu iežu komponents, veido lielāko daļu ūdenstilpju. Palielinoties ūdenskrātuves skābumam, notiek intensīvs šo savienojumu šķīšanas process, kura rezultātā ūdenī nokļūst alumīnija savienojumi Al+3, Al(OH)2+, Al(OH)+2 un citu jonu veidā. Alumīnija hidroksīda šķīšanas atkarība no pH un izšķīdušā alumīnija koncentrācijas ūdenī parādīta 4.2. attēlā. Ja pH 6, alumīnija līdzsvara koncentrācija ūdenī ir 1,4 ´ 10-4 mg/l, ja pH 5 - 0,14 mg/l, bet, ja pH 4 - 140 mg/l. Pēdējā laikā ir pierādīts, ka tieši alumīnijs ir viens no galvenajiem faktoriem, kas nosaka vides paskābināšanās toksisko iedarbību.
    4.2. attēls.
    Alumīnija atrašanās formas ūdenī no pH 3 līdz pH 9 (Bunce 1994)

    Jautājums par ūdeņu paskābināšanos ir īpaši aktuāls Skandināvijas valstīs, Lielbritānijā un atsevišķos Ziemeļamerikas apvidos, kā arī Ķīnā un dažos Indijas apvidos. To lielā mērā nosaka ne tikai sēra un slāpekļa savienojumu emisija šajos apvidos un transports uz tiem piesārņojuma pārrobežu pārneses rezultātā, bet arī konkrētā apvidus ģeoķīmiskā uzbūve. Konstatēts, ka Zviedrijā, piemēram, ~ 4000 ezeros ūdeņi uzskatāmi par skābiem: pH ~ 5. Šajos ezeros paaugstināta arī alumīnija koncentrācija.
    Ūdeņu paskābināšanās, pirmkārt, ietekmē bioloģiskos procesus tajos. Šī ietekme izpaužas kā noteiktu sugu nomaiņa ar citām, mazāk prasīgām, kas vislabāk redzams, analizējot dažādu zivju pH tolerances intervālu. Vismazāk jutīgas pret vides paskābināšanos ir līdakas, asari, arī zuši, bet visaugstākā jutība pret vides pH pazemināšanos ir lašveidīgajiem, forelēm, vēžiem. Līdzīgi vides pH pazemināšanās ietekmē citu ūdeņu dzīvnieku un augu populācijas. Ja ūdens pH ir zem 4, tad pie šāda vides pH var attīstīties tikai sfagnu un dažas citas sūnas.
    4.2. Reducēšanās-oksidēšanās procesi dabas ūdeņos

    Daudzas reakcijas, kuras norit ūdens vidē, pavada elektronu pāreja no vienas reaģējošās vielas pie citas. Šīs ir oksidēšanās- reducēšanās reakcijas. Par oksidēšanos sauc procesu, kura rezultātā atomi, molekulas vai joni atdod elektronus, bet par reducēšanos sauc procesu, kura rezultātā pievieno elektronus. Oksidēšanās-reducēšanās reakcijām ir ļoti liela loma procesos, kuri norit ūdenstilpēs. Pirmkārt, tas saistāms ar dažādu vielu (organisko) oksidēšanos vai reducēšanos, dabiskajiem vielu ģeoķīmiskajiem cikliem, amonija, nitrāta, dzelzs (+2) oksidēšanos un citām reakcijām (4.2. tabula).
    Reducēšanās- oksidēšanās dabas ūdeņos tipiski norit ar skābekļa līdzdalību, kas līdz ar to veic dažādu ūdeņos esošo vielu oksidēšanu. Ja skābeklis ir patērēts oksidēšanās procesos, tad sāk dominēt procesi ar ūdeņos esošo organisko vielu līdzdalību, kas reducē dažādus neorganiskos jonus.
    Oksidēšanās-reducēšanās procesi ir saistīti ne tikai ar elektronu, bet arī ar protonu pārnesi, tāpēc ūdeņu redokspotenciāla un pH izmaiņas savstarpēji ir cieši saistītas. Dabas ūdeņu redokspotenciāla raksturošanai izmanto brīvo elektronu aktivitātes ae jēdzienu. Pēc analoģijas ar pH skalu izsaka:

    pe = -log (ae)
    pe ir šķīduma oksidēšanas-reducēšanas potenciāla mērs.
    Elektronu aktivitāte ir saistāma ar redokspotenciālu Eh (enerģiju, kas tiek iegūta, reducējot vienu molu ūdeņraža) .



    kur:
    R- universālā gāzu konstante. R = 8.314 J/mol K;
    F- Faradeja skaitlis (96.484 kJ/V geq);
    T- absolūtā temperatūra °K;
    n-pārnesto elektronu skaits.

    4.2. tabula
    Nozīmīgāko dabas ūdeņos esošo vielu tipiskākās oksidēšanās pakāpes

    VielaOksidēšanās pakāpe
    Oglekļa savienojumi
    HCO3-
    CO3-2
    CO2
    C6H12O6
    CH4
    CH3OH
    +IV
    +IV
    +IV
    0
    -IV
    -II
    Sēra savienojumi
    S
    H2S
    FeS2
    FeS
    SO3-2
    SO4-2
    0
    -II
    -II
    -I
    +IV
    +VI
    Slāpekļa savienojumi
    N2
    SCN-
    N2O
    NH3
    NO2-
    NO3-
    HCN
    0
    +II
    +I
    -III
    +III
    +V
    -I
    Dzelzs savienojumi
    Fe
    FeO
    FeCO3
    Fe(OH)3
    0
    +II
    +II
    +III

    Dažu tipisku reakciju pe° reālos dabas ūdeņos:

    NO3- + 2H+ + 2e- --> NO2- + H2O pe° = 14,15
    NO2- + 8H+ + 3e- --> NH4+ + 2H2O pe° = 15,14
    2H+ + 2e- --> H2 pe° = 0

    Tā kā elektronu pārneses procesi ir saistīti ar protonu izdalīšanu vai saistīšanu, tad pe un pH saista matemātiskas sakarības.
    Reakcijai:

    O2 + 4H+ + 4e- --> 2H2O pe° = 20.75
    pe = 20.75 - pH,
    bet reakcijai:
    2H+ + e- --> H2 pe° = 0
    pe = -pH



    4.4. attēls
    Kopsakarības starp dabas ūdeņu pH un to pe (pēc Fergusson 1982). Robežas diagrammā norāda ūdens molekulas stabilitātes intervālu.

    4.4. attēlā parādītas kopsakarības starp dabas ūdeņu pH un to pe vērtībām. Šī diagramma arī parāda ūdens molekulu stabilitātes areālu. Apakšējās robežas pastāvēšanu šajā diagrammā nosaka ūdens molekulas reducēšanās reakcijas varbūtība, bet augšējā parāda apstākļus, pie kuriem var notikt ūdens molekulas oksidēšana. Ūdens vides pe var aprēķināt pēc sekojošām formulām, ja zināms pH un O2 parciālais spiediens () (koncentrācija):
    pe = peo + log 1/4O2 {H+}
    pe = pe0 - pH + log1/4O2

    Saskaņā ar šīm formulām, tīra, ar skābekli piesātināta ūdens pe ir ap 13.
    pH-pe diagrammu izveide ir īpaši nozīmīga, lai analizētu tādu elementu atrašanās formas, kuriem raksturīgas dažādas vērtības vai arī kuri ūdeņos var oksidēties vai reducēties, piemēram, analizējot dzelzs jonu atrašanās formas ūdeņos. Ūdenī dzelzs var atrasties kā joni (Fe+2, Fe+3) vai hidroksīdi (Fe(OH)3, Fe(OH)2). Katras šīs formas atrašanās reģionu ūdens vidē atkarībā no pH-pe parādīta 4.5. attēlā. Saskaņā ar šo diagrammu pie zema pe, augsta pH dzelzs nevar atrasties ūdenī jonu veidā. Protams dzelzs atrašanās formu sadalījums principiāli izmainās, ja ūdenī atrodamas vielas, kuras var sorbēt vai veidot kompleksus ar dzelzs joniem.
    4.5. attēls
    pH-pe diagramma dzelzs atrašanās formām ūdenī (pēc Harrison and de Mora 1996).

    Redoksapstākļus ūdenstilpēs nosaka līdzsvars starp organisko vielu oksidēšanās, fotosintēzes un skābekļa pieplūdes procesiem. Pēdējos, savukārt, būtiski ietekmē ūdens masu sajaukšanās un cirkulācijas procesi.
    Vispār fotosintēzes procesu var izteikt ar vienādojumu:

    CO2 + H2O + h --> (C6H12O6)x + O2

    Ja fitoplanktona (galvenās fotosintezējošās vielas) sastāvu izsaka formula C106H256O110N16P, tad vienādojumu 20.14. var uzrakstīt šādi:

    106CO2 + 16NO3- + HPO4-2 + 122H2O +18 H+ + h --> C106H256O110N16P + 138O2

    Oksidēšanās procesi ir ar pretēju virzību šim vienādojumam.
    Pavasara un rudens ūdenssajaukšanās procesu laikā izšķīdušā skābekļa koncentrāciju nosaka līdzsvara stāvoklis ar atmosfēras skābekli.
    Kad sākas ezera stratifikācijas procesi (att. 4.6.), piemēram, ezeru zemākajos slāņos (hipolimnijā) skābekļa saturs pastāvīgi pazeminās, jo tas tiek patērēts organisko vielu oksidēšanai, kas izkrīt fotosintēzes procesu rezultātā no ezera virsējiem horizontiem (epilimnija). Vai hipolimnijā nesāks dominēt aerobie procesi, viennozīmīgi ir atkarīgs no pieplūstošo organisko vielu daudzuma. Savukārt organisko vielu producēšanas apjomu, galvenokārt, limitē biogēno elementu (NO3-, NH4+, PO4-3) klātbūtne. Oligotrofos ezeros augsts skābekļa saturs saglabājas pat dziļākajos slāņos un redokspotenciāls tajos ir visai augsts.
    Eitrofā ezera hipolimnijā pe palielinās, bet skābekļa koncentrācija samazinās, pieaugot ezera dziļumam, sākot no stratifikācijas procesu uzsākšanās. Šādās ūdenstilpēs notiek sarežģīti redoksprocesi, kuru rezultātā dzelzs (+3) savienojumi reducējas par dzelzs (+2) savienojumiem. Šo procesu rezultātā dzelzs (+3) nešķīstošie fosfāti sadalās un tā rezultātā atbrīvojas lieli daudzumi fosfātu, kas pastiprina eitrofikāciju.
    Nepieciešams atzīmēt, ka tropu ezeros starpība starp dienas un nakts temperatūrām ir tik augsta, ka ūdens masu sajaukšanās procesi novērš ezeru stratifikācijas rašanos. Tāpat var eksistēt arī ķīmiskās stratifikācijas procesi, kad ezera dziļākajos slāņos uzkrājas ūdeņi ar paaugstinātu sāļumu, tātad blīvumu.

    4.3. Vielu atrašanās formas dabas ūdeņos

    Dabas ūdeņi ir sarežģītas sistēmas, kurās nonākot, vielas iedarbojas ar ūdens molekulām, kā arī savā starpā. Šis princips ir īpaši aktuāls, runājot par piesārņojošajām vielām vidē. Ūdens vidē nokļuvušo vielu mijiedarbība ar ūdens molekulām un citām ūdens vidē esošajām molekulām var visai principiāli ietekmēt vielu īpašības (īpaši to toksiskumu) un tālākas pārvērtības (vielu degradāciju, asimilāciju dzīvajos organismos- vielu likteni), tātad ir pamats analizēt vielu atrašanās formas vidē. Tā, piemēram, dzīvsudrabs, nonākot ūdens vidē, spēj pārvērsties un atrasties kā Hg°, Hg+2, dzīvsudraba organiskie savienojumi, dzīvsudraba fulvāti (fulvoskābes sāļi) un sorbēties uz ūdens vidē esošām suspendētām daļiņām. Vielu atrašanās formas līdz ar to ir atkarīgas no vielu reaģētspējas, vērtības (metālu vai neorganisku jonu gadījumā), no vienas puses, bet, no otras puses, no vielu koncentrācijas ūdens vidē, kas spēj mijiedarboties ar metālu joniem. Vielas, kas spēj mijiedarboties ar metālu joniem ūdens vidē, ir joni, organiskas molekulas. Daudziem neorganiskajiem joniem mijiedarbojoties ar metālu joniem, var veidoties mazšķīstoši savienojumi (CaSO4, PbSO4).

    Metāla jonsJonu pāri, metāla helāti, kompleksi ar organiskām vielāmMetāla kompleksi ar humusvielāmMetāli saistīti koloīdās daļiņāsMetāli, saistīti ar minerālu daļiņām
    Pb+2PbHCO3-
    Pb-aminoskābes
    Pb-humāts
    Pb-fulvāts
    Pb-Fe(OH)3Pb-māli
    PbCO3
    0.001 m 0.01 m 1 m
    izšķīdušā viela koloīdas daļiņas suspendētā viela


    4.6. attēls.
    Svina atrašanās formas dabas ūdeņos

    Nozīmīgākā mijiedarbības forma starp metālu joniem un ūdenī izšķīdušajām vielām ir kompleksveidošana. Kompleksos savienojumus ar metālu joniem veido organiskas molekulas, kuras satur karboksil-, fenoksil-, amino-, fosfātgrupas vai heterocikliskas struktūras. Īpaši nozīmīgi ir helāti- stabili metālu jonu kompleksi. Kompleksveidošanās pamatā ir metālu jonu spēja veidot savienojumus ar elektronu donoriem (Luisa bāzēm)- kompleksus savienojumus. Tā kadmija jons spēj mijiedarboties ar cianīdjonu CN-:

    Cd+2 + CN- --> CdCN-

    Tālākas mijiedarbības rezultātā veidojas kompleksi savienojumi Cd(CN)2, Cd(CN)3-, Cd(CN)4-2. Kompleksais jons (molekulas) vienmēr satur jonu vai atomu ap kuru grupējas jeb koordinējas pārējie joni (molekulas). Šādu centrālo jonu vai atomu sauc par kompleksveidotāju. Jonu (molekulas), kas grupējas ap kompleksveidotāju, sauc par ligandiem. Tipiski kompleksi savienojumi ir: K3[Fe(CN)6]- kālija heksaciano (2) ferāts, (NH4)2[Hg(SCN)4]- amonija tetrarodano (2) merkurāts.
    Ja kompleksveidojošā molekula spēj aptvert metāla jonu, tad kompleksa stabilitāte ir augsta un šādu kompleksu sauc par helātu. Tipiski helātveidojoši ligandi ir etilēndiamīntetraetiķskābe (EDTA), pirofosforskābe.

    Nozīmīgākās funkcionalās grupas, kuru klātbūtne var ietekmēt organisku molekulu spēju veidot kompleksu savienojumu ar metālu joniem, ir karboksilgrupas, hidroksilgrupas aminogrupas, heterocikliskas struktūras, hidroksamātgrupas. Arī polifosfāti un polisilikāti uzskatāmi par spēcīgiem kompleksveidotājiem. Liela nozīme ir tādiem dabiskas izcelsmes kompleksveidotājiem kā humusvielu molekulām. Tātad kompleksveidojošo molekulu avots dabas ūdeņos var būt gan to antropogēnais piesārņojums (polifosfāti, EDTA, nātrija citrāts), gan arī dabiskie procesi (polisilikāti, humusvielas, aļģu metabolīti). Kompleksveidošanās kardināli izmaina metālu jonu īpašības ūdens vidē. Kompleksveidošanās ietekmē metālu toksiskumu, respektīvi, iedarbību uz dzīvajiem organismiem. Būtiski var tikt izmainīta arī metālu šķīdība un metālu termodinamiskā stabilitāte, respektīvi, to spēja uzturēties izšķīdušā veidā. Tādejādi tiek paaugstināts metālu kustīgums vidē.
    Kompleksu savienojumu stabilitāti var aprakstīt, izmantojot to stabilitātes konstanti KN`.

    MeLN-1 + L MeLN
    KN` = [MeLN]/[Me][L]N

    Lielumu, kas rāda, kāda daļa no visiem kompleksveidotāja joniem šķīdumā eksistē noteikta kompleksa veidā, sauc par attiecīgā kompleksa veidošanās pakāpi.

    CMe = [Me](1 + KN` [L])N

    Nozīmīga loma ir vielu mijiedarbībai ar koloīdām daļiņām un ūdenī suspendētām vielām. Koloīdas ir daļiņas ar izmēriem 1-100 nm. Koloīdas daļiņas ir termodinamiski stabilas, respektīvi, to uzbūve atļauj tām uzturēties dispersā veidā ilgāku laiku nekā ūdenī suspendētām daļiņām. To nosaka koloīdo daļiņu uzbūve. Koloīdās daļiņas (micellas) sastāv no iekšējās un ārējās sfēras. Iekšējo sfēru veido neitrālu atomu (S, Au) vai molekulu (humīnskābes, Fe(OH)3, alumosilikātu daļiņas) sakopojums, ko sauc par koloīdās daļiņas kodolu. Kodola struktūra parasti ir kristāliska. Ap kodolu izveidojas ārējā (jonogēna) sfēra, ko veido absorbēto jonu un molekulu slānis un difūzo jonu vai molekulu slānis. Absorbētais slānis sastāv no joniem, kas absorbēti tieši uz kodola virsmas un pretjonu daļas, kas izveido otru adsorbcijas slāni Šāda struktūra nosaka to, ka koloīdo daļiņu sabilitāte ir visai augsta un to koagulācija tipiski norit, visai krasi mainoties vides fizikāli ķīmiskajiem apstākļiem. Neorganiskas vielas var sorbēties uz ūdens vidē suspendētām daļiņām, vai reaģēt ar to sastāvā ietilpstošām vielām.
    Tāpat kā neorganiskās vielas, arī organiskās vielas, kuru šķīdība ūdens vidē ir zema, var mijiedarboties ar ūdens vidē izšķīdušām vielām (humusvielām) vai suspendētām, vai koloīdām daļiņām.

    5. DABAS ŪDEŅU SASTĀVS

    Tā kā ūdenī daudzu vielu šķīdība ir ļoti augsta, tad dažādu izšķīdušo vielu saturs dabas ūdeņos var mainīties plašās robežās- no dažiem miligramiem litrā līdz pat desmitiem gramu litrā. Atkarībā no izšķīdušo vielu un jonu koncentrācijas ūdenī, tie iedalās dominējošajos, makrokomponentos un mikroelementos (5.1. tabula).

    5.1. tabula
    Ūdenī izsķīdušo vielu un jonu iedalījums atkarībā no to koncentrācijas

    Ūdenī izšķīdušo vielu koncentrāciju līmeņi
    Dominējošie komponenti (vairāk kā 5 mg/l)
    HCO3-, Ca+2, Mg+2, Si, Na+, Cl-, SO4-2, CO2, O2, organiskās vielas
    Makrokomponenti (koncentrācija 0.01- 10 mg/l)
    CO3-2, Fe, P, NH4+, NO3-, NO2-, K+, F-, H2S
    Mikroelementi (koncentrācija <0.1 mg/l)
    Al, As, Ba, Be, Bi, Br, Cd, Ce, Cr, Co, Cu, Ga, Ge, Au, In, I, La, Pb, Li, Mn, Mo, Ni, Pt, Ra, Se, Ag, Sn, W, U, Zn

    Okeānu, jūru un saldūdens ūdenstilpju ūdeņu ķīmiskais sastāvs ļoti stipri atšķiras (5.2. tabula). Okeāna ūdeņos katjonu izplatība izkārtojas rindā:

    Na+ > Mg+2 > Ca+2 > K+ > = citi katjoni,

    upju ūdeņos šī secība ir šāda :

    Ca+2 > Na+ > Mg+2 > K+ > = citi katjoni.

    Tas pats attiecināms uz anjonu izplatības rindām. Ja jūru un okeānu ūdeņos dominē sulfātjoni, tad saldūdeņos parasti augstākās ir hidrogēnkarbonātu koncentrācijas.
    Galvenais faktors, kas ietekmē dabas ūdeņu sastāvu, ir to veidošanās apstākļi.

    5.2. tabula
    Vidējais dabas ūdeņu sastāvs (Nikanorov and Posohov 1985)
    KomponentiGalveno komponentu saturs, mg/l
    Okeānu ūdeņiUpju ūdeņiLietus ūdens
    Katjoni:
    Na+10 5605,81,1
    Mg2+1 2703,40,36
    Ca2+4002,00,47
    K+3802,10,26
    Anjoni:
    Cl-18 9805,71,1
    SO42-2 650124,2
    HCO-3140351,2
    Br-65------
    F-1------
    5.1. Sārmu metālu sāļi

    Dabas ūdeņos galvenokārt atrodami nātrija sāļi. Nātrija saturs pazemes ūdeņos var sasniegt līdz 50 mg/l, ezeru ūdeņos 0,5-10 mg/l. Nātrijs ūdenī nokļūst, izskalojoties no nātrija hlorīda un citu šķīstošo hlorīdu un sāļu atradnēm, kā arī, sabrūkot dabiskajiem minerāliem - laukšpatam, plagioklāzam un citiem. Ievērojami daudzumi nātrija vidē nokļūst antropogēnā piesārņojuma rezultātā.
    Kālija saturs dabas ūdeņos ir zemāks. Kālijs ūdeņos galvenokārt nokļūst, sadēdējotot tādiem minerāliem kā ortoklāzam, biotītam, laukšpatam, silvinītam. Kālija jonu saturu ūdeņos ietekmē paaugstināta kālija jonu asimilācija augsnē, īpaši, salīdzinot ar nātrija joniem, tā spēja sorbēties uz minerālu daļiņām un iekļauties to struktūrā. Kālija satura līmeņus nosaka tā intensīvā asimilācija ar augiem. Īpaši svarīgs ir kālija un nātrija jonu attiecību līdzsvars dzeramajā ūdenī. Palielināta nātrija jonu daudzuma uzņemšana ar pārtiku var novest pie hipertonijas rašanās, paaugstināt risku saslimt ar vēzi. Jāatzīmē, ka sārmu metālu joni ir dažu fermentu aktivatori (Na+ - amilāzei, K+ - elpošanas un glikolīzes procesu fermentu aktivators).
    Latvijas apstākļos paaugstināti kālija daudzumi var nokļūt ūdeņos, izskalojoties minerālmēsliem no augsnēm, kas nabadzīgas ar humusu. Šādā gadījumā paaugstinātas kālija jonu koncentrācijas var kalpot par piesārņojuma indikatoru.
    Litijs parasti ietilpst ūdeņu sastāvā kā mikroelements. Litija avots var būt tādu minerālu kā piroksēnu, vizlas dēdēšana. Litijs sastopams mineralizētos pazemes ūdeņos. Jūras ūdeņos Li saturs var būt ap 0.1-0.3 mg/l. Tā mikrodaudzumu klātbūtne ūdenī var pazemināt infarkta rašanās risku, kā arī labvēlīgi ietekmēt dažu psihisko saslimšanu ārstēšanu.
    5.2. Sārmzemju metālu sāļi

    No sārmzemju metāliem dabas ūdeņos visvairāk atrodas kalcijs. Kalcijs dabā atrodams vairāk nekā 700 minerālu sastāvā - ģipsis, CaSO4 ´ 2H2O; anhidrīts, CaSO4; dolomīts, CaMg(CO3)2; kalcīts, aragonīts, marmors, CaCO3; anortīts CaAl2(SiO4)2; fluorīts CaF2, granīts. Kalcija un magnija saturs nosaka ūdens cietību. Kalcijs dabas ūdeņos nokļūst kalcija sulfātu saturošu iežu dēdēšanas rezultātā (sulfātu cietība), kā arī karbonātiežu mijiedarbības rezultātā ar oglekļa dioksīdu un ūdeni, veidojoties viegli šķīstošiem hidrogēnkarbonātiem. Šo jonu saturs ūdenī viennozīmīgi ir atkarīgs no ūdeņu veidošanās apstākļiem, respektīvi, no tā, cik ilgi un kādā temperatūrā ūdeņi ir kontaktā ar karbonātu iežiem un gaisu. Karbonāti un hidrogēnkarbonātjoni kopā ar dabas ūdeņu humusvielām nosaka to buferkapacitāti.

    CaMg(CO3)2 + 2(H2O + CO2 H2CO3) --> Ca+2 + Mg+2 +4HCO3-
    CaCO3 + CO2 + H2O --> Ca+2 + 2HCO3-

    No fizioloģiskā viedokļa kalcija klātbūtne ūdenī ir ļoti nozīmīga, jo tas piedalās cilvēka kaulu, zobu, šūnu membrānu veidošanās procesā. Kalcija pareiza bilance ir ļoti nozīmīga ATF un enerģijas, kā arī sārmu metālu pārnesē caur šūnu membrānām.
    Stroncijs sastopams kopā ar pārējiem sārmzemju metāliem, tikai ievērojami niecīgākās koncentrācijās. Stroncija avots ir tādu minerālu kā stroncianīts (SrCO3) un celestīts (SrSO4) dēdēšana. Jūras ūdeņi var saturēt līdz 8 mg/l stroncija. Vielu maiņā tas iesaistās tajos pašos procesos kā kalcijs.
    Bārijs dabas ūdeņos sastopams vēl niecīgākos daudzumos kā stroncijs, tomēr dažādu ražošanas procesu rezultātā dabas vidē var nokļūt visai lieli tā daudzumi, kas nosaka nepieciešamību normēt bārija saturu ūdenī.
    Magnijs kopā ar kalciju nosaka ūdens cietību. Dabā magnijs ietilpst daudzu minerālu sastāvā kopā ar kalciju (dolomīts), kā arī atrodams karbonātu (MgCO3, magnezīts), sulfātu (MgSO4 ´ 7H2O), silikātu (serpentīns, olivīns, azbests, talks) iežu veidā. Magnija avoti ūdeņos ir karbonātu un silikātu dēdēšanas procesi.

    MgCO3 + CO2 + H2O --> Mg+2 + 2HCO3-
    MgSiO3 + 2CO2 + 3H2O --> Mg+2 + 2HCO3- + Si(OH)4

    Magnija līdzsvars ūdeņos tiek uzturēts, tam saistoties karbonātu minerālos un jonu apmaiņas procesos. Magnija nozīmi dabas vidē noritošajos procesos izsaka tas, ka magnijs ietilpst hlorofila sastāvā. Augstākajos organismos magnijam ir liela nozīme tādos procesos kā ATF sintēze, dažu fermentu aktivēšana, nervu impulsu pārnese. Medicīnā izmanto magniju saturošus minerālūdeņus. Visumā biežāk novērojama situācija, kad bīstamas sekas rada magnija deficīts dzeramajā ūdenī, nevis tā palielināts saturs, vēl jo vairāk tāpēc, ka paaugstināta magnija daudzuma klātbūtne jau stipri zem bīstamu koncentrāciju sasniegšanas padara tā izmantošanu par neiespējamu.
    5.3. Ūdens cietība

    Tradicionāli par ūdens cietību uzskata kalcija un magnija satura summu ūdenī. Tomēr par galveno cietību nosakošo faktoru rekomendē uzskatīt kalcija saturu, vai arī Ca, Mg, Sr, Ba jonu kopējo saturu.
    Izšķir šādus ūdens cietības veidus:
    1)kopējā ūdens cietība - kopējais kalcija un magnija jonu daudzums;
    2)karbonātu cietība - kalcija un magnija karbonātu un hidrogēnkarbonātu saturs;
    3)nekarbonātu cietība - sārmzemju metālu sulfātu, hlorīdu, nitrātu, silikātu un citu sāļu daudzums.
    Cietību izsaka miligramekvivalentos (mgekv), milimolos uz litru, cietības grādos, kā arī miligramos litrā (1 mg/l -1 ppm). Ūdens cietība ir uzskatāma par vienu no pirmajiem ūdens kvalitātes rādītājiem, kas tika analizēts. Līdz ar to dažādās valstīs attīstījušās un joprojām pastāv atšķirīgas sistēmas, kā izteikt ūdens cietību (5.3. tabula).

    5.3. tabula
    Dažādas ūdens cietības skalas

    1 vācu cietības grāds, dH°10 mg CaO l
    7.14 mg Ca l
    1.79° franču H°
    1.25° angļu H°
    1 franču cietības grāds, H°10 mg CaCO3 l
    0.56 dH°
    1 angļu cietības grāds, H°10 mg CaCO3 0.7 l
    1 ASV cietības grāds1 mg CaCO3 l
    0.056 dH°
    Starptautiskā ūdens cietības vienība, mval 1 meq/l
    dH°/2.8


    5.4. tabula
    Ūdens cietības novērtējums

    Cietības grāds,
    dH°
    Cietība, mmol/lŪdens cietība
    0-4 0-4ļoti mīksts
    4-8 4-8mīksts
    8-12vidēji ciets
    12-18 8-12diezgan ciets
    18-30ciets
    virs 30 12ļoti ciets

    Ūdens cietība atspoguļo, no vienas puses, kalcija un magnija saturu gruntī, bet, no otras puses, ogļskābās gāzes daudzumu. Tīrā ūdenī (bez CO2) šķīst tikai 14 mg/l CaCO3, bet ūdenī, kas atrodas līdzsvarā ar atmosfēras CO2, var izšķīst līdz 40 mg CaCO3, veidojot hidrogēnkarbonātus (2 cietības grādi). Tā kā augsnē CO2 veidojas dažādu bioloģisku procesu rezultātā un tās koncentrācijas var būt augstākas par līdzsvara koncentrācijām gaisā, tad pazemes ūdeņos ūdens cietība var būt augstāka.
    Ūdens cietībai ir liela praktiska nozīme. Vēsturiski šis jēdziens radās sakarā ar ūdens izmantošanu mazgāšanā. Mazgājot ar ziepēm (taukskābju nātrija un kālija sāļi), cietā ūdenī izdalās grūti šķīstošie taukskābju kalcija un magnija sāļi, kuri apgrūtina putu veidošanos un nosēžas uz mazgājamā objekta. Cieta ūdens izmantošana tehnikā var novest pie tā, ka tehnoloģiskā procesa laikā kalcija un magnija nešķīstošie savienojumi izgulsnējas blīva slāņa veidā (katlakmens). Tas savukārt var novest pie cauruļvadu aizaugšanas, tvaika katlu darbības efektivitātes pazemināšanās (pat sprādziena). Tāpēc daudzās jomās izmanto dejonizētu ūdeni.
    Izvērtējot ūdens cietības fizioloģisko iedarbību, tiek diskutēts jautājums par sakarības - “ciets ūdens -zema mirstība sirds asinsvadu saslimšanas rezultātā” patiesīgumu. Tomēr jāatzīmē, ka labākas garšas īpašības ir cietākam ūdenim, tāpat mīkstākā ūdenī var pieaugt smago metālu iedarbības bīstamība.
    Galvenais faktors, kas nosaka kāda ūdens tipa izplatību, ir konkrētā reģiona ģeoķīmiskā uzbūve. Ļoti mīksti ūdeņi sastopami reģionos ar bazalta, granīta, smilšakmens segumu, cieti, ja dominē ar kaļķi, ģipsi, dolomītu bagātas augsnes, kā tas, piemēram, tipiski Latvijā. Tāpēc Latvijā gan virszemes ūdeņi, gan arī pazemes ūdeņi ir visai cieti. Augstākā ūdeņu cietība novērojama Zemgalē (Lielupes baseins).
    Jāatzīmē, ka cietības izmaiņas var būt arī piesārņojuma indikators, jo lauksaimnieciskā piesārņojuma gadījumos (virca, izskalojumi no augsnes, humusvielas) var pieaugt ne tikai cietība, bet arī Ca/Mg attiecība, kura nepiesārņotā ūdenī ir 4-5:1.
    5.4. Ūdenī izšķīdušās gāzes

    Ogļskābā gāze un skābeklis ir galvenās ūdenī izšķīdušās gāzes, bet ūdenī var atrast izšķīdušā veidā arī citas gāzes- metānu, radonu, sērūdeņradi, slāpekli un citas. Gāzu šķīdību ūdenī apraksta Henri likums:


    p = KH ´ x
    kur: KH - Henri koeficients (mol ´ l-1 ´ atm-1). Tipiskas Henri koeficienta vērtības apkoptas tabulā;
    p- gāzes spiediens;
    x- vielas molārā koncentrācija šķīdumā.

    5.5. tabula
    Henri likuma konstantes gāzēm to ūdens šķīdumos (Deutsch 1997)
    GāzeKH, mol ´ l-1 ´ atm-1
    O2
    CO2
    H2
    N2
    CH4
    NO
    1.28 ´ 10-3
    3.38 ´ 10-2
    7.90 ´ 10-4
    6.48 ´ 10-4
    1.34 ´ 10-3
    2.00 ´ 10-3

    Ogļskābā gāze ūdenī mijiedarbojas ar ūdens molekulām, veidojot ogļskābi, kura savukārt disociē.
    Tā kā ogļskābās gāzes koncentrācija gaisā ir visai zema, tad faktiski CO2 saturu ūdenī nosaka vispirms karbonātu iežu izšķīšana un tas, ka HCO3- un CO3-2 veidošanās ievērojami paaugstina CO2 šķīdību, bet, otrkārt, ogļskābās gāzes veidošanās, sadaloties dzīvajiem organismiem.
    Brīvās ogļskābās gāzes saturs ūdenī mainās plašās robežās. Gruntsūdeņos tas normāli ir 10-20 mg/l CO2, bet minerālūdeņos var sasniegt pat 1000 mg/l. Virszemes ūdeņos CO2 saturs ir 1-10 mg/l. Paaugstināts CO2 saturs ūdenī rada pozitīvu fizioloģisko efektu: uzlabo asinsriti, stimulē plaušu, nieru darbību. Ūdeņos ar augstu CO2 saturu ir nomākta mikrofloras (arī kaitīgas) attīstība.
    Skābeklim ir principiāla nozīme bioloģisko procesu norisē jebkurā ūdenskrātuvē. Skābeklis nodrošina aerobo hidrobiontu pastāvēšanu ūdeņos. Tā saturam pazeminoties, mainās hidroekosistēmu biocenotiskā struktūra, tiek ietekmēti daudzi dzīvie organismi, piemēram, zivis var sākt slāpt. Līdz ar to skābekļa šķīdība, tā dinamika un sadalījums ūdeņos ir nozīmīgs faktors ūdens organismu attīstībai. Tā kā skābekļa saturs nosaka daudzu vielu metabolismu ūdeņos, tad tas spēj ietekmēt arī neorganisko vielu saturu ūdeņos. Galvenais avots skābeklim ūdenī ir atmosfēra un skābekļa izšķīšana. Skābekļa šķīdība ūdenī ir atkarīga no tā koncentrācijas gaisā, ūdens temperatūras un sāļu satura ūdenī. Jo ūdens temperatūra augstāka, jo skābekļa šķīdība ūdenī ir zemāka (5.6. tabula). Tāpēc, piemēram, siltu notekūdeņu ievadīšana, pat tad, ja tie nav piesārņoti, var radīt skābekļa satura pazemināšanos ūdeņos. Arī sāļu satura pieaugums pazemina skābekļa šķīdību ūdenī
    Praktiski ūdeņu aerācija ir viens no galvenajiem kritērijiem, lai nodrošinātu dzīvības procesu norisi ūdeņos. Līdz ar to mākslīgās sistēmās (attīrīšanas iekārtās, piesārņotu ūdeņu rekultivācijas gaitā) ir aktuāli intensificēt ūdeņu aerāciju. Skābeklis ūdeņos tiek patērēts galvenokārt organiskās vielas oksidēšanai.

    {CH2O}n + O2 --> CO2 + H2O
    ogļhidrāti
    Tomēr arī citi skābekļa utilizēšanas procesi var būt nozīmīgi.

    NH4+ + 2O2 --> 2H+ + NO3- + H2O
    4Fe+2 + O2 + 4H+ --> 4Fe+3 + 2H2O
    2SO3-2 + O2 --> 2SO4-2

    Lai normāli noritētu dzīvības procesi, virszemes ūdeņos O2 saturs nedrīkst būt zemāks par 5 mg/l, turklāt tā satura kontrolei piešķirama principiāla nozīme. Lai normāli attīstītos lielākā daļa zivju, skābekļa saturam ūdenī jābūt lielākam par 6 mg/l. Praktiski vērā jāņem skābekļa satura izmaiņas vertikālās stratifikācijas procesu rezultātā.
    Skābekļa difūzija ūdenī ir ļoti lēns process un, lai tā koncentrācija ūdenī sasniegtu piesātinājumu, nepieciešama ūdens masu sajaukšanās. Līdz ar to, ja ūdens masu sajaukšanos ietekmē mehāniski procesi, iespējamas skābekļa koncentrācijas izmaiņas atkarībā no dziļuma. No otras puses, ja skābeklis tiek patērēts bioloģiskos procesos, arī tas var ietekmēt skābekļa saturu ūdeņos (5.1. attēls). Protams skābekļa vertikālās stratifikācijas procesus ietekmē ūdenstilpes dziļums un līdz ar to šis process raksturīgs tikai stāvošiem ūdeņiem un sezonām, kad ūdens masu sajaukšanās ir ierobežota. Ja ūdens sajaukšanās norit intensīvi, tad skābekļa stratifikācija nav novērojama (tipiski pavasarī un rudenī).
    Izšķir vairākus skābekļa satura stratifikācijas režīmus ūdeņos (5.1. attēls). Ja bioloģisko procesu intensitāte ūdeņos ir zema (oligotrofi ūdeņi), tad ūdeņu virsējā slānī (epilimnionā) skābekļa koncentrāciju nosaka atmosfēras skābekļa izšķīšana un tā asimilācija ūdeņu organismu attīstības rezultātā. Ūdeņos, kuros dzīvo organismu produktivitāte ir augstāka, lielāki skābekļa daudzumi tiek patērēti dzīvo organismu un to metabolisma produktu asimilācijā un līdz ar to pieaugot ūdenstilpes dziļumam, skābekļa saturs ūdenī pazeminās. Iespējama anaerobas- bezskābekļa vides veidošanās. Līdzīgi arī ziemas sezonā iespējams atšķirīgs skābekļa satura režīms ūdeņos.




    5.1. attēls
    Skābekļa satura (O2) un temperatūras (T) stratifikācijas principiālā shēma eitrofā un oligotrofā ezerā (Wetzel 1996)




    Tā kā skābekļa patēriņš galvenokārt saistās ar dzīvo organismu elpošanas procesu, bet fotosintēzē tas izdalās, tad skābekļa saturs diennakts laikā visai būtiski mainās, piemēram, vasarā parasti sasniedzot maksimumu vakara stundās.

    5.6. tabula
    Ūdenī izšķīdušā skābekļa līdzsvara koncentrācijas atkarība no temperatūras (ja spiediens 105 Pa) (Frezenius et al. 1992)

    Temperatūra, oCO2, mg/l
    014,16
    711,76
    1210,43
    179,18
    228,53
    277,86
    327,32

    Metāns (CH4) tipiski atrodams pazemes ūdeņos. Galvenais metāna avots ūdeņos ir organiskās vielas sadalīšanās procesi un tas ūdenstilpēs var veidoties nogulumos (dūņās), sadaloties organiskajām vielām bezskābekļa vidē.
    Arī sērūdeņradis (H2S) veidojas, sadaloties organiskajām vielām, kas satur sēru un tāpēc tipiski paaugstinātas tā koncentrācijas novērojamas vai nu pazemes ūdeņos (veidojas arī sulfīdus saturošu minerālu dēdēšanas procesā) vai ūdenstilpēs bezskābekļa vidē. Sērūdeņradis ir ārkārtīgi toksisks un nomāc hidrobiontu attīstību.
    5.5. Halogenīdjoni dabas ūdeņos

    Gandrīz visi dabas ūdeņi satur halogenīdu jonus, kuru vidū dominē hlorīdjoni. Hlorīdjonu satura līmeņus nosaka: a) virs jūrām un okeāniem veidojušos jūras sāļu aerosolu izkrišana; b) nātrija hlorīda izšķīšanas procesi; c)antropogēnais piesārņojums. Straujas hlorīdjonu satura izmaiņas var liecināt par ūdenstilpes piesārņojumu. Tiek vērtēts, ka līdz 30 % no ūdeņos esošo hlorīdjonu avots ir vides piesārņojums. Hlorīdjoni vidē ir ļoti kustīgi.
    Hlorīdjonu klātbūtne ir būtiski svarīga ūdens izmantošanai, it īpaši pārtikā. Atkarībā no pārējo sāļu satura, ja to koncentrācija ir virs 100 mg/l, var sajust sāļu garšu, bet, ja Cl- saturs pārsniedz 400 mg/l Cl-, tad ūdens pārtikā nav izmantojams. Organismā hlorīdjoni piedalās osmotiskā spiediena (turgora) veidošanās procesā. Hlorīdjoniem ir liela nozīme asins sastāva veidošanās procesos utt.

    Fluorīdjoni atrodami dabas ūdeņos zīmju veidā (< 0,5 mg/l). Jūras ūdeņos F- saturs var sasniegt ~ 1.5 mg/l. Fluorīdjonu avots ir fluorīta, apatīta vai amfibolu dēdēšana. Fluorīdjoni asimilējas, sorbējoties uz kaolinīta jonu apmaiņas rezultātā un šis sorbcijas process ir atkarīgs no pH. Fluorīdjoniem ir liela fizioloģiska nozīme, to klātbūtne ūdenī palīdz aizsargāt zobus no kariesa, tiem ir liela nozīme cilvēka skeleta attīstībā. Fluorīdjonu klātbūtnē zobu emaljas veidošanā dalību ņemošais hidroksilapatīts (Ca5(PO4)3OH) var tikt aizstāts ar fluorapatītu (Ca5(PO4)3F), kura stabilitāte, īpaši skābā vidē, ir augstāka. Rekomendējamais diennaktī uzņemamais fluorīdjonu daudzums ir 1.5 mg F-.
    Bromīd- un jodīdjoni saldūdeņos atrodami mikrodaudzumos (0,5-50 g/l). Ievērojami augstākas ir to koncentrācijas jūras un okeāna ūdeņos (Br- koncentrācija jūras ūdeņos var būt ~ 60-80 mg/l). Augstas bromīdjonu koncentrācijas sastopamas mineralizētos pazemes minerālūdeņos.

    5.6. Sēra savienojumi ūdeņos

    Sērs ietilpst dzīvo organismu sastāvā gan neorganisko, gan organisku savienojumu veidā. Nozīmīgākie neorganiskie sēra savienojumi ir sulfīdi (S-2 joni un to sāļi), sērūdeņražskābe un sulfāti. Organisko savienojumu veidā sērs ietilpst aminoskābēs, merkaptānos un citos sērorganiskos savienojumos.
    Sulfātu saturs dabas ūdeņos svārstās robežās no 10-100 mg/l SO4-2. Sulfāti veidojas ne tikai tos saturošu iežu (ģipsis, mirabilīts un anhidrīts) dēdēšanas un izšķīšanas rezultātā, bet arī, oksidējoties sulfīdiem un sērūdeņradim.
    Nozīmīgs sulfātjonu avots dabas ūdeņos ir antropogēni emitēto sēra savienojumu nokļūšana ūdeņos, vispirms ar nokrišņiem, kā arī virszemes noteces veidā. Savukārt atmosfērā sēra savienojumi nokļūst sēra dioksīda veidā, kura avots ir fosilajā kurināmajā (akmeņogles, nafta, kūdra) esošo sēra savienojumu oksidēšanās. Atmosfērā SO2 viegli oksidējas, veidojot sulfātus un sērskābi, kā rezultātā atmosfēras nokrišņu saturā var pieaugt sulfātjonu saturs un pH - pazemināties. Dabiskas izcelsmes sulfātjonu avots atmosfēras nokrišņos ir aerosolu veidošanās virs jūrām un okeāniem.
    Nozīmīgs sulfātjonu dabiskās emisijas avots ir tādu iežu un minerālu dēdēšanas process, kuri satur sulfīdus. Vispirms šis dēdēšanas process skar pirītu.

    2FeS2 + 6O2 + H2O --> FeSO4 + H2SO4

    Dzīvajos organismos sēra saturs mainās no 0.05 % līdz 5 % (pēc sausās masas). Organiskajās vielās esošie sēra savienojumi pārvēršas par sulfīdiem vai H2S heterotrofo baktēriju metabolisma rezultātā. Bezskābekļa vidē sulfātjoni var tikt reducēti līdz sērūdeņradim. Šīs reakcijas veic sulfātreducējošās baktērijas, kas kā enerģijas avotu izmanto ogļūdeņražus

    C6H12O6 + 3Na2SO4 --> 3CO2 + 3Na2CO3 + 3H2S + 3H2O

    šo reakciju rezultātā ūdens vide bagātinās ar CO2 un sērūdeņradi.

    5.7. Mikroelementi ūdeņos

    Par mikroelementiem uzskata elementus, kuru saturs ūdeņos ir mazāks pa 1 mg/l. Mikroelementu satura izpēte ūdeņos ir nozīmīga gan no praktiska viedokļa, gan, lai analizētu vidē noritošos procesus.
    Bioloģisko procesu norisei nozīmīga ir daudzu mikroelementu klātbūtne ūdeņos. Tādu elementu kā mangāns, vanādijs, selēns, kobalts un daudzu citu klātbūtne ir būtiska normālai hidrobiontu attīstībai, neskatoties uz to, ka to darbības mehānisms un tas, kādās dzīvības funkcijās tie piedalās, bieži ir neskaidrs. Mikroelementus, no otras puses, raksturo tas, ka, pārsniedzot zināmas robežkoncentrācijas, to iedarbība kļūst akūti toksiska. Tipiskas mikroelementu koncentrācijas ezeru ūdeņos ir apkopotas 5.7. tabulā.

    5.7. tabula
    Vidējās mikroelementu koncentrācijas (g/l) dabas ūdeņos (Wetzel 1983; Kļaviņa 1997)

    MnCuZnCoMo
    Vidējais pasaules virszemes ūdeņos3510100.90.8
    Ezeri Kalifornijā0.31.21.5<0.30.4
    Ziemeļvācijas ezeri28.62.96.60.050.39
    ASV ezeri21.3<212.9<20.6
    Dienvidamerikas ezeri15.61.78.70.110.6
    Latvijas ezeri3.00.63.40.060.3

    Pazemes ūdeņi bagātinās ar mikroelementiem, saskaroties ar jūras nogulumu sāļiem. Vislielākā mikroelementu daudzveidība ūdeņos novērojama, saskaroties ar granītu dēdēšanas produktiem.
    Ņemot vērā mikroelementu niecīgās koncentrācijas vidē, dabas ūdeņos tie reti atrodami jonu veidā, bet gan dominējoši tie ir saistīti koloīdu daļiņu veidā ar humusvielām, vai sorbēti uz ūdenī suspendētām vielām.
    Tādu mikroelementu kā fluors, jods, bors selēns klātbūtne vai to trūkums ūdenī var tieši ietekmēt dzīvo organismu attīstību.
    5.8. Biogēnie elementi

    Par biogēnajiem elementiem ūdeņos apzīmē slāpekļa savienojumus -neorganiskos jonus (NH4+, NO2+, NO3-) un slāpekļa organiskos savienojumus, fosfora savienojumus-neorganiskos (PO4-3, polifosfātjonus) un organiskos savienojumus, kā arī dzelzs un silīcija savienojumus to dažādajās oksidēšanas pakāpēs un atrašanās formās, ņemot vērā to lielo nozīmību dzīvības procesu nodrošināšanā ūdenstilpnēs.
    Amonjaks (amonija joni) veidojas ūdenskrātuvēs, sadaloties organiskajām slāpekli saturošām vielām heterotrofo baktēriju darbības rezultātā. Tomēr biežāk tā satura līmeņus nosaka organisku atkritumu (vircas, notekūdeņu, ekskrementu), sadzīves un rūpniecisko atkritumu ieplūde ūdenskrātuvēs. Sadaloties organiskajām vielām, kā starpprodukti veidojas relatīvi daudz dažādu slāpekļa savienojumu, tomēr to akumulācija ūdeņos nenotiek tā kā bioloģiskā stabilitāte ir zema. Atkarībā no vides pH amonjaks ūdens vidē pastāv kā NH4+ jons (tipiski ja ūdens pH< 7) vai nedisociēts NH4OH. Amonija joni ir toksiski, īpaši ņemot vērā to iedarbību uz zivīm. Amonija joni sorbējas uz suspendētām daļiņām ūdens vidē, bet purvu ūdeņos tie var būt saistīti humusvielu skābju sāļu veidā. Amonija jonu saturs dabas ūdeņos ir ievērojami atkarīgs no bioloģisko procesu rakstura tajos un līdz ar to amonija jonu koncentrācijas ievērojami ietekmē sezonālie procesi. Tipiski vasaras sezonā notiek to intensīva akumulācija, bet ziemas laikā to koncentrācijas ūdeņos pieaug.
    Nitrītjoni (NO2-) galvenokārt veidojas kā slāpekļa savienojumu transformācijas starpprodukti - oksidējoties NH4+ vai reducējoties NO3-. Nepiesārņotos ūdeņos nitrītjoni atrodami zīmju daudzumos ( > 0,001 mg/l NO2-) un to koncentrācijas pieaugums ir būtisks piesārņojuma rādītājs.
    Nitrātjoni (NO3-) atrodami praktiski jebkādās ūdenskrātuvēs. Tīros virszemes ūdeņos nitrātjonu koncentrācija parasti ir 0,4-8 mg/l, bet piesārņotos - pat līdz 50 mg/l NO3-. Galvenie piesārņojuma avoti ir minerālmēslu izskalošanās no augsnes, organisko un neorganisko vielu pārvērtības un transformācijas procesi.
    Slāpekļa savienojumu atrašanās formas ir savstarpēji saistītas un tie var pārvērsties viens otrā (5.2. attēls). Slāpekļa savienojumu apriti nosaka mikroorganismu darbība. Galvenie procesi šajā aprites ciklā ir slāpekļa saistīšana, kura norit fotosintēzes procesā (asimilācijā). Asimilācijas rezultātā veidojas slāpekļa organiskie savienojumi. Tiem sadaloties veidojas amonjaks -amonija sāļi (amonifikācija), kuri tālāk pārvēršas par nitrātiem un nitrītiem (nitrifikācija). Nitrifikāciju var definēt arī kā organisko un neorganisko slāpekļa savienojumu oksidēšanos. Amonija jonu (slāpeklis -III) nitrifikācijas reakcijas norit vairākās starpstadijās, bet to galaprodukts ir nitrātjoni (slāpeklis V).
    5.2. attēls
    Reakcijas, kas ietekmē slāpekļa savienojumu atrašanos ūdens vidē.

    2NH4+ + 3O2 4H+ + 2NO3- + H2O
    NH4+ --> NH2OH --> HNO2 --> HNO3

    Slāpekļa savienojumu avots ūdeņos ir atmosfēras nokrišņi, tieša slāpekļa asimilācija un virszemes notece. Slāpekļa asimilācija notiek NO3- jonu reducēšanās rezultātā mikroorganismu iedarbībā (denitrifikācija), veidojoties N2, kā arī saistoties nogulumos.
    Nozīmīga nitrificējošo baktēriju grupa ir Nitrosomonas, kuras veic amonija jonu oksidēšanu par nitrītjoniem. Tās ir mezofīlas baktērijas, spējīgas attīstīties plašā temperatūras intervālā (1 līdz 37°C) vidē, kuras pH tuvs neitrālam. Nitrītjonu oksidēšanu par nitrātjoniem veic Nitrobacter, kuru attīstības pH un temparatūras intervāls ir šaurāks. Līdz ar to, piemēram, zemā temperatūrā var akumulēties nitrītjoni. Nitrifikācijas reakcijas nenotiek anaerobā vidē, piemēram, anaerobos ūdenstilpju sedimentos. Nitrifikāciju inhibē daudzas organiskas vielas, tajā skaitā arī dabiskas izcelsmes, piemēram, tanīni, humusvielas. Līdz ar to nitrifikācijas reakcijas purvu ūdeņos tiek inhibētas.
    Denitrifikācija ir augstāk oksidēto slāpekļa savienojumu (nitrīt- un nitrātjonu) reducēšanās, veidojoties slāpeklim vai slāpekļa (I) oksīdam (N2O).

    NO3- --> NO2- --> N2O --> N2

    Denitrifikācija notiek anaerobā vidē un to veic Pseudomonas, Achromobacter, Escherichia, Bacillus, Micrococcus. Fermentam nitrogēnreduktāzei ir būtiska loma denitrifikācijas procesā.
    Fosfora savienojumu lomu ūdens vidē noritošajās reakcijās nosaka to loma hidrobiontu metabolismā un tas, ka relatīvi niecīgi fosfora daudzumi ir pieejami hidrosfērā. Salīdzinot ar citiem elementiem, kuru klātbūtne nepieciešama dzīvo organismu attīstībai (C, H, O, N, Fe, S), fosfors ir ievērojami mazāk izplatīts un līdz ar to bieži limitē dzīvo organismu attīstību. Ūdeņos fosfors var atrasties daudzu savienojumu formā. Fosfāti (H2PO4-, HPO4-2, PO4-3) palielinātos daudzumos ūdeņos nokļūst galvenokārt cilvēka saimnieciskās darbības rezultātā. Antropogēnā piesārņojuma rezultātā fosfors ūdenī nokļūst arī polifosfātu veidā. Tomēr nereti vairāk nekā 90 % no kopējā fosfora savienojumu daudzuma var atrasties organisku savienojumu veidā vai saistīts ar suspendēto vielu. Nozīmīgākie fosfora organiskie savienojumi, kuru formā tas atrodas ūdeņos, ir nukleīnskābes, olbaltumvielas, to degradācijas produkti, vitamīni, ATF, ADF, ogļhidrāti, to fosforskābes esteri, fosfolipīdi. Nozīmīgākie fosfora neorganiskie savienojumi, kuru veidā tas atrodas ūdeņos, ir hidroksiapatīts, un dažādi fosfora savienojumi, kas sorbējušies uz mālu, karbonātu, dzelzs hidroksīdu daļiņām. Nozīmīga daļa fosfora savienojumu var ūdeņos atrasties arī koloīdu daļiņu veidā.
    Ņemot vērā to, ka fosfors ūdeņos var atrasties vairāku savienojumu formā, kuru bioloģiskā pieejamība ir atšķirīga, tad ir svarīgi noteikt ne tikai kopējo fosfora saturu, bet arī fosfora atrašanās formas. . Mūsdienās tipiski analizē šādas fosfora formas: izšķīdušais reaktīvais fosfors, ar organisko vielu saistītais fosfors, ar suspendētajām daļiņām saistītais fosfors (reaktīvais un inertais).
    Fosfora savienojumiem ir liela nozīme ūdenskrātuvju eitrofikācijas procesos, un, ja fosfātu saturs > 0.05 mg/l, pie pietiekoša slāpekļa savienojumu daudzuma ūdenstilpēs labvēlīgos apstākļos var sākties intensīva aļģu un citu ūdens augu vairošanās. Fosfātu saturs saimnieciskos notekūdeņos var sasniegt augstas vērtības, pie kam, lai atbrīvotos no tā, nepieciešama īpašu tehnoloģiju izmantošana. Fosfora savienojumi, tiem nonākot ūdenstilpju ūdeņos, asimilējas hidrobiontos, bet, tiem sadaloties, lielā mērā akumulējas nogulumos. Nogulumos akumulētais fosfors, mainoties vides apstākļiem, var tikt atbrīvots.
    Silikāti dabas ūdeņos atrodami ne tikai silīcijskābes anjona (HSiO3-, SiO3-), bet galvenokārt polimēru savienojumu un koloīdu veidā. Nozīmīgākais silikātu avots ūdeņos ir silikātu minerālu dēdēšanas process. Tā kā silikātu dēdēšanas intensitāte ir stipri atkarīga no vides temperatūras, tad silta klimata joslās esošās ūdenstilpēs silīcija saturs parasti ir ievērojami augstāks nekā mērena klimata zonā. Silīcijs ir biogēns elements un to intensīvi asimilē ūdeņos esošie dzīvie organismi, galvenokārt, kramaļģes. Ja silīcija saturs kļūst zemāks par 0.5 mg/l, daudzas diatomeju sugas nespēj normāli attīstīties, respektīvi, silīcijs ūdeņos kļūst par aļģu attīstību limitējošo elementu. Ezeros silīcija saturs tipiski ir ap 5-10 mg/l, jūru un okeānu ūdeņos ap 0.5-3.0 mg/l, bet īpaši mīkstos ūdeņos var sasniegt līdz 50 mg/l SiO3-. Pazemes ūdeņos silīcija saturs var sasniegt pat 3000 mg/l. Silīcija dioksīda šķīdība pieaug, palielinoties ūdeņu temperatūrai un samazinoties vides pH.
    Dzelzs dabas ūdeņos var atrasties vairākās atrašanās formās- jonu formā (Fe+2, Fe+3), dzelzs hidroksīdu, oksihidroksīdu veidā, kas gan var veidot ūdenī suspendētas daļiņas, gan arī var būt sorbēti uz cietu daļiņu virsmas, koloīdu daļiņu veidā, kā arī humīnskābju un fulvoskābju sāļu veidā. Dzelzs savienojumu likteni ūdens vidē ietekmē oksidēšanās reducēšanās procesi ūdens vidē, skābekļa klātbūtne.
    5.9. Ūdeņu dabiskās izcelsmes organiskās vielas

    Bez ūdeņu neorganiskajiem ingredientiem to sastāvā ietilpst vesela rinda organisko vielu: cukuri, skābes, karbonilsavienojumi, aminoskābes. Šie savienojumi rodas vai nu kā dzīvo organismu darbības produkti, vai arī to sadalīšanās rezultātā. To koncentrācija nepiesārņotā vidē ir daži mikrogrami līdz miligrami litrā, tomēr piesārņotos ūdeņos to koncentrācija var pieaugt vairākus simtus reižu un līdz ar to tās uzskatāmas par būtiskiem piesārņojuma indikatoriem. Ievērojami lielākos daudzumos dabas ūdeņos atrodamas humusvielas. Šīs vielas ir polimēri savienojumi, kuru sastāvā ietilpst fenolkarbonskābes, cukuri, aminoskābes, kuru iespējamo sastāvu veido lignīna, aminoskābju, cukura atlikumi.


    5.3. attēls
    Ūdeņu humusvielu iespējamā struktūrformula



    Humusvielas iedala humīnskābēs (šķīst ūdenī, ja pH>2), fulvoskābēs (šķīst ūdenī neatkarīgi no pH). Humusvielas veidojas divu procesu rezultātā:
    a) izskalošanās no augsnes (alohtonā izcelsme),
    b) sadaloties dzīvo organismu organiskajām vielām pašā ūdenstilpē (autohtonā izcelsme).
    Humusvielas veidojas komplicētā humifikācijas procesā, no galvenajām dzīvos organismus veidojošām vielām, tām sākotnēji sadaloties līdz vienkāršākām vielām, kuras vienlaicīgi ir bioloģiski stabilākas, bet pēc tam iesaistoties dažādās kondensācijas reakcijās, kuras katalizē fermenti un ar minerālu daļiņām saistītie metālu joni.
    Humusvielu molekulmasa svārstās no 500 - 100 000 dal, taču bieži tās veido koloīdas un suspendētas daļiņas. Praktiski šis vielu komplekss nosaka ūdeņu dzelteno krāsu, un upju, ezeru ūdeņos to koncentrācija svārstās no 1 - 30 mg/l, bet purva ūdeņos var sasniegt līdz 300 mg/l. Humusvielām ir liela nozīme ūdeņu buferkapacitātes veidošanā, piemēram, vides paskābināšanās gadījumā. Ir pierādīts, ka brūnūdens ezeri, kas bagāti ar humusvielām, ir ievērojami mazāk jutīgi pret vides paskābināšanos nekā ezeri, kuros humusvielu saturs ir zems.
    Tā kā humusvielās ir augsts tādu funkcionālo grupu saturs, kuras ir spējīgas veidot kompleksus savienojumus ar metālu joniem, tad ar tām bagātos ūdeņos metāli galvenokārt atrodas nevis brīvu jonu, bet gan humīn- un fulvoskābju sāļu veidā.
    Jāpiezīmē, ka šajā kompleksveidošanās procesā būtiski mainās metālu toksiskums. Taču, tā kā humusvielu struktūrā ietilpst arī hidrofobi struktūrelementi, tās spēj saistīt arī tādas vielas kā DDT, polihlorētos bifenilus, poliaromātiskos ogļūdeņražus. Tātad humusvielas dabas ūdeņos uzskatāmas par vienu no nozīmīgākajiem faktoriem, kas ietekmē piesārņojošo vielu likteni un atrašanās formas. Tajā pašā laikā, piemēram, dzeramā ūdens sagatavošanas procesā humusvielas var būt hlororganisko savienojumu avots.
    Ņemot vērā organisko vielu sastāva lielo daudzpusību un to noteikšanas sarežģītību, tradicionāli organisko vielu satura raksturošanai, atšķirībā no neorganisko ingredientu aprakstīšanas metodēm lieto summāra vai integrāla satura rādītājus. Tikai pēdējā laikā ir izstrādātas metodes atsevišķu organisko vielu koncentrāciju noteikšanai, bet nepieciešamība regulāri kontrolēt saturu ūdens vidē var būt nepieciešams toksisku vielu - pesticīdu, polihlorēto bifenilu u.c. gadījumā.
    Organisko vielu satura summārie rādītāji pamatojas uz šo vielu vairāk vai mazāk pilnīgu oksidēšanu par CO2 un H2O. Gadījumā, ja analīzes metode pamatojas uz CO2 daudzuma izmērīšanu, kvantitatīvi oksidējoties organiskajām vielām, var runāt par kopējo organiskā oglekļa saturu. Organisko vielu saturu var izvērtēt arī pēc vielas oksidēšanai izlietotā skābekļa daudzuma, kas ietilpst konkrēta oksidētāja sastāva.

    6. DABAS ŪDEŅU KLASIFIKĀCIJA PĒC TO SASTĀVA

    Dabas ūdeņus iedala pēc to ķīmiskā sastāva. Galvenokārt ūdeņu klasifikācijas metodes pamatojas uz iedalījuma pēc minerālo komponentu daudzuma un sastāva. Pēc mineralizācijas pakāpes ūdeņus iedala: saldūdeņi (mineralizācija 0,2 - 0,5 g/l), sāļie ūdeņi (mineralizācija 1,0 - 10,0 g/l) utt. Laba dzeramā ūdens mineralizācija nevar būt augstāka par 0,5 g/l.
    Populāra ir ūdeņu klasifikācijas shēma pēc galveno anjonu un katjonu attiecībām (6.1. tabula). Atbilstoši tai ūdeņus vispirms iedala pēc dominējošā anjona ūdeņu klasēs.
    Pēc dominējošā anjona tipa dabas ūdeņus iedala trīs klasēs:
    a) hidrogēnkarbonātu un karbonātu ūdeņi. Tādi ir lielākā daļa Latvijas upju un ezeru ūdeņi;
    b) sulfātu ūdeņi. Pārsvarā veidojas sulfātu minerālu dēdēšanas rezultātā;
    c) hlorīdu ūdeņi. Tādi ir jūru un okeānu ūdeņi (sālsezeru ūdeņi).
    Katra klase pēc dominējošā katjona tiek iedalīta trīs grupās: kalcija, magnija, nātrija. Katra grupa, savukārt, iedalās četros ūdeņu tipos atkarībā no attiecības starp jonu saturu.

    1. tips HCO3- > Ca+2 + Mg+2
    2. tips HCO3- < Ca+2 + Mg+2 < HCO3- + SO4-2
    3. tips HCO3- + SO4-2 < Ca+2 + Mg+2 vai Cl - > Na+
    4. tips HCO3- = 0

    1. tipa ūdeņi veidojas vulkānisko iežu dēdēšanas procesā vai arī jonu apmaiņas procesa rezultātā. Tipiski šādi ūdeņi ir mazmineralizēti. 2. tipa ūdeņi ir jauktas izcelsmes un pie šī tipa pieder lielākā daļa upju un ezeru ūdeņi. Pie 3. tipa pieder okeānu un jūru ūdeņi. Pie 4. tipa pieder skābi - purvu, šahtu vai arī stipri piesārņoti ūdeņi.
    Ir arī citas ūdeņu klasifikācijas sistēmas, kurās vērā tiek ņemts arī izšķīdušo organisko vielu un gāzu daudzums.
    Visai plaši izmanto dažādas ūdeņu sastāva klasifikācijas grafiskās metodes, kuru vidū vispirms var minēt trilineāro vai Paipera diagrammu (6.1. attēls). Šajā diagrammā galveno katjonu (Cl-, SO4-4, HCO3- + CO3-3) un anjonu (Na+ + K+, Ca+2, Mg+2) koncentrācijas tiek grafiski izvietotas trīsstūra grafika veidā, bet pēc tam koncentrāciju skaitliskās vērtības tiek projecētas rombveida diagrammā. Ūdeņu sastāva attēlojums šajā diagrammā izmantojams to izcelsmes raksturošanai un to sastāva klasifikācijai.


    6.1. attēls
    Dabas ūdeņu sastāva grafisks attēlojums- Paipera diagramma

    Praktiska nozīme ir dabas ūdeņu iedalījumam pēc to izmantošanas iespējām vai atbilstoši to izcelsmei.
    Pēc ūdeņu izcelsmes tos var iedalīt:
    a) virszemes ūdeņi (upju, ezeru, jūru, okeānu),
    b) pazemes ūdeņi, avotu ūdeņi, minerālūdeņi,
    c) nokrišņu ūdeņi (lietus, sniegs, ledāju ūdeņi, rasa, migla),
    d) notekūdeņi.
    Pēc ūdeņu izmantošanas iespējām tos var iedalīt:
    a) ūdeņi, tieši izmantojami pārtikā;
    b) ūdens mājsaimniecībai, sadzīvei;
    c) ūdeņi rekreācijas vajadzībām (peldēšanai, sportam);
    d) ūdeņi izmantošanai zivjsaimniecībā;
    e) ūdeņi izmantošanai rūpniecībā. Attiecīgi pēc to tīrības pakāpes: elektronika, farmaceitiskā rūpniecība, pārtikas rūpniecība, ķīmiskā ražošana utt.;
    f) ūdeņi izmantošanai lauksaimniecībā;
    g) destilētais, dejonizētais ūdens.

    6.1. tabula
    Dabas ūdeņu klasifikācijas shēma (Nikanorov and Posohov 1985)

    Dabas ūdeņi
    HCO3- klaseSO4-2 klaseCl- klase
    Ca grupaNa grupaMg grupaCa grupaNa grupaMg grupaCa grupaNa grupaMg grupa
    1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips1,2,3 tips


    7. ŪDEŅU DZĪVIE ORGANISMI UN TO IETEKME UZ ŪDEŅU ĶĪMISKO SASTĀVU

    Ūdeņu dzīvie organismi - baktērijas, sēnes, aļģes, ūdensaugi, zivis un citi uzskatāmi par vienu no nozīmīgākajiem faktoriem, kas ietekmē ūdenī noritošās ķīmiskās reakcijas. Lielākā daļa vielu pārvērtību ūdens vidē norit ar dzīvo organismu starpniecību. Aļģes ir biomasas producenti ūdens vidē. Mikroorganismi ir būtisks faktors, kas nosaka sedimentu veidošanos, tiem ir arī liela nozīme ūdens attīrīšanas un sagatavošanas procesos. Liela nozīme ir arī patogēno mikroorganismu un vīrusu klātbūtnei ūdenī.

    7.1.MIKROORGANISMI - ĶĪMISKO PROCESU KATALIZATORI ŪDENS VIDĒ

    No ķīmisko reakciju viedokļa sēnes un baktērijas darbojas galvenokārt kā destruktori, t.i., veic sarežģītu vielu sadalīšanu līdz vienkāršām, tādejādi iegūstot izejvielas un enerģiju savai attīstībai. Aļģes turpretī ir producenti, jo tās var izmantot Saules enerģiju un veikt ķīmisku vielu sintēzi.
    Pēc savas formas baktērijas var būt nūjiņveidīgas, pavedienveidīgas, sfēriskas vai spirālveidīgas. Tās var atrasties individuāli vai veidot kolonijas. To izmēri vairumā gadījumu ir 1 - 5 m. Baktēriju metabolisko aktivitāti lielā mērā nosaka to niecīgie izmēri. Tā kā to virsmas-tilpuma attiecība ir ļoti liela, vidē esošās ķīmiskās vielas tām ir viegli pieejamas. Tāpēc arī ķīmiskās pārvērtības ar baktēriju starpniecību norit daudz ātrāk nekā lielos organismos.
    Baktērijas arī izdala apkārtējā vidē eksofermentus, kas spēj sagraut cietos barības komponentus līdz mazākām molekulām, kuras spēj izkļūt cauri baktēriju šūnas membrānai.
    Kaut arī atsevišķas baktērijas nav saredzamas ar neapbruņotu aci, to kolonijas ir viegli konstatējamas. Tāpēc populāra metode baktēriju skaita novērtēšanai ūdenī pamatojas uz to, ka analizējamo paraugu uznes uz agara gēla, kas satur baktēriju attīstībai nepieciešamos ingredientus. Tajās vietās, kur tās pieķeras, attīstās kolonijas, kuru skaits proporcionāls sākotnēji esošo baktēriju šūnu skaitam.
    Sēnes neveic fotosintēzi, to izmēri ir 5 - 10 m. To galvenā funkcija saistāma ar spēju sagraut šūnu sienu materiāla celulozi, un tām ir liela loma organisko vielu humifikācijas procesā.
    Baktērijas vēl var iedalīt:
    1) Autotrofās, kurās kā oglekļa avotu var izmantot CO2 un HCO3-. Enerģiju dzīvības procesu norisei šīs baktērijas iegūst cita tipa ķīmiskajās reakcijās. Autotrofās baktērijas piemērs ir Galionella. Šī baktērija enerģiju iegūst, oksidējot dzelzs sulfīdu (FeS), bet visas dzīvības procesu norisei nepieciešamās vielas sintezē no neorganiskiem komponentiem.

    4FeS + 4O2 + 10H2O --> 4Fe(OH)3 + 4SO4-2 + 8H+

    Šāda tipa baktērijām ir liela nozīme dažādos ģeoķīmiskajos procesos.
    2) Heterotrofās baktērijas, kuras ir atkarīgas no organisko vielu pieejamības. Bez tam baktērijas var iedalīt pēc tā, kā tās izmanto skābekli:
    a) aerobās, kuras izmanto skābekli kā elektronu receptoru

    O2 + 4H+ + 4e- --> 2H2O

    b) anaerobās baktērijas, kuras funkcionē bez skābekļa, pie kam tas var būt tām pat toksisks;
    c) fakultatīvās baktērijas, kuras izmanto skābekli tad, ja tas ir pieejams.
    Parasti skābekļa aizstājēji ir nitrāt- vai sulfātjoni.
    Baktērijām ir liela nozīme ūdens vidē noritošajos vielu degradācijas un transformācijas procesos. To reakciju vidū, kurām ir īpaša nozīme vidi piesārņojošo vielu degradācijas procesos, vispirms var minēt:
    1. Metāna veidošanās reakcijas. Summāri šīs reakcijas var aprakstīt ar vienādojumu:

    4{CH2O} --> 2CH4 + 2CO2

    Faktiski šis process ir sarežģītu reakciju virknes rezultāts, kas ietver gan oksidēšanās-reducēšanās procesus, gan arī enerģijas piesaisti un izdalīšanos. Šīs reakcijas veic metānu veidojošās baktērijas, kuras atšķiras pēc to morfoloģijas: Methanobacterium, Methanobacillus, Methanococcus, Methanosarcina. Metānu veidojošās baktērijas ir anaerobas (tās attīstās tikai bezskābekļa vidē), un tām ir liela nozīme organisko vielu pārvēršanās procesā gan dabas vidē, gan attīrīšanas iekārtās, kā arī attīrīšanas iekārtu aktīvo dūņu pārstrādes procesā. Anaerobā vidē tipiski notiek tādas reakcijas kā dekarboksilācija (karboksilgrupas atšķelšana), aromātiskā gredzena reducēšana, halogēna atoma atšķelšana un daudzas citas.
    2.Ogļūdeņražu degradācijas reakcijas. Ogļūdeņražus oksidē vesela rinda dažādu baktēriju aerobos apstākļos. Šīs baktērijas (Micrococcus, Methanomonas, Mycobacterium, Nocardia) izmanto ogļūdeņražu sastāvā esošo oglekli kā oglekļa un enerģijas avotu. Šīm baktērijām ir liela nozīme naftas produktu, pesticīdu un citu organisku vielu radītā vides piesārņojuma degradācijā. Kā starpprodukti ogļūdeņražu degradācijas procesā veidojas spirti, aldehīdi un karbonskābes, bet degradācijas gala produkts ir ogļskābā gāze.
    Pirmā stadija aromātisko savienojumu degradācijas procesā ir aromātiskā gredzena hidroksilēšana, ievadot tajā vienu vai divas hidroksilgrupas, kā arī aromātiskā cikla uzšķelšana (7.1. attēls). Arī epoksīdu veidošanās var būt nozīmīga kā nepiesātinātu alifātisku savienojumu degradācijas procesa pirmā stadija. Mikroorganismi var veicināt arī dealkilāciju- alkilradikāļa (parasti -CH3 grupas) atšķelšanu.
    Integrālais biodegradācijas ātruma rādītājs ir biodegradācijas reakcijas ātruma konstantes, kas raksturo vielu stabilitāti attiecīgi aerobā vai anaerobā ūdens vidē (7.1. tabula). Protams, katrā konkrētajā ūdens objektā vielu degradācijas ātrums ir atkarīgs no mikrobiocenozes rakstura, skābekļa satura ūdenī, temperatūras un daudziem citiem faktoriem.


    7.1. attēls
    Tipiskas biodegradācijas reakcijas, kuras norit aerobā vidē

    7.1. tabula
    Vielu biodegradācijas ātruma konstantes aerobā ūdens vidē (pēc Hemond and Fechner 1994).

    SavienojumsDegradācijas reakcijas ātruma konstante, diena-1
    Antracēns
    Benzols
    Hlorbenzols
    Glikoze
    Fenols
    Parations
    0.007
    0.11
    0.00045
    0.24
    0.079
    0.00016

    3.Mikroorganismu katalizētās slāpekļa un tā savienojumu transformācijas reakcijas. Nozīmīgākās reakcijas, kuras veic vidē esošie mikroorganismi, ir slāpekļa fiksācija (atmosfēras sastāvā esošā slāpekļa fiksācija organisku slāpekļa savienojumu veidā), nitrifikācija (amonija jonu oksidēšana par amonjaku) un denitrifikācija (nitrāt- un nitrītjonu reducēšana par N2). Reakcijas ar mikroorganismu līdzdalību ir galvenā reakciju grupa, kas nosaka slāpekļa un tā savienojumu ģeoķīmiskās aprites procesus.
    4.Mikroorganismu katalizētās sēra savienojumu transformācijas reakcijas. Līdzīgi kā slāpekļa gadījumā, globālā sēra aprites cikla virzību nosaka mikroorganismu veiktās pārvērtības, ģeoķīmiskie procesi un antropogēnais piesārņojums. Nozīmīgākās pārvērtības, kuras veic mikroorganismi, ir:
    · sulfātu reducēšana līdz sērūdeņradim (veic Desulfovibrio grupas baktērijas);

    SO4-2 + 2{CH2O} + 2 H+ --> H2S + 2CO2 +2H2O
    2CaSO4 + 3{CH2O} --> 2CaCO3 + 2S + CO2 + 3H2O

    · sēra organisko savienojumu (vispirms sēru saturošo aminoskābju) pārvēršanās par sērūdeņradi vai merkaptāniem;
    · sērūdeņraža un tiosulfātjonu oksidēšana par sulfātjoniem (šo reakciju katalizē baktērijas, piemēram, Thiobacillus thiooxydans).

    2S + 2H2O + 3O2 --> 4 H+ + 2 SO4-2

    5.Dzelzs savienojumu mikrobiālās pārvērtības reakcijas. Mikroorganismi (Thiobacillus, Gallionella, Sphaerotilus) izmanto dzelzs (II) savienojumus kā enerģijas avotu dzīvības procesa nodrošināšanai, vienlaikus oksidējot Fe(II) par Fe(III) gaisa skābekļa klātbūtnē.

    4Fe+2 + 4H+ + O2 --> 4 Fe+3 + 2H2O
    7.2. Aļģes un ūdensaugi - organisko vielu producenti

    Jēdzienu "aļģes" definēt ir visai sarežģīti, jo tas ir bioloģisks jēdziens, kas apvieno virkni pilnīgi pastāvīgu augu nodalījumu. Aļģes ir fotoautotrofi zemākie organismi, kas dzīvo galvenokārt ūdenī vai arī ir sekundāri piemērojušies dzīvei augsnē un citos ārpusūdens apstākļos. Aļģes ir organismi, kas var veikt organisko vielu sintēzi no O2 un H2O Bez tam to attīstībai nepieciešams ogleklis (CO2, HCO3-), slāpeklis (NO3-), fosfors, sērs un mikroelementi. Aļģes dabas ūdeņos pārstāv ļoti daudzas taksonomiskās grupas, kuras ievērojami atšķiras to attīstībai nepieciešamajos optimālajos vides apstākļos. Vienā un tajā pašā ūdenstilpē var koeksistēt daudzas aļģu sugas, tomēr dominanto sugu daudzums ir pakļauts sezonālām ietekmēm (Saules starojuma, temperatūras, skābekļa pieplūdes intensitātes izmaiņas). Jutīgums pret sezonālu procesu ietekmēm nosaka vides piesārņojuma ietekmi uz aļģu populācijām. Aļģu noturēšanos suspendētā stāvoklī sekmē dažādi šūnapvalka izaugumi, kā arī gāzu vakuolas.
    Aļģes raksturo tas, ka būtiska to uzbūves sastāvdaļa ir fotosintētisko pigmentu klātbūtne to sastāvā, kas var būt hlorofils, karotenoīdi vai biliproteīni. Hlorofils a ir nozīmīgākais pigments, kas piedalās fotosintēzes procesā un kas ietilpst visu fotosintezējošo organismu sastāvā.
    Zilaļģes (Cyanophyta) pieder pie visvairāk pētītajām aļģu grupām. Zilaļges uzskata arī par baktērijām (Cyanobacteria). Tās ir prokarioti un to šūnās nav konstatējamas vairākas struktūras, kuras tipiskas augstāk attīstītām šūnām- mitohondriji, hloroplasti.
    Zaļalģes (Chlorophyta) ir ļoti plaša un morfoloģiski daudzveidīga aļģu grupa, kuras izplatītas dominējoši saldūdeņos.
    Dzeltenzaļās aļģes (Xanthophyta) ir vienšūnas, filamantu vai koloniju veidojoša aļģu grupa, kuras raksturo karotenoīdu klātbūtne to sastāvā. Lielākā daļa šīs grupas aļģu ir saistītas ar substrātu, bet daudzas attīstās kā epifīti uz ūdensaugiem. Zeltainās aļģes (Chrysophyta) bieži ir ar dzelten-brūnu krāsu, jo to sastāvā ietilpst b-karotīns. Lielākā dalā šo aļģu ir vienšūnas organismi. Nozīmīgi aļģu nodalījumi ir kramaļģes, eiglēnaļģes un citas (kopā 12 nodalījumi).
    Dažādu aļģu sugu relatīvā izplatība atkarībā no ūdeņu kvalitātes ir bijis daudzu pētījumu objekts un esošais zināšanu līmenis ļauj visai viennozīmīgi saistīt ūdeņu trofisko statusu ar dominējošo aļģu sugu izplatību tajos (7.2. tabula). Šādas sakarības nozīmīgas vides piesārņojuma izvērtēšanai un antropogēno ietekmju analīzei.

    7.2. tabula
    Nozīmīgākās aļģu asociācijas atkarībā no ūdenstilpes trofiskā statusa

    Trofiskais statussŪdeņu raksturojumsDominējošās aļģes
    Oligotrofsneitrāli līdz viegli skābi, biogēno elementu saturs zemsZeltainās aļģes, kramaļģes, zaļaļģes
    Distrofsskābi, maz mineralizēti, augsts humusvielu satursZeltainās aļģes, zaļaļģes, kramaļģes
    Mezotrofsneitrāli līdz viegli sārmainiDinofītaļģes
    Eitrofsparasti sārmaini, bagāti ar biogēniemZilaļģes (Anacystis, Aphanizomenon, Anabaeana)

    Aļģu attīstība ūdeņos izmaina skābekļa saturu tajos un saista biogēnos elementus. No otras puses, aļģes ir galvenais faktors, kas nosaka organiskās vielas producēšanu ūdeņos.
    Eitrofikācijas rezultātā ūdeņos attīstās aļģu sugas, kuras producē dažādus toksīnus. No aļģu nodalījumiem, kuras var veidot toksīnus, jāatzīmē Chrysophyta, Dynophyta un Cyanophyta (zilaļģes), turklāt tieši pēdējās ir īpaši nozīmīgas saldūdeņos. Zilaļģes ir prokarioti (tām nav šūnas kodola), bet to šūnapvalku veido lipopolisaharīdi un lipoproteīdi. Nozīmīgākās potenciāli toksiskās aļģu sugas ir: Anabaeana, Aphanizomenon, Nodularia, Oscillatoria, Microcystis. Kaut arī visas šo aļģu sugas nav toksiskas, tomēr tās visas ir tipiskas eitrofām ūdenstilpēm un savairojas "ūdens ziedēšanas" laikā. Šo aļģu savairošanās masveidā ir konstatēta daudzās Eiropas, Āzijas un Amerikas valstu ūdenstilpēs un ir izsaukusi savvaļas un mājas dzīvnieku saindēšanos un pat nāvi, kā, domājams, ietekmējusi arī cilvēku veselību, izmantojot ūdeni no eitroficētām ūdenstilpēm rekreācijai, kā arī dzeramā ūdens ieguvei.
    Aļģu toksisko iedarbību raksturo akūta hepatoksikoze, neirotoksikoze, kuņģa-zarnu trakta darbības traucējumi, elpošanas un alerģiskās reakcijas. Tajā pašā laikā jāatzīmē, ka precīzu iedarbības raksturu identificēt bieži ir visai grūti.
    Aļģu toksīnus iedala divās grupās:
    1) Citotoksīni. Vielas, kuras neraksturo augsts toksiskums, bet lielākā mērā raksturo spēja ietekmēt šūnā noritošos procesus, īpaši to dalīšanos.
    2) Biotoksīni. Tieši šī toksīnu grupa parasti izsauc saindēšanās simptomus un nāvi, izmantojot ar aļģēm piesārņotu ūdeni. Galvenās aļģu sugas, kuras spēj producēt dažādus biotoksīnus ir šādas: Anabaeana, Aphanizomenon, Microcystis, Nodularia, Nostoe, Oscillatoria. Kaut arī ir visai bieži dzīvnieku saslimšanas un nāves gadījumi, tiem dzerot ūdeni, kurā ir savairojušās aļģes, tomēr cilvēku akūtas intoksikācijas gadījumi ir mazāk tipiski, jo ūdens, kas satur lielos daudzumos aļģes, izmantošana pārtikā ir estētiski nepieņemama. Tajā pašā laikā alerģiskas reakcijas uzskatāmas par nopietnu toksisko aļģu iedarbības faktoru. Tā kā eitrofikācijas procesiem, arī Latvijā, ir tendence padziļināties, tad arī toksiska aļģu iedarbība var kļūt aktuālāka.
    Biotoksīnus iedala neirotoksīnos un hepatotoksīnos. Neirotoksīni ir slāpekli saturoši alkaloīdi, kurus raksturo augsts toksiskums (7.3. tabula). Šie toksīni inhibē nervu impulsu pārnesi, kavējot fermenta acetilholinesterāzes darbību, un to iedarbību raksturo muskuļu darbības blokāde, konvulsijas, krampji, elpošanas un sirdsdarbības traucējumi.
    Tipiski aļģu neirotoksīni ir anatoksīns a un saksitoksīns, kura toksiskums augstāks, kā piemēram, kobras indes toksiskums (tabula 7.3.). Tajā pašā laikā šo vielu saturs aļģēs (pārrēķinot uz sausa svara) var sasniegt līdz 1. 3 mg gramā.



    7.3 tabula
    Vielu toksiskuma vērtējums (Alloway and Ayres 1993)


    Vielas raksturojumsVarbūtēja letāla deva cilvēkamDaudzums
    1. Praktiski netoksisks> 15 g/kgap litru
    2. Viegli toksisks5 - 15 g/kgglāze
    3. Vidēji toksisks0,5- 45g/kgēdamkarote
    4. Toksisks 50-500mg/kgtējkarote
    5. Ļoti toksisks5-50mg/kgnaža gals
    6. Ārkārtīgi toksisks< 5 mg/kgmazāk par pilienu


    7.4. tabula
    Dažu toksīnu un indīgu vielu toksiskums

    Toksīns AvotsNosaukumsLetālā deva (LD50)
    Botulisma toksīnsClostridium botulinumbaktērija 0,00003
    Tetanusa toksīnsClostridium tetanibaktērija0,0001
    Difterijas toksīnsCorynebacterium diphteriaebaktērija0,3
    Kokoi toksīnsPhyllobates bicolorvardes āda2,7
    TetrodotoksīnsArothon meleagrispūšļzivs 8
    SaksitoksīnsAphanizomenon flos-aquaezilaļģes9
    Kobras toksīnsNaja najakobras inde20
    NodularīnsNodularia spumigenaaļģes50
    MikrocistīnsMicrocystis aeruginosaaļģes 50
    Anatoksīns aAnabaeana flos-aquaeaļģes200
    KurareChondrodendron tomentosumaugs500
    StrihnīnsStrychnos nux-vomicaaugs2000
    AnatoksīnsAmanita sp.sēnes200-500
    MuskarīnsAmanita muskariasēnes1100
    Nātrija cianīds10000

    Arī augstākie ūdensaugi var būtiski ietekmēt ūdeņu ķīmiskā sastāva veidošanos. Augstāko ūdensaugu attīstība saistīta ar intensīvu organiskās vielas veidošanās procesu, savukārt, tiem atmirstot, izdalās tās sadalīšanās produkti un tiek patērēts skābeklis. Ņemot vērā augstāko ūdensaugu lielo biomasu, to intensīva attīstība īsā laikā var kardināli izmainīt ūdeņu kvalitāti. Ūdensaugus iedala virsūdens augos, piemēram, ezera lielmeldrs (Schoenoplectus lacustris), kalme (Acarus calamus), peldošos ūdensaugos, piemēram, dzeltenā lēpe (Nuphar lutea), iegremdētos ūdensaugos, piemēram, skaujošā glīvene (Potamogeton perfoliatus), un brīvi peldošos ūdensaugos.
    7.3. Ūdens dzīvnieki - organisko vielu patērētāji

    Kaut arī pēc biomasas nozīmīgākā dzīvo organismu grupa ir tā sauktie producenti, proti, organismu grupas, kas veic organiskās vielas sintēzi, tad no bioloģisko procesu norises viedokļa ne mazāk nozīmīga ir organismu grupa, kas patērē organisko vielu- konsumenti, kurus pārstāv gan baktērijas, zooplanktons, bentosa organismi, gan arī zivis.
    Ja planktons ir ūdens masā mītošo organismu kopums, kas tiek pasīvi pārnests ūdens masā, tad tā daļu, kuru veido dzīvnieki, sauc par zooplanktonu. Nozīmīgākās zooplanktona grupas ir virpotāji (Rotatoria), kladoceras (Cladocera). Ievērojama daļa ūdens dzīvnieku mīt ūdens un grunts kontaktjoslā- infuzorijas, vicaiņi, virpotāji, tārpi, kukaiņu kāpuri. Augus un dzīvniekus, kas uzturas ūdens baseina gultnē un virs tās veido lielu organismu grupējumu, kurus sauc par bentosa organismiem. Bentosa organismi ir ne tikai aļģes, baktērijas, bet arī dzīvnieki, kas labi redzami ar neapbruņotu aci- ūdenskukaiņi, gliemji, tārpi, vēžveidīgie.
    Ūdens dzīvieki ne tikai akumulē ievērojamu daļu ūdenī esošo biogēno elementu un mikroelementu, bet tiem ir liela nozīme vidi piesārņojošo vielu degradācijas procesos.

    8. ATMOSFĒRAS NOKRIŠŅU HIDROĶĪMIJA

    Atmosfēras nokrišņu ūdeņi uzskatāmi par primāro ūdenskrājumu veidu. Nokrišņi lietus un sniega veidā veidojas troposfēras augšējos slāņos, kondensējoties ūdens tvaikiem, kas iztvaiko no kontinentu, okeānu un jūru virsmas. Sākotnēji atmosfērā nonākošie ūdens tvaiki kondensējas, veidojot ūdens pilītes, vai ledus kristālus. Kondensācija norit ap kondensācijas centriem, kas tipiski var būt aerosolu daļiņas. Vienlaicīgi kondensācijas centrā esošās vielas ietekmē lietus un sniega ūdeņu sastāvu. Otrs nozīmīgākais faktors, kas ietekmē atmosfēras nokrišņu sastāvu, ir atmosfērā esošās gāzes, kuras spēj izšķīst ūdenī. Līdz ar to lietus un sniega ūdenī izšķīdušās vielas var iedalīt divās grupās:
    1. Vielas, kuru avots ir putekļi un aerosoli (Na+, K+, Ca+2, Mg+2, Cl-);
    2. Vielas, kuru avots ir atmosfērā gāzveidā esošas vielas (SO4-2, NH4+, NO3-)
    Vienlaikus gan gāzveida vielas, gan arī putekļi var atmosfērā nonākt dažādu procesu rezultātā (8.1. tabula), bet katra tipa vielu avotus lietus un sniega ūdeņos raksturo noteiktas saiknes- kopsakarības, kas ļauj noteikt procesus, kas nosaka ūdeņu sastāvu. Tā, piemēram, lietus ūdeņu sastāvs virs jūrām un kontinentiem visai ievērojami atšķiras (8.2. tabula). Lietus ūdeņu sastāvu veidojošo procesu ietekmes var izpausties pat visai lielos attālumos, un, piemēram, Sahāras tuksneša putekļu vētru ietekmes uz lietus ūdeņu sastāvu sajūtamas praktiski visā Eiropā.

    8.1. tabula
    Dažādu vielu avoti lietus un sniega ūdeņos (pēc Berner and Berner 1996)

    IzcelsmeSaiknes
    Jūras sāļu aerosoli
    Augsnes putekļi
    Bioloģiskie procesi
    Biomasas dedzināšana
    Rūpnieciskais piesārņojums
    Minerālmēslojums
    Cl-Na-Mg-SO4
    Al-Fe-Si-Ca-(K-Na-Mg)
    NO3-NH4-SO4-K
    NO3-NH4-P-K
    SO4-NO3-Cl
    K-PO4-NH4-NO3

    8.2. tabula
    Lietus ūdeņu sastāvs virs kontinentiem un okeāniem (pēc Berner and Berner 1996)

    JoniLietus virs kontinentiemLietus virs okeāniem
    Na+
    Mg++
    K+
    Ca++
    NH4+
    pH
    Cl-
    SO4-2
    NO3-
    0.2-1
    0.05-0.5
    0.1-0.3
    0.1-3
    0.1-0.5
    4-6
    0.2-2
    1-3
    0.4-1.3
    1-5
    0.4-1.5
    0.2-0.6
    0.2-1.5
    0.01-0.05
    5-6
    1-10
    1-3
    0.1-0.5

    Atmosfēras nokrišņu ķīmiskais sastāvs, lai gan maz pētīts, raksturojas ar lielu mainību. Tipisks nokrišņu minerālo komponentu sastāvs parādīts 8.3. tabulā.

    8.3. tabula
    Neorganisko jonu saturs (mg/l) atmosfēras nokrišņos Eiropas ziemeļdaļā (Kļaviņš 1995)

    JonsMinimālā
    konc.
    Vidējā
    konc.
    Maksimālā
    konc.
    Cl-0,1 - 0,60,8 - 3,45,9 - 8,5
    SO42-1,0 - 2,83,6 - 14,36,7 - 48,2
    HCO3-0 - 2,81,5 - 11,34,5 - 37,8
    Na+0 - 0,80,5 - 3,22,3 - 14,4
    K+0,01 - 0,020,4 - 0 ,91,0 - 5,0
    Mg2+0,01 - 0,10,2 - 0,70,6 - 14,4
    Ca2+0,01 - 0,40,6 - 6,01,0 - 25,5

    Atmosfēras nokrišņu sastāvs ir stipri atkarīgs no konkrētā reģiona un atspoguļo tā ģeogrāfiskās, ģeoķīmiskās īpatnības, ražošanas (tātad cilvēku piesārņojošās darbības) specifiku. Kopumā atmosfēras nokrišņu mineralizācija ir mazāka par 10 mg/l. Anjonu daudzumu attiecības tajos izkārtojamas rindā SO4-2 > HCO3- > Cl-, kas ievērojami atšķiras no šo pašu jonu attiecībām virszemes ūdeņos. Atmosfēras nokrišņos tāpat var būt visai augstas biogēnās izcelsmes (Na+, K+, NH4+, NO3-) jonu koncentrācijas. Nitrātu daudzums atmosfēras nokrišņos parasti ir zem 1 mg/l. Ļoti aktuāls ir jautājums par sulfātu, hlorīdu, nitrātu daudzuma pieaugumu atmosfērā sakarā ar tās antropogēno piesārņojumu.
    Antropogēnā piesārņojuma rezultātā atmosfēras nokrišņu sastāvs ievērojami izmainās. Nokrišņu paskābināšanās tipiski izpaužas ne tikai kā pH pazemināšanās, bet arī kā attiecību starp dažādiem joniem izmaiņu un sulfātu satura pieaugumu. Tomēr tipiskākā antropogēnā piesārņojuma ietekme uz nokrišņu sastāvu izpaužas kā to paskābināšanās.
    Jāatzīmē, ka Latvijā nokrišņu paskābināšanās nav novērojama, drīzāk atsevišķos reģionos cementa un būvmateriālu ražotņu darbības rezultātā atmosfērā nokļūst ievērojami daudzumi bāzisku aerosolu un putekļu, un tāpēc nokrišņi kļūst bāziski. Arī citur Latvijā nokrišņos analizētie vielu koncentrācijas un to izkrišanas moduļi neuzrāda būtiskus lokālā piesārņojuma avotus vai pārrobežu piesārņojuma ietekmi (8.2. tabula).
    Liela nozīme ir radioaktīvo elementu mikrodaudzumu klātbūtnei atmosfēras nokrišņos. Tie var rasties atmosfērā kosmiskā starojuma iedarbības rezultātā (1°Be, 14C, 32Si, 3H, 22Na, 33P), nokļūt putekļu veidā gaisā no zemes virsmas (4°K, 238U, 232Th, 226Ra), kā arī kodolieroču izmēģinājumu, atomelektrostaciju katastrofu rezultātā (137Cs, 9°Sr, 95Zn, 14°Ba).


    8.4. tabula
    Ķīmisko vielu vidējās koncentrācijas nokrišņos Latvijas teritorijā

    StacijasJonu koncentrācija, mg/lSmagie metāli, g/l
    nosaukumsSO4-2Cl-NO3-NH4+Na+K+Ca+2ZnCuCdPb
    Dobele15,3710,770,930,935,587,4611,20320513,840,391,62
    Zīlāni7,032,490,880,880,960,541,79758,87,500,370,78
    Liepāja7,297,091,120,933,711,803,87102312,800,651,24
    Zosēni10,044,230,611,242,531,942,98--------
    Rīga16,254,281,150,972,131,753,32--------
    Ķemeri6,295,230,84o,991,243,031,44158621,580,512,03
    Jūrmala12,344,021,070,881,691,311,55--------
    Rucava3,482,832,701,080,641,151,38610,812,911,112,81


    8.5. tabula
    Ķīmisko vielu izkritumu moduļi

    Stacijas Jonu koncentrācija, kg/km2
    nosaukumsSO4-2Cl-NO3-NH4+ Na+ K+ Ca+2
    Dobele6864234143221272 395
    Zīlāni3221564052572998
    Liepāja3874054556231104200
    Zosēni3982012981169126140
    Rīga732225425711679187
    Ķemeri27825837505115963
    Jūrmala532204 4149906782
    Rucava22115717269537388



    9. UPJU HIDROĶĪMIJA

    Upes ir uzskatāmas par vienu no galvenajiem faktoriem, kas veic vielu transportu no litosfēras uz okeāniem. Vienlaikus apdzīvotās vietas bieži ir novietotas pie upēm, kam ir arī liela loma piesārņojošo vielu transportā. Visi šie procesi ietekmē upes ūdeņu ķīmisko sastāvu.
    Galvenais faktoru komplekss, kas nosaka upju ūdeņu ķīmiskā sastāva specifiku, ir:
    1)relatīvi ātra upes ūdeņu nomaiņa tās gultnē, kā rezultātā mijiedarbības laiks ar upes gultni veidojošajiem iežiem ir niecīgs;
    2)ūdens sastāva veidošanās notiek zemes garozas virsējos slāņos;
    3)ūdens režīms upēs stipri atkarīgs no klimatiskajiem un meteoroloģiskajiem apstākļiem;
    4) ūdeņu viegla mijiedarbība ar atmosfēru;
    5) liela bioloģisko faktoru ietekme uz ūdens sastāva veidošanos.
    Tātad upju ūdeņus raksturo relatīvi zema mineralizācija, ūdens sastāva sezonālās izmaiņas, augsts izšķīdušo gāzu saturs. Tā kā upes pasaulē atrodas atšķirīgās klimata joslās ar atšķirīgu to baseina ģeoloģisko uzbūvi, tad upju noteci raksturojošie lielumi un, piemēram, suspendēto vielu saturs upju ūdeņos visai ievērojami atšķiras (9.1. tabula).
    Upju ūdeņus pēc to mineralizācijas var iedalīt četrās grupās:
    1) ar mazu mineralizāciju < 200 mg/l,
    2) ar vidēju mineralizāciju 200 - 500 mg/l,
    3) ar paaugstinātu mineralizāciju 500 - 100 mg/l,
    4) ar augstu mineralizāciju > 1000 mg/l.
    Lielākai daļai pasaules upju mineralizācija ir visai zema (9.2. tabula), un to vidū īpaši jāatzīmē tropiskā reģiona upju niecīgā mineralizācija.
    Upēm ir liela nozīme suspendēto vielu transportā no kontinentiem uz okeānu. Kopējais suspendēto vielu transporta apjoms tiek vērtēts uz 10 ´ 109 tonnu/gadā, vienlaikus faktiskais kontinentu erozijas apjoms ir ievērojami lielāks, jo ievērojama daļa suspendētās vielas tiek aizturēta upju baseinos. Galvenais faktors, kas nosaka suspendēto vielu noteci ar upju ūdeņiem, ir konkrētās upes baseina ģeoloģiskā uzbūve un upes morfometriskās īpašības. Cilvēka darbības rezultātā suspendēto vielu notece var gan pieaugt, gan samazināties. Suspendēto vielu noteces izmaiņas var izraisīt tādas darbības kā: a)mežu izciršana; b)zemes lietojuma rakstura izmaiņas; c)hidrobūvju izveide; d)upes krastu stabilizācija.
    Lielākai daļai upju ir mazs un vidējs hidrogēnkarbonātu, kā arī kalcija jonu saturs. Upju ūdeņiem raksturīgs šāds jonu izkārtojums to koncentrāciju izmaiņu secībā:

    HCO3- > SO4-2 > Cl-
    Ca+2 > Mg+2 > Na+ > K+

    Ļoti nozīmīgs ir jautājums par organisko vielu saturu līmeņiem Latvijas upēs. Organiskās vielas var veidoties gan eitrofikācijas, gan antropogēnā piesārņojuma rezultātā, gan ieplūstot purvu ūdeņiem. No purviem plūstošo upju ūdeņi parasti ir ar ļoti zemu mineralizāciju, augstu organisko vielu saturu un dabiski skābu pH reakciju.


    9.1. tabula
    Pasaules lielāko upju noteces un tajās esošo suspendēto vielu daudzuma raksturojums (Berner and Berner 1996)

    UpeAtrašanās vietaNotece, km3/gIzšķīdušo vielu notece, Tg/gadā*Suspendēto vielu notece, Tg/gadāBaseina platība, 106 km2
    Amazone
    Kongo
    Orinoko
    Jandzie
    Bramaputra
    Missisipi
    Jeņiseja
    Ļena
    Mekonga
    Ganga
    Parana
    Kolumbija
    D.Amerika
    Āfrika
    D.Amerika
    Āzija
    Āzija
    Z.Amerika
    Āzija
    Āzija
    Āzija
    Āzija
    D.Amerika
    Z.Amerika
    6300
    1250
    1100
    900
    603
    580
    560
    525
    470
    450
    429
    251
    275
    41
    32
    247
    61
    125
    68
    49
    57
    75
    16
    35
    1200
    43
    150
    478
    540
    210
    13
    18
    160
    520
    79
    10
    6.15
    3.82
    0.99
    1.94
    0.58
    3.27
    2.58
    2.49
    0.79
    0.975
    2.6
    0.67
    * Tg =106 tonnas = 1012 grami


    9.2. tabula
    Lielāko pasaules upju ķīmiskais sastāvs (koncentrācijas izteiktas miligramos litrā, pēc Berner and Berner 1996)

    UpeCa+2Mg+2Na+K+Cl-SO4-2HCO3-Kop. izšķ. vielu saturs
    Z.Amerika
    Kolorado
    Kolumbija
    Jukona
    Missisipi
    Ohaio
    83
    19
    31
    39
    33
    24
    5.1
    5.5
    10.7
    7.7
    95
    6.2
    2.7
    11
    15
    5.0
    1.6
    1.4
    2.8
    3.6
    82
    3.5
    0.7
    19.3
    19
    270
    17.1
    22
    50.3
    69
    135
    76
    104
    118
    63
    703
    139
    195
    580
    221
    D.Amerika
    Amazone
    Parana
    Orinoko
    19
    5.4
    3.3
    2.3
    2.4
    1.0
    6.4
    5.5
    1.5
    1.1
    1.8
    0.6
    6.5
    5.9
    2.9
    7.0
    3.2
    3.4
    68
    31
    11
    122
    69
    34
    Eiropa
    Donava
    Reina
    49
    41
    9
    7.2
    9
    1.4
    1
    1.2
    19.5
    1.1
    24
    36
    190
    114
    307
    320
    Āfrika
    Zambezi
    Kongo
    Nigēra
    Nīla
    9.7
    2.4
    4.1
    25
    2.2
    2.4
    2.6
    7.0
    4.0
    2.0
    3.5
    17
    1.2
    1.4
    2.4
    4.0
    1
    1.4
    1.3
    7.7
    3
    1.2
    1
    9
    25
    13.4
    36
    134
    58
    34
    66
    225
    Āzija
    Ganga
    Inda
    Mekonga
    Oba
    Jeņiseja
    Ļena
    25.4
    26.4
    14.2
    21
    22
    17.1
    6.9
    5.6
    3.2
    5.0
    4.1
    5.1
    10.1
    9.0
    3.6
    4.0
    2.3
    5.2
    2.7
    2.0
    2.0
    3.0
    -
    -
    5
    7.1
    5.3
    10
    9
    12
    8.5
    26.4
    3.8
    9
    8.6
    13.6
    127
    90
    58
    79
    74
    53
    393
    238
    577
    433
    555
    525

    Dati par Latvijas upju minerālo sastāvu apkopoti 9.3. tabulā.

    9.3. tabula
    Latvijas upju gada vidējais minerālais sastāvs (mg/l)

    Ca+2Mg+2Na+K+HCO3-SO4-2Cl-
    Salaca51.113.23.62.2163.631.98.4
    Gauja39.413.64.92.4188.634.09.3
    Daugava41.112.86.12.5140.028.812.1
    Aiviekste50.016.05.52.6201.838.612.5
    Rēzekne57.715.78.93.2197.334.715.0
    Lielupe125.528.917.15.5286.1171.631.9
    Mēmele87.424.17.63.1265.485.617.5
    Mūsa175.936.725.56.4318.8292.651.3
    Iecava76.120.710.24.1218.284.318.4
    Svēte110.927.810.15.4318.775.830.7
    Venta77.919.67.93.7263.445.818.4
    Abava83.824.46.04.3298.750.815.8
    Tebra62.013.55.62.3216.730.010.1

    Upēm ir trīs galvenie to barošanās avoti:
    1) virszemes ūdeņi,
    2) pazemes ūdeņi,
    3) atmosfēras nokrišņi.
    Atkarībā no dominējošā ūdeņu pieplūdes avota var būtiski mainīties ūdens sastāva atkarība no sezonas. Cits būtisks faktoru kopums ir baseina specifika.
    Upju ūdeņu mineralizācijas izmaiņas gada laikā lielā mērā ir saistītas ar noteces izmaiņām. Notecei pieaugot, mineralizācija samazinās un otrādi (9.1. attēls). Tas pats attiecas uz nozīmīgāko ūdeņu neorganisko sastāvdaļu koncentrāciju izmaiņu raksturu.
    9.1. attēls. Ūdeņu noteces un hidrogēnkarbonātjonu, sulfātjonu un hlorīdjonu koncentrāciju sezonālo izmaiņu raksturs Ventas ūdeņos (vidējās vērtības 1974-1995)

    9.2. attēls. Ūdeņu noteces un nitrātjonu koncentrācijas sezonālo izmaiņu raksturs Ventas ūdeņos (vidējās vērtības 1974-1995)

    9.3. attēls. Ūdeņu noteces un fosfātjonu, kā arī kopējā fosfora satura sezonālo izmaiņu raksturs Ventas ūdeņos (vidējās vērtības 1974-1995)

    Upju ūdeņus raksturo to sastāva zināma neviendabība, kas var izpausties pa upes teci, tās platumā un arī dažādos dziļumos. Ūdens sastāva neviendabību nosaka:
    1) virszemes noteces izmaiņas (upes pietekas);
    2) gruntsūdeņu pieplūdums;
    3) vides ģeoķīmiskās īpatnības.
    Ūdens sastāva neviendabība spilgti izpaužas upēs, kuras ir garas un šķērso ģeoloģiski atšķirīgas zonas, piemēram, Daugava, Volga. Neviendabīgums upes sastāvā tās platumā izpaužas retāk, un tā avots var būt pieteku, ar stipri atšķirīgu sastāvu, ieplūšana upē.
    Ūdeņu sastāva vertikālā neviendabība var izpausties upēs ar lēnu straumes ātrumu, ja būtiska ir gruntsūdeņu pieplūdes loma, vai arī upju grīvās, pretstraumju gadījumā. Latvijā šāda situācija vērojama pie Lielupes un Daugavas (mazākā mērā arī citām upēm) ieplūšanas jūrā. Šajā gadījumā upes gultnei tuvākajos horizontos tipiski pieaug ūdenī izšķīdušo sāļu saturs un upes ūdeni izspiež jūras ūdeni.
    Liela nozīme ir biogēno elementu un organisko vielu saturam upēs. No slāpekļa savienojumiem augstākās koncentrācijās upju ūdeņos atrodami nitrātjoni. Dabiskos apstākļos nepiesārņotās upēs nitrātjonu daudzums ir ap miligramu litrā. Paaugstinātas nitrātjonu koncentrācijas saistās ar piesārņojošo vielu ieplūdi, it īpaši ar notekūdeņiem no laukiem (minerālmēsli, organiskais mēslojums).
    Lieli nitrātjonu daudzumi nokļūst upju ūdeņos arī ar komunālajiem un rūpnieciskajiem notekūdeņiem. Nitrātjonu satura līmeņi ir stipri atkarīgi no sezonas. To daudzumi samazinās ūdensaugu veģetācijas periodā (0 - 0,01 mg/l), jo tie tiek intensīvi izmantoti dzīvajos organismos. Rudens laikā nitrātjonu saturs pieaug un sasniedz maksimumu ziemā, kad NO3- patēriņš ir minimāls, bet lieli tā daudzumi atbrīvojas, sadaloties organiskajām vielām.
    Nitrītjonu koncentrācijas parasti sastāda miligramu simtdaļas litrā, un lielākos daudzumos tie parādās vasaras beigās un rudenī, kā arī piesārņojuma rezultātā.
    Amonija jonu satura izmaiņas raksturs ir tāds pats kā nitrītjoniem, bet satura līmenis ir ap 0 - 1 mg/l.
    Fosfora savienojumu saturs upju ūdeņos var mainīties no 0 - 0,5 mg/l. Paaugstinātas fosfora koncentrācijas viennozīmīgi saistāmas ar piesārņojuma avotu parādīšanos. Fosfātjonu saturs (tāpat kā NO3- jonu) upju ūdeņos ir minimāls veģetācijas periodā.
    Silīcija un silikātu satura izmaiņas (parasti ap 0,2 - 5 mg/l) saistāmas ar upes barošanās režīma izmaiņām, un to koncentrācijas pieaug ziemas periodā, īpaši pazemes ūdeņu pieplūdes gadījumā.
    Ūdeņu organisko vielu saturu un to sastāvu nosaka vispirms upes režīms, un to koncentrācijas parasti pazeminās ziemas periodā, kad notece no laukiem vai purvainiem apvidiem samazinās un sāk dominēt pazemes barošanās procesi.
    Dzelzs saturs atkarīgs no upes baseina ģeoloģiskās, ģeoķīmiskās uzbūves un cieši saistās ar organisko vielu saturu ūdeņos.
    Izšķīdušo gāzu saturs upju ūdeņos saistās ar dzīvo organismu attīstības procesiem.
    Upju ūdeņu mineralizācija ir atkarīga no sezonālo procesu rakstura un mainās gada laikā atkarībā no upes barošanās režīma. Pieaugot virszemes notecei, ūdeņu mineralizācija samazinās, bet, pieaugot pazemes ūdeņu pieplūdei, tā pieaug.
    Skābekļa saturs vasarā un pavasarī sasniedz maksimālās vērtības 10 - 12 mg/l, jo tas rodas intensīvas aerācijas procesu un fotosintēzes rezultātā. Ziemā, zem ledus segas, skābeklis intensīvi tiek patērēts organisko vielu sadalīšanai, ūdens organismu dzīvības procesu nodrošināšanai. No otras puses, pieplūstošie gruntsūdeņi ir nabadzīgāki ar skābekli.
    Citāda ir CO2 satura izmaiņas dinamika. Tās relatīvi daudz var būt ziemas periodā (10 - 20 mg/l), kad tā veidojas, oksidējoties organiskajām vielām, un ieplūst ar pazemes ūdeņiem, bet vasaras laikā CO2 intensīvi tiek patērēts fotosintēzē.
    Upju ūdeņu pH ir 6,5 - 8,5. Gadījumā, ja upēs ieplūst purvu ūdeņi, pH var pazemināties līdz 6,0.
    Nozīmīgs ūdens un izšķīdušo vielu raksturlielums ir to notece. Ar ūdenī atrodošos vielu noteci R (tonnas/gadā) apzīmē ar upes ūdeņiem iznesto neorganisko un organisko vielu daudzumu noteiktā laika posmā.

    R = W ´ Cx,

    kur: W - ūdens notece, m3/gadā;
    C - parametra x koncentrācija, t/m3.
    Bez šī absolūtā rādītāja eksistē arī relatīvs noteces raksturojums - noteces rādītājs P (tonnas/gadā km2), kas izsaka noteces apjomu, rēķinot uz vienu upes baseina platības vienību F- kvadrātkilometru.


    Upju noteces apjoms raksturo upju sāļu, suspendēto vielu, gāzu bilanci, kā arī antropogēnā piesārņojuma apjomu.
    Tekošu ūdeņu integrālās kvalitātes raksturošanai plaši izmanto saprobitātes sistēmu. Saprobitāte (no grieķu valodas sapros- pūstošs) ir ūdeņu kvalitātes vērtējuma sistēma, kas pamatojas uz viegli degradējamu organisko vielu satura analīzi ūdeņos. Šī metode pamatojas uz principu, ka, pieaugot ūdeņu piesārņojumam, sarūk ūdens dzīvnieku un augu daudzveidība, bet pieaug kopējā biomasa. Sugu daudzveidības samazināšanos var raksturot ar dažādu bioloģisko indeksu (Šenona, Margalefa un citu indeksu) palīdzību. Saprobitātes indeksu S, kas norāda piesārņojuma pakāpi, var aprēķināt, ja ir zināma katras atsevišķas sugas indikatorvērtība, respektīvi, kāda ir katras konkrētās sugas jutība pret vides piesārņojumu.


    kur: s-pētāmās sugas saprobitātes indekss;
    h- sugas sastopamības biežums upes posmā

    Ūdeņu saprobitāte ir atkarīga no viegli noārdāmo organisko vielu klātbūtnes, ņemot vērā to lielo ietekmi uz sugu sastāvu upes biocenozē. Saprobitātes sistēma izmantojama tekošu ūdeņu biocenožu raksturošanai, tā vairāk piemērota upes kā bioloģiskas sistēmas un tikai daļēji ūdens kvalitātes vērtēšanai. Pec saprobitātes upes iedala 5 klasēs un trīs starppakāpēs (9.4. tabula).

    9.4. tabula
    Upju saprobitātes sistēma (pēc Praktiskās hidrobioloģijas rokasgrāmata 1995)

    Saprobitātes pakāpeSaprobitātes indekss
    - ksenosaprobitāte- nepiesārņots
    - oligosaprobitāte- vāji piesārņots
    b- beta-mezosaprobitāte- vidējs piesārņojums
    a- alfa-mezosaprobitāte-stiprs piesārņojums
    p-polisaprobitāte- ļoti stiprs piesārņojums
    -b - oligo-beta-mezosaprobitāte
    b-a - beta-alfa mezosaprobitāte
    a-p - alfa-mezosaprobitāte-polisaprobitāte
    0.0-0.5
    0.5-1.5
    1.5-2.5
    2.5-3.5
    3.5-4.0
    1.3-1.7
    2.3-2.7
    3.3-3.7
10. EZERU UN ŪDENSTILPJU HIDROĶĪMIJA

    Lai gan ezeru ūdeņi veido tikai ap 0.01 % no kopējiem Zemes ūdeņu resursiem, to loma cilvēku dzīvē ir liela. Ezeru ūdeņus izmanto ūdens ņemšanai, rekreācijai, zivsaimniecībai. Vienlaikus ezeri ir pirmais no litosfēras nākošo (izskaloto) vielu uztvērējs un līdz ar to ļoti lielā mērā pakļauti cilvēka ietekmei. Tā kā ezeri nereti ir relatīvi nelielas ūdenstilpes, tie var visai ātri izmainīties un iet bojā- aizaugt, pārpurvoties. Ar ezeru pētniecību nodarbojas zinātnes nozare limnoloģija.
    Ezerus iedala atkarībā no ezerdobes izcelšanās: glaciālas, tektoniskas izcelsmes, lagūnu, sprostezerus, vulkāniskus, iegruvumezerus, vecupju un purvu ezerus.
    Ezerus var iedalīt arī pēc ūdens sajaukšanās rakstura ezerā: a)holomiktiskie ezeri (notiek ūdens masu sajaukšanās starp epilimnionu un hipolimniomu un b)meromiktiskie ezeri (ezeri, kuros sagabājas stabili stratifikācijas procesi).
    Nozīmīga vieta ir ezeru klasifikācijai pēc bioloģisko procesu rakstura tajos, respektīvi, pēc bioloģisko procesu intensitātes. Ņemot vērā bioloģisko procesu rakstura lielo nozīmi, šī klasifikācija ir ļoti svarīga. Galvenie ezeru tipi saskaņā ar šādu klasifikāciju ir: a)oligotrofi; b)distrofi; c)mezotrofi; d)eitrofi; e)hipereitrofi.
    Galvenais faktors, kas nosaka ezeru ūdens sastāvu, ir to caurteces režīms. Atbilstoši tam pēc šīs pazīmes ezerus var iedalīt 3 grupās:
    1) ezeri, kuros notiek intensīvi ūdensapmaiņas procesi;
    2) beznoteces ezeri;
    3) ezeri, kuru notecei ir sezonāls raksturs.
    Galveno jonu izkārtojums ezeru ūdeņos to satura samazināšanās secībā ir šāds:
    HCO3- > SO4-2 > Cl-
    Ca+2 > Mg+2 > Na+ + K+
    Pēc ķīmiskā sastāva lielākā daļa ezeru Latvijā pieskaitāmi pie hidrogēnkarbonātu klases kalcija grupas ūdeņiem.
    Ezeru ūdeņu jonu sastāvs viennozīmīgi saistāms ar to sastāva veidošanās procesiem. Galvenie ūdeņu ķīmiskie ingredienti ir iesaistīti šo vielu bioģeoķīmiskās aprites ciklos, kuru rezultātā izmainās attiecīgo elementu atrašanās formas.
    Īpaši liela loma ezeru funkcionēšanā ir oglekļa apritei. Atmosfēras gaisa CO2 izšķīst ūdenī, veidojot ogļskābo gāzi un karbonātus. Fotosintēzes procesu rezultātā karbonāti un ogļskābe pārvēršas par oglekļa organiskajiem savienojumiem un iekļaujas dzīvo organismu sastāvā. Pēc hidrobiontu atmiršanas to paliekas ir pakļautas destrukcijas aerobajiem procesiem ūdeņu augšējos slāņos, kuru rezultātā izveidojas organiskās vielas, CO2, humusvielas. Lielākā daļa organisko vielu izkrīt un ūdenstilpes dūņu fāzē, anaerobos apstākļos sadalās, izdalot CH4 un CO2. Metāns, savukārt, ūdenstilpju augšējos horizontos oksidējas par CO2. Līdzīgs ir arī sēra, slāpekļa, fosfora, kā arī mikroelementu cikls ezeru ūdeņos.
    Ezeru ūdeņiem raksturīgs to sastāva neviendabīgums atkarībā no dziļuma. Atšķirības bioķīmiskajos un ķīmiskajos procesos, kā arī mehāniskie faktori (ūdens sajaukšanās) nosaka dažādu ūdens sastāvu dažādos dziļumos atkarībā no gadalaika - ezeru ūdeņu stratifikāciju (10.1. attēls). Visbūtiskāk stratifikācija raksturīga nelieliem ezeriem, bet lielos ezeros liela loma ir ūdens mehāniskās sajaukšanās procesiem. Īpaši raksturīga ir stratifikācijas procesu ietekme uz HCO3- un CO3-2 jonu saturu. Vasarā ezera ūdeņu augšējā zonā fotosintēzes gaitā tiek patērēti lieli CO2 daudzumi. CO2 satura pazemināšanās rada sārmainu reakciju un izmaina karbonātu sistēmas līdzsvaru. Ezeru piedūņu slānī notiek organisko vielu sadalīšanās procesi ar CO2 izdalīšanos.


    10.1. attēls
    Ezeru ūdeņu termiskās stratifikācijas raksturs: a)vasarā; b)ziemā.

    Nozīmīga ir biogēno elementu daudzumu stratifikācija. Ezerā ieplūdušie amonija un nitrātjoni, kā arī gaisa slāpeklis tiek aktīvi asimilēti fotosintēzes procesu gaitā. Pēc dzīvo organismu atmiršanas to atlikumi nogrimst, kur anaerobos apstākļos sadalās, veidojot galvenokārt amonija jonus. Vasaras laikā izveidojusies ezera ūdeņu stratifikācija ziemas periodā pilnīgi izzūd.
    Ziemā zem ledus seguma fotosintēzes procesi gandrīz pilnīgi izbeidzas, tiek pārtraukta skābekļa un CO2 pieplūde no atmosfēras. Tā rezultātā pieaug ūdenī noritošo reducēšanās procesu intensitāte, pieaug CO2 saturs ūdenī un rezultātā izveidojas bezskābekļa (anoksiska) vide. Tā kā ūdenī notiek olbaltumvielu mineralizācijas procesi, ezera ūdenī uzkrājas H2S, CH4, NH3, kas vēl vairāk pazemina ūdeņu redokspotenciālu. Anoksiskā vidē notiek reakcijas, kas ievērojami atšķiras no procesiem, kas tipiski skābekļa klātbūtnē (10.1. tabula). Skābekļa trūkums un kaitīgo gāzu uzkrāšanās dažkārt noved pie zivju bojāejas. Vertikālās stratifikācijas procesi pastiprinās ūdenskrātuvēs ar nelielu gruntsūdeņu pieplūdi. Šādā gadījumā novērojama arī stratifikācija pēc temperatūras režīma.

    10.1. tabula
    Tipiskas ķīmiskas reakcijas bezskābekļa vidē ezeru ūdeņos

    ReakcijaVienādojums
    Denitrifikācija5CH2O + 4NO3- --> 2N2 + 4HCO3- + CO2+ 3H2O
    Sulfātu reducēšana2CH2O + SO4-2 --> H2S + 2HCO3-
    Metāna veidošanās2CH2O --> CO2 + CH4
    Dzelzs reducēšanāsCH2O + 7CO2 + 4Fe(OH)3 + 4Fe+2 + 8HCO3- + 3H2O
    Mangāna reducēšanaCH2O + 3CO2 + H2O + 2MnO2 --> 2Mn+2 + 4HCO3-
    Dzelzs (II) sulfīda izgulsnēšanāsFe+2 + H2S --> FeS + 2H+
    Dzelzs un mangāna karbonātu izgulsnēšanāsMn+2 + 2HCO3- --> MnCO3 + CO2 + H2O
    Fe+2 + 2HCO3- --> FeCO3 + CO2 + H2O
    Dzelzs (II) fosfāta izgulsnēšanās8H2O + 3Fe+2 + 2PO4-3 --> Fe3(PO4)2 ´ 8H2O

    Cits ķīmisko un bioloģisko procesu kopums, kas tipisks ezeriem, ir eitrofikācija. Eitrofs ir atvasinājums no grieķu valodas un nozīmē "labi baroti". Ar šo vārdu apzīmē apstākļus, kad ūdenstilpē, pateicoties biogēno elementu satura pieaugumam, ievērojami palielinās bioloģisko procesu intensitāte, kas vispirms novērojama kā aļģu attīstība, organiskās vielas uzkrāšanās, un kas kopumā noved pie ievērojamas ūdens kvalitātes pasliktināšanās. Tajā pašā laikā jāatzīmē, ka eitrofikācija pamatvilcienos ir dabisks process un uzskatāma par vienu no pamatstadijām ūdenstilpes attīstības procesā (10.2. attēls.), tai no oligotrofa stāvokļa, attīstoties dzīvības procesiem un pieplūstot biogēnajiem elementiem no sateces baseina, pārvēršoties eitrofā, bet noslēgumā aizaugot. Tajā pašā laikā ūdeņu antropogēnais piesārņojums ievērojami var paātrināt šo procesu un radīt antropogēno eitrofikāciju. Eitrofus ūdeņus raksturo augstas biogēno elementu koncentrācijas ūdenī un nogulumos (ūdenī fosfora saturs > 20 g/l), augsts organisko vielu saturs ūdenī, augsta ūdeņu bioloģiskā produktivitāte (pirmprodukcija > 250 gC/m2/gadā, hlorofila a koncentrācija ūdenī > 6 g/l), duļķains ūdens, skābekļa deficīts piegrunts zonā, un tipiski anoksiska vide zemledus periodā, bioloģiskās daudzveidības samazināšanās, bet dzīvo organismu kopējās masas pieaugums ūdeņos. Oligotrofi ūdeņi ir dzidri ūdeņi, tajos ir zems organisko vielu saturs, zema bioloģiskā produktivitāte (pirmprodukcija < 150 g C/m2/gadā), hlorofila a koncentrācija ūdenī < 3 g/l), augsts skābekļa saturs ūdenī, augsta bioloģiskā daudzveidība ūdeņos, bet zema dzīvo organismu kopējā masa.



    10.2. attēls
    Ezera evolūcijas un aizaugšanas gaita

    Eitrofikācijas procesu pamatā ir optimālu apstākļu radīšana ūdens organismu attīstībai, kurai normāli nepieciešami mikro- un makroelementi (10.2. tabula). Ja tādi elementi kā ogleklis, ūdeņradis, kalcijs, magnijs vienmēr dabas ūdeņos ir pārākumā, tad reāli dzīvo organismu attīstību limitē tā saucamie biogēnie elementi: slāpekļa savienojumi, silīcijs, bet vispirms fosfors (10.3. tabula). Tātad, ievadot ūdenstilpēs komunālos, citus notekūdeņus, virszemes noteces rezultātā no lauksaimnieciski izmantojamām teritorijām tiek nodrošināta eitrofikācijas procesu attīstība. To, ka eitrofikācijas procesu norisi vispirms nosaka fosfora savienojumu klātbūtne, pierāda aļģu produkcijas atkarība no fosfora satura ūdenī. Ievērojami retāk slāpeklis ir eitrofikāciju limitējošais elements un tas ir tipiski vispirms jūras ūdeņiem.
    Eitrofikācijas procesā izmainās ūdenstilpes biocenotiskā struktūra.

    10.2. tabula
    Saldūdeņu augu attīstībai nepieciešamie elementi (Berner and Berner 1996)

    ElementsNepieciešams auga attīstībaiElementa daudzums, kuru augs var saņemt no ūdensNepieciešams/
    pieejams ūdeņos
    O
    H
    C
    Si
    N
    Ca
    K
    P
    Mg
    S
    Cl
    Na
    Fe
    B
    Mn
    Zn
    Cu
    Mo
    Co
    80.5
    9.7
    6.5
    1.3
    0.7
    0.4
    0.3
    0.08
    0.07
    0.06
    0.06
    0.04
    0.02
    0.001
    0.0007
    0.0003
    0.0001
    0.00005
    0.000002
    89
    11
    0.0012
    0.00065
    0.000023
    0.0015
    0.00023
    0.0000001
    0.0004
    0.0004
    0.0008
    0.0006
    0.00007
    0.00001
    0.0000015
    0.000001
    0.000001
    0.0000003
    0.000000005
    1
    1
    5000
    2000
    30000
    <1000
    1300
    80000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000
    <1000

    10.3. tabula
    Dažādu pasaules ezeru ķīmiskais sastāvs
    Ezers Jonu saturs, mg/l
    Ca+2 Mg+2Na+ + K+HCO3-SO4-2Cl-+ Br-
    Baikāls (Krievija)15,23,15,866,55,20,6
    Lādogas (Krievija)7,18,68,640,22,57,7
    Sevans (Armēnija)39,056,0144399,314,964,0
    Mičigans (ASV)26,28,264,7458,37,12,72
    Hūrons (ASV)24,17,034,4351,16,232,61
    Ēri (ASV)31,27,656,5459,513,18,77
    Ženēvas (Šveice)42,3 3,394,2251,440,50,79
    Balatons (Ungārija)45,365,748,214711015,2
    Balhašs (Kazahija) 25,7164 694443893574
    Jutas (ASV) 6786252 108380 337

    10.4. tabula
    Latvijas ezeru ūdeņu jonu sastāvs

    Ezera nosaukumsCa+2
    mg/l
    Mg+2
    mg/l
    Na+ + K+
    mg/l
    HCO3-
    mg/l
    SO4-2
    mg/l
    Cl-
    mg/l
    Lielieezeri
    Rāznas35,514,06,0176,910,111,0
    Rušonu42,613,38,3181,011,612,0
    Burtnieks53,716,47,3213,516,911,7
    Liepājas52,917,012,7219,515,920,1
    Ķīšezers59,534,363,6200,562,6134,3
    Vidējieezeri
    Alauksts25.910.12.5122.024.08.5
    Zebrus26,639,910,1207,442,010,3
    Juglas70,518,78,3231,357,614,2
    Vaidavas50,120,66,5254,912,511,7
    Mordangas-Kāņu20,412,46,1164,720,07,4
    Mazieezeri
    L. Baltiņš11,83,57,1231,357,614,2
    Murmasts1,03,51,136,010,02,8
    Vertežas2,21,322,824,428,05,3
    Priekulāņu45,723,726,0251,026,59,5
    Ummis4,06,031,615,220,06,3
    Čortoks4,43,41,018,313,22,2




    10.5. tabula
    Latvijas ezeru raksturojums un ķīmiskais sastāvs

    Ezera
    nosaukums
    Baseina
    platība,
    F, km2
    Ezera
    platība,
    f, km2
    Indekss
    hvid,
    m
    hmax,
    m
    maks.
    caurredz., m
    pHĶSP
    mgO/l
    NH4+
    mg/l
    NO3-
    mg/l
    Pmin,
    mg/l
    Ezera
    limnoloģiskais
    tips
    Lielieezeri
    Rāznas22957,632,917,012,57,617,60,120,130,002r - e
    Rušonu37923,7157,030,010,07,418,00,090,050,006r - o
    Usmas42938,9105,427,015,07,518,70,190,20,01r - o
    Burtnieks229040,0562,23,30,68,023,60,531,50,3r - e
    Liepājas251537,1672,03,00,87,828,40,340,80,03r - e
    Ķīšezers190017,31092,44,21,07,738,50,53,30,15r - e
    Vidējieezeri
    Alauksts14,87,740,94,09,02,07,732,40,150,550,013r - o
    Zebrus19,04,4431,02,01,07,931,40,351,20,021r - e
    Juglas17105,633041,75,00,87,324,60,471,50,1r - e
    Vaidavas50,80,8627,010,01,57,530,40,450,80,01r - o
    Mordangas-
    Kāņu
    24,40,78303,17,20,89,030,90,70,20,01r - e
    Mazie ezeri
    L. Baltiņš1,490,1149,030,05,07,719,80,20,30,008r - o
    Murmastienes0,291,55,00,83,761,01,340,50,02d
    Vertēžas0,24,26,42,85,014,80,500,002d
    Priekulāņu13,20,22591,42,20,68,060,10,51,230,03r - e
    Ummis1,00,2533,87,00,77,634,60,130,010,02r - o
    Čortoks1,00,02499,022,015 06,47,40,070,040,001r - o
    r - reģionāls; o - oligotrofs; m - mezotrofs; e - eitrofs; d - distrofs



    10.6. tabula
    Elementi, kas nepieciešami augu attīstībai un to avoti ūdeņos

    ElementsAvotsFunkcija
    Makroelementi:
    ogleklis (CO2)
    ūdeņradis
    skābeklis
    slāpeklis
    fosfors

    kālijs
    sērs
    kalcijs
    atmosfēra, dzīvie organismi
    ūdens
    ūdens, gaiss
    atmosfēra, dzīvie organismi
    minerālu dēdēšana, dzīvie organismi
    minerālu dēdēšana
    minerālu dēdēšana, sulfāti
    minerālu dēdēšana
    veido biomasu
    veido biomasu
    veido biomasu
    olbaltumvielas
    DNS, RNS, ATF
    metaboliskās funkcijas
    olbaltumvielas
    metaboliskās funkcijas
    Mikroelementi:
    B, Cl, Co, Cu, Fe, Mo,
    Mn, F, V, Zn
    minerālu dēdēšanametaboliskās funkcijas

    Aļģēm savairojoties, tās patērē skābekli, kas īpaši intensīvi tiek saistīts, kad mikroorganismi sāk sadalīt mirušās aļģes. Tā rezultātā, īpaši rudens, ziemas sezonās var izveidoties anaerobi apstākļi. Fotosintēzes procesa rezultātā var pieaugt vides pH, sasniedzot pat bāzisku reakciju. Atmirušie dzīvie organismi akumulējas nogulumos, taču tajos saistītie biogēnie elementi noteiktos apstākļos var atbrīvoties, nosakot tā saucamo ūdenstilpju iekšējo slodzi, tādejādi uzturot eitrofikācijas procesu. Tipiska ir zivju bojāeja (slāpšana) un vērtīgāko sugu nomaiņa ar mazākprasīgām.

    11. JŪRU UN OKEĀNU ŪDEŅU HIDROĶĪMIJA

    Jūras un okeāni veido vienotu sistēmu, kurā ietilpināti ap 97 % no virszemes ūdeņiem un kas sedz 71 % no Zemes virsmas. Vidējais okeānu dziļums ir ap 3.7 km, bet tas var pārsniegt pat 10 km. Jūras un okeānu ūdeņi uzskatāmi par kompleksu vielu un gāzu šķīdumu, kā arī ūdenī nešķīstošu vielu dispersiju. Galvenie faktori, kas kontrolē okeānu un jūru ūdeņu ķīmisko sastāvu, ir drīzāk ķīmiskas nekā bioloģiskas dabas. Nozīmīgāko ūdeņos izšķīdušo elementu tipiskas vērtības apkopotas 11.1. tabulā. Ūdenī izšķīdušo vielu koncentrācijas jūru un okeānu ūdeņos parasti izsaka vai nu gramos kilogramā (g/kg), bet bieži lieto ūdeņu sāļuma jēdzienu (g/kg, vai promiles °/00).

    11.1. tabula
    Jūru un okeānu ūdeņu makrokomponentu vidējās koncentrācijas

    Elements un tā atrašanās formasKoncentrācija, g/kg
    Na Na+
    Mg Mg+2
    Ca Ca+2
    K K+
    Sr Sr+2
    Cl Cl-
    S SO4-2, NaSO4-
    C Humusvielas, CO3-2, HCO3-
    Br Br-
    F F-, MgF-
    10.77
    1.29
    0.4123
    0.3991
    0.00814
    19.353
    0.905
    0.276
    0.673
    0.00139

    Neskatoties uz lielo līdzību jūru un okeānu ūdeņu sastāvā kontinentu iekšienē vai to krastu tuvumā atrodošos jūru ūdeņos, novērojamas ievērojamas atšķirības no vidējām vielu koncentrācijā. Vispirms to nosaka upju ūdeņu sajaukšanās ar ievērojami sāļākiem ūdeņiem (ūdeņu sajaukšanās estuārijos), bioloģisko procesu lielākā intensitāte šādās jūrās, bet arī lokāliem ģeoloģiskiem un ģeoķīmiskiem faktoriem var būt liela nozīme.
    Tieši pēdējās ietekmes nosaka mikroelementu saturu jūru un okeānu ūdeņos. Īpašu vietu pārējo ūdeņos izšķīdušo vietu vidū ieņem biogēnie elementi (slāpekļa, fosfora, dzelzs, silīcija savienojumi), kuri tiek intensīvi patērēti bioloģiskajos procesos. Vienlaikus gan var atzīmēt to, ka organiskās vielas veidošanās pārsvarā norit ūdeņu augšējos slānos, kuros pietiekami dziļi iekļūst no saules nākošais starojums un ūdeņi sasilst. Jūru un okeānu ūdeņos noritošie bioloģiskie procesi ietekmē daudzu izšķīdušo vielu (Ca+2, HCO3-, SO4-2, Si, CO2, O2, NO3-) koncentrācijas, kā arī mikroelementu saturu ūdeņos. Ūdenī izšķīdušās vielas un gāzes tiek iesaistītas dzīvās organiskās vielas sintēzē, tās sadalīšanās procesos, kā arī dzīvo organismu skeleta daļu veidošanās un sadalīšanās procesos. Vispirms dzīvo organismu attīstību ietekmē biogēnie elementi un ūdenī izšķīdušā skābekļa saturs, kā arī ūdeņu temperatūra. Tāpēc dziļūdens zonās, kurās šo elementu koncentrācijas parasti ir zemākas, pirmējās produkcijas intensitāte ir līdz desmitiem reižu zemāka nekā kontinentu tuvumā un upju estuārijos. Biogēno elementu vertikālā sadalījuma raksturu (11.1. attēls) ietekmē līdzsvars starp biosintēzes (tāpēc ūdeņu augšējos horizontos fosfora saturs ir minimāls) un dzīvās organiskās vielas sadalīšanās procesiem (tāpēc pastāv zona, kurā fosfora saturs pieaug, pateicoties tā atbrīvošanai detrīta sadalīšanās rezultātā). Arī skābekļa saturu nosaka līdzsvars starp tā izšķīšanas procesiem, izdalīšanos fotosintēzē un asimilāciju, sadaloties organiskajai vielai. Organiskās vielas sadalīšanās un dzīvo organismu skeleta daļu uzkrāšanās ietekmē derīgo izrakteņu veidošanos.


    Attēls 11.1.
    Ūdenī izšķīdušā skābekļa, fosfātjonu un ūdeņu temperatūras izmaiņu raksturs Atlantijas okeāna ziemeļdaļā (pēc Berner and Berner 1996)

    Jūru ūdeņu pH nosaka līdzsvars karbonātu/bikarbonātu sistēmā un jūru un okeānu ūdeņu pH tipiski ir 7.8-8.4.
    Galvenie procesi, kas nosaka jūru un okeānu ūdeņu ķīmisko sastāvu ir sekojoši:
    1. izšķīdušo un suspendēto vielu pārnese ar upju ūdeņiem, kontinentu virsmas erozijas rezultātā;
    2. bioloģiskie procesi -organiskās vielas sintēze un sadalīšanās. Dzīvo organismu darbības rezultātā tiek patērēti ūdenī izšķīdušie oglekļa savienojumi, tiek producēts skābeklis un organiskie savienojumi, kuriem sadaloties ūdeņu dziļākajos slāņos skābeklis tiek patērēts. Vienlaikus tiek saistīti arī biogēnie elementi. Bioloģiskie procesi ilgākā laika posmā kardināli ietekmē ūdeņu sastāvu;
    3. vulkānisms. Vulkānisma intensitāte okeānos ir augsta un to rezultātā ūdeņos nokļūst lava, pelni, kā arī gāzes. Veidotie minerāli ir nestabili un to dēdēšana ūdens vidē norit intensīvi tādejādi ietekmējos izšķīdušo vielu saturu ūdeņos;
    4. jūras ūdenī esošo vielu pārvietošanās atmosfērā (iztvaikošanas, vai arī jūras sāļu aerosolu veidošanās rezultātā);
    5. vielu izgulsnēšanās/solubilizācija okeānos un jūrās.
    šo procesu kopsavilkums apkopots 11.2. tabulā.

    11.2. tabula
    Galvenie procesi, kas ietekmē izšķīdušo vielu saturu jūru un okeānu ūdeņos (Berner and Berner 1996).

    KomponentsPieplūdeSaistīšana
    Cl-Notece ar upju ūdeņiem· NaCl izgulsnēšanās
    · Pārnese ar aerosoliem
    · Saistīšanās poru ūdenī
    Na+Notece ar upju ūdeņiem· NaCl izgulsnēšanās
    · Pārnese ar aerosoliem
    · Saistīšanās porūdenī
    · Katjonu apmaiņa
    · Bazalta reakcijas ar jūras ūdeni
    SO4-2· Notece ar upju ūdeņiem (arī piesārņojums)
    · Izkrišana ar atmosfēras nokrišņiem
    · Vulkānisms
    · CaSO4 izgulsnēšanās
    · Biogēnā pirīta veidošanās
    · Pārnese ar aerosoliem
    Mg+2· Notece ar upju ūdeņiem
    · Termālo ūdeņu ieplūde
    · Vulkānisko procesu ietekme
    · Biogēnā Mg-kalcīta veidošanās
    · Pārnese ar aerosoliem
    K+· Notece ar upju ūdeņiem
    · Vulkānisms
    · Jonu apmaiņa ar alumosilikātiem
    · Pārnese ar aerosoliem
    Fosfora savienojumi· Notece ar upju ūdeņiem
    · Izkrišana ar atmosfēras nokrišņiem
    · Organisko P savienojumu izgulsnēšanās
    · CaCO3 izgulsnēšanās
    · Sorbcija uz Fe hidroksīdiem
    · Fosforītu veidošanās

    Nozīmīgs ir procesu kopums, kas norit upju ūdeņiem (saldūdeņiem) saskaroties ar jūru un okeānu ūdeņiem (sāļūdeņiem) upēm ieplūstot jūrās. Šīs sālsūdens/saldūdens saskares zonas sauc par estuārijiem. Ķīmiskos procesus estuārijos nosaka visai atšķirīga sastāva ūdeņu sajaukšanās, kā rezultātā notiek intensīva ūdenī izšķīdušo un suspendēto vielu sedimentācija, kā arī izmainās izšķīdušo gāzu sastāvs. Savukārt ūdeņu ķīmisko sastāvu ievērojami ietekmē ūdeņu masu sajaukšanās raksturs un intensitāte- ūdeņu plūsmas raksturs. Estuārijos izgulsnējas vielas, kuru virsmas lādiņš izmainās saskaroties ar paaugstināta sāļuma ūdeņiem vai arī kuras veido augstmolekulārus savienojumus, saskarē ar jūru ūdeņiem. Parasti izgulsnējas ūdeņu suspendētā viela kas upju ūdeņos atrodas koloīdu daļiņu veidā vai arī ir saistītas uz suspendētām un koloīdām daļiņām- māli, humusvielas, detrīta daļiņas. Estuārijos intensīvi izgulsnējas upju ūdeņos esošās suspendētās daļiņas (11.2. attēls), kuras saskaroties ar sāļākiem ūdeņiem veido daļiņu agregātus, kuru stabilitāte ir zemāka un kuri tiecas izgulsnēties. Suspendēto daļiņu izgulsnēšanās intensīvi notiek noteiktos estuāriju reģionos atkarībā no ūdeņu plūsmas rakstura.
    11.2. attēls
    Ūdeņu plūsma un suspendēto daļiņu izgulsnēšanās estuārijos

    Jāatzīmē biogēno elementu izgulsnēšanās estuārijos. Sajaucoties saldūdeņiem ar jūru un okeānu ūdeņiem vispirms ievērojami samazinās dzelzs un silīcija koncentrācijas ūdeņos, bet ievērojami samazināsa arī slāpekļa un fosfora savienojumu koncentrācijas. Tipiski estuārijos atšķirībā no saldūdeņiem plaknktona organiskmu attīstību limitē slāpeklis (nevis fosfors, kā tas ir saldūdeņos). Tāk kā biogēno elementu koncentrācijas estuārijos parasti ir augstākas nekā jūras ūdeņos, bet ūdeņu temperatūra parasti ir augstāka, tad estuārijos notiek intensīvi dzīvo organismu attīstības procesi, kas, gadījumā, ja upju ūdeņi ir bagātināti ar biogēnajiem elementiem, var novest pie antropogēnās eitrofikācijas.

    12. PAZEMES ŪDEŅU HIDROĶĪMIJA

    Pazemes ūdeņi ir Zemes garozas iežu porās, plaisās un tukšumos uzkrājies ūdens šķidrā vai gāzveida stāvoklī. Kopā ar virszemes ūdeņiem tiem ir būtiska Zemes hidrosfēras daļa un piedalās ūdens aprites hidroloģiskajā ciklā.
    Tuvu Zemes virskārtai atrodas:
    1. gruntsūdeņi ir pazemes ūdeņu augšējais slānis virs pirmā ūdeni aizturošā slāņa;
    2. artēziskie ūdeņi jeb spiedienūdeņi.
    Īpašā pazemes ūdeņu grupā var iedalīt minerālūdeņus

    12.1. tabula
    Galveno pazemes ūdeņu komponentu nozīmīgākie avoti

    KomponentsProcess
    Na+NaCl izšķīšana
    Plagioklāza dēdēšana
    Jūras ūdeņu ieplūde
    Antropogēnais piesārņojums
    K+Biotīta dēdēšana
    K-laukšpata dēdēšana
    Biomasas sadalīšanās
    Mg+2Amfibola un piroksēna dēdēšana
    Biotīta dēdēšana
    Dolomīta dēdēšana
    Ca+2Kalcīta dēdēšana
    Plagioklāza dēdēšana
    Dolomīta dēdēšana
    HCO3-Kalcīta un dolomīta dēdēšana
    Silikātu dēdēšana
    SO4-2Pirītu dēdēšana
    Ģipša dēdēšana
    Antropogēnais piesārņojums
    Cl-NaCl izšķīšana

    Gruntsūdeņi uzkrājas virs jebkura blīva, ūdeni aizturoša iežu horizonta (12.1. attēls). Lielā mērā grunstūdeņu līmenis atkārto Zemes reljefa profilu. Gruntsūdeņu līmenis ir atkarīgs no hidrometeoroloģiskajiem apstākļiem (temperatūras, atmosfēras spiediena, nokrišņu daudzuma) un ģeoloģiskās uzbūves. Gruntsūdeņu sastāvu būtiski ietekmē virszemes ūdeņu- upju, ezeru sastāvs. Tādējādi abu šo hidrosfēras komponentu sastāvs ir cieši saistīts. Liela nozīme gruntsūdeņu sastāva veidošanā ir mikrororganismu darbībai, kuras rezultātā tiek ietekmēta iežu dēdēšana, pazemes ūdeņos nokļūst mikroorganismu producētās gāzes (CO2, CH4, H2S). Tā kā gruntsūdeņi atrodas tuvu Zemes virskārtai, tie ir pakļauti piesārņojumam.


    12.1. attēls
    Gruntsūdeņu veidošanās shēma

    Ja ūdensnesošais slānis atrodas starp diviem ūdeni aizturošiem iežu slāņiem, tad šajā joslā esošajā ūdenī izveidojas paaugstināts spiediens, veidojas artēziskie ūdeņi (12.1. attēls).
    Pazemes ūdeņu ķīmisko sastāvu nosaka minerālu dēdēšana un dažādu iežu izšķīšana. Atkarībā no tā, kāda tipa ieži dominē attiecīgajā reģionā, mainās pazemes ūdeņu sastāvs. Raksturīgs procesu kopums, kas ietekmē pazemes ūdeņu galveno jonu sastāvu apkopots 12.1. tabulā.
    Pazemes ūdeņu sastāvu ievērojami var ietekmēt arī vides piesārņojums. Pazemes ūdeņu pašattīrīšanās spējas ir relatīvi niecīgas, salīdzinot ar virszemes ūdeņiem. Tāpēc pazemes ūdeņu piesārņojums uzskatāms par īpaši bīstamu.
    Pazemes ūdeņu sastāvu var ietekmēt arī dažādu pazemes ūdeņu sajaukšanās. No dzeramā ūdens sagatavošanas viedokļa par īpaši bīstamu uzskatāma sāļo ūdeņu ieplūšana dzeramā ūdens saturošos horizontos (12.2. attēls), kas iespējama, ja ilgstošas ūdens ņemšanas gadījumā izveidojas spiediena depresija.


    12.2. attēls
    Jūras ūdeņu ieplūšanas shēma pazemes ūdens horizontos.

    Latvijas teritorijā esošie pazemes ūdeņi ietilpst Baltijas artēziskajā baseinā (12.3. attēls). Pēc pazemes ūdeņu sastāva un to atrašanās īpatnībām izšķir to apakšējo un augšējo struktūrstāvu. Apakšējais struktūrstāvs ietver pamatklintāja sadēdējušo daļu, kā arī venda, kembrija, ordovika, silūra un daļēji apakšdevona nogulumiežus. Atsevišķi šā iežu kompleksa bloki atrodas dažādos līmeņos un pazemes ūdeņi daļēji vai pilnīgie tiek ekranēti, kas ierobežo vai padara neiespējamu pazemes ūdeņu horizontālo pārvietošanos pa slāņiem un izveido visai ierobežotas hidroģeoloģiskas zonas. Augšējā struktūrstāva pazemes ūdeņu horizonti visā to izplatības teritorijā gandrīz nav traucēti un tajos ūdens plūsma var pārvietoties no pieplūdes apgabaliem caur cirkulācijas zonām un atslodzes vietām upēs, lielos ezeros un jūrā. Augšējais hidroģeoloģiskais struktūrstāvs ietver devona, karbona, kvartāra, perma, triasa un juras iežus. Augšējā hidroģeoloģiskā struktūrstāva ūdens horizonti un kompleksi atrodas aktīvās un palēninātās pazemes ūdeņu cirkulācijas zonās, bet apakšējā- stagnācijas zonā.


    12.3. attēls
    Baltijas pazemes ūdeņu hidroģeoķīmiskā zonalitāte un dzeramā ūdens kompleksu biezums (Kuršs un Stinkule, 1997). 1- izplatīts tikai saldūdeņu komplekss; 2- izplatīti divi pazemes ūdeņu kompleksi: augšējais- saldūdeņu un apakšējais- sāļūdeņu (mineralizācija 1-35 g/l); 3- izplatīti trīs pazemes ūdeņu kompleksi: augšējais- saldūdeņu, vidējais sāļūdeņu un apakšējais sālsūdeņu (mineralizācija > 35 g/l); 4- dzeramā saldūdens kompleksa biezuma izolīnijas, m.

    Latvijas pazemes ūdeņus iedala 3 hidroķīmiskās zonās:
    · A zona - saldūdens (izšķīdušo vielu saturs līdz 1 g/l);
    · B zona - sāļūdens (izšķīdušo vielu saturs līdz 35 g/l);
    · C zona- sālsūdens (izšķīdušo vielu saturs > 35 g/l).
    Hidroķīmiskās zonas atdala ūdeni aizturoši slāņi, kurus veido galvenokārt māli, merģeļi un argilīti. A zonu no B zonas atdala devona Narvas svītas nogulumi, B zonu no C zonas- silūra, kā arī ordovika nogulumi. A zonā pārsvarā ir hidrogēnkarbonātu ūdeņi, kuru mineralizācija ir 0.2-1.0 g/l. A zona sākas ar gruntsūdeņiem, bet Latvijas dienvidrietumdaļā iesniedzas 250-650 m dziļumā. B zonā ir sulfātu vai sulfātu-hlorīdu ūdeņi ar paaugstinātu broma saturu (1-60 mg/l). C- zonā sastopami tikai hlorīdu ūdeņi un tipiski tajos paaugstināts bromīdjonu saturs (pat līdz 650 mg/l), kālija jonu saturs (līdz 500 mg/l), stroncija (līdz 400 mg/l) un citu mikroelementu saturs. Latvijas dienvidrietumdaļā 1700 m dziļumā šīs zonas ūdeņu temperatūra var sasniegt līdz 62° C temperatūru (Freimanis 1985).
    Par minerālūdeņiem sauc tādus dabiskos ūdeņos, kuri vai nu satur paaugstinātās koncentrācijās kādu ingredientu, vai arī ir ar paaugstinātu mineralizācijas pakāpi un kuriem ir zināma ārstnieciska iedarbība.
    Par minerālūdeņiem uzskata ūdeņus ar mineralizācijas pakāpi virs 2 g/l vai arī ar paaugstinātu bioloģiski aktīvu vielu saturu. Komponentu koncentrācijas, kuras nedrīkst tikt pārsniegtas, parasti ir ievērojami augstākas nekā robežkoncentrācijas dzeramajā ūdenī un ir šādas (mg/l): amonija joni - 2.0 mg/l; nitrātjoni - 50 mg/l; nitrītjoni - 2.0 mg/l; vanādijs - 0.4 mg/l; dzīvsudrabs - 0.02 mg/l; selēns - 0.05 mg/l; svins - 0.5 mg/l; urāns - 0.5 mg/l.
    Minerālūdeņus iedala:
    1. Minerālūdeņi bez paaugstinātiem specifisku komponentu daudzumiem, kuru iedarbības efekts pamatojas uz neorganisko sāļu iedarbību. Pārsvarā tie ir hlorīdu vai sulfātu minerālūdeņi ar mineralizāciju 2-150 mg/l;
    2. Ogļskābes (karbonātu) ūdeņi ir visbiežāk sastopamie minerālūdeņi. To iedarbības efektu nodrošina augsts CO2 saturs (CO2 līdz 500 mg/l), kā arī hidrogēnkarbonātu saturs;
    3. Sulfīdu (sērūdeņraža) minerālūdeņi. To sastāvā ietilpst sērūdeņradis (līdz 10 mg/l) un sulfīdi. Parasti šie minerālūdeņi ir augsti mineralizēti (mineralizācija pat līdz 50 g/l);
    4. Dzelzs, arsēna, kā arī citus mikroelementus saturoši ūdeņi. Šādu minerālūdeņu ārstniecisko darbību nosaka mikroelementa iedarbības raksturs, kas paaugstinātās koncentrācijās atrodami ūdeņos. Šiem minerālūdeņiem raksturīgs augsts izšķīdušo gāzu saturs;
    5. Bromīdu un jodīdu ūdeņi satur bromīdjonus (līdz 25 mg/l) vai jodīdjonus (līdz 5 mg/l);
    6. Minerālūdeņi ar paaugstinātu organisko vielu saturu. Šādu minerālūdeņu ārstniecisko iedarbību nosaka ūdenī izšķīdušie naftas produkti, īpaši naftēnskābes;
    7. Radonu saturoši minerālūdeņi (radona saturs līdz 185 Bk/l);
    8. Ar silīciju bagātie (ne mazāk par 50 mg/l H2SiO3) termālie (t> 50°) ūdeņi.
    Atkarībā no izšķīdušo vielu koncentrācijas izšķir:
    1. mazmineralizētus ūdeņus, kuru mineralizācija < 2 g/l;
    2. vāji mineralizētus ūdeņus, kuru mineralizācija ir 2-5 g/l;
    3. vidēji mineralizētus ūdeņus, kuru mineralizācija ir 5-15 g/l;
    4. stipri mineralizētus ūdeņus, kuru mineralizācija ir 15-35 g/l;
    5. pārsātinātos minerālūdeņos, kuru mineralizācija ir 35-150 g/l;
    6. stipri pārsātinātos minerālūdeņos, kuru mineralizācija > 150 g/l.
    Nereti minerālūdeņu bioloģisko iedarbību nosaka to sastāvā ietilpstošie mikroelementi- stroncijs, cinks, varš, mangāns, jods, arsēns, jods. Minerālūdeņos, kas ģenētiski saistīti ar jūras nogulumiem sastop arī boru, jodu, fluoru un citus mikroelementus.
    Latvijā visizplatītākie minerālūdeņu tipi ir :
    1. hlorīdu-bromīdu, kalcija- nātrija ūdeņi ar mineralizāciju 3-15 g/l;
    2. hlorīdu-bromīdu, nātrija ūdeņi ar mineralizāciju 15-50 g/l;
    3. hlorīdu-bromīdu, nātrija ūdeņi ar mineralizāciju 50-125 g/l;
    4. hidrogēnkarbonātu-sulfātu ūdeņi ar mineralizāciju 1.5-2.0 g/l;
    5. sērūdeņradi saturošie minerālūdeņi.
    Latvijā sastopamo minerālūdeņu izmantošanai ir lielas perspektīvas.
13. ŪDEŅU PIESĀRŅOJUMS

    Ūdens tiek piesārņots, ja vielas vai fizikāli apstākļi tādā pakāpē ietekmē ūdens kvalitāti, ka tiek ietekmēta tā ekosistēmas funkcionēšana, vai arī tiek ierobežotas ūdens izmantošanas iespējas konkrētajiem mērķiem.
    Izšķir divu tipu piesārņojuma avotus: punktveida un difūzā piesārņojuma avotus. Tipiski ūdens piesārņojuma punktveida avoti ir:
    1) cauruļvadi, caur kuriem ūdenskrātuvēs, upēs, ezeros, jūrās tiek ievadīti pilsētu vai rūpnīcas pilnīgi attīrīti notekūdeņi, vai arī neattīrīti notekūdeņi;
    2) lauksaimniecības notekūdeņi;
    3) eļļas un naftas produktu izplūde no cauruļvadiem.
    Difūzā piesārņojuma avoti ir izkliedēti un tos identificēt, novērtēt ir ievērojami grūtāk. Galvenie difūzā piesārņojuma avoti ir:
    1) virszemes notece no lauksaimnieciski izmantojamām zemēm, celtniecības platībām, izdegušiem mežiem utt.;
    2) virszemes notece no lauksaimnieciski izmantojamām platībām, kuras piesārņotas ar minerālmēslojumiem, dabīgo mēslojumu (biogēno elementu notece), pesticīdiem vai sāļiem ūdeņiem;
    3) lietus ūdeņu notece no urbanizētām teritorijām;
    4) notece no pamestām un ekspluatācijā esošām raktuvēm, karjeriem utt.;
    5) vielu izkrišana ar nokrišņiem (sērs, slāpekļa savienojumi, metāli, hlororganiskie savienojumi);
    6) noplūdes pazemes un virszemes ūdeņos no atkritumu izgāztuvēm.
    Vispār difūzo ūdens piesārņojumu var uzskatīt par bīstamāku nekā punktveida avotu piesārņojumu.
    Galvenie ūdens punktveida piesārņojuma avoti ir:
    1) sadzīves (komunālie) notekūdeņi;
    2) rūpnieciskie notekūdeņi;
    3) lauksaimnieciskais piesārņojums.
    Katru šo piesārņojuma tipu raksturo zināma specifika, tomēr lielā mērā robežas starp tiem saplūst. Tā pēdējā laikā sadzīves notekūdeņu sastāvā aizvien vairāk var atzīmēt dažu ķīmisko vielu paaugstinātu saturu, tai pašā laikā ar rūpnieciskajiem notekūdeņiem apkārtējā vidē nokļūst aizvien pieaugoši biogēno elementu daudzumi.
    Jāatzīmē, ka ir tādas ražošanas nozares, kuru notekūdeņus raksturo visai stingri noteikts specifisku vielu spektrs, piemēram, tekstilrūpniecība, polimēru pārstrāde, ķīmiskā rūpniecība utt..
    Analizējot piesārņojošo vielu sadalījumu, ūdens masā var izdalīt
    trīs ūdenstilpes zonas, kurās piesārņojošo vielu darbība var būt īpaši bīstama:
    1) gaisa - ūdens saskares zona, kur var izdalīt virsējo ūdens slānīti, tā biezums ir 50 - 5000.m. Parasti šajā zonā notiek gāzu apmaiņa starp atmosfēru un ūdeni, bet tajā ļoti intensīvi var uzkrāties piesārņojošās vielas;
    2) galvenā ūdens masa;
    3) nogulsnes.
13.1. Ūdens piesārņojums ar organiskajām vielām

    Ūdens vides piesārņojumam ar organiskajām vielām vienmēr ir ļoti komplekss un sarežģīts raksturs. Organiskās piesārņojošās vielas ir spējīgas aktīvi mijiedarboties ar dažādām dabiskās izcelsmes vielu grupām. Cita šīs vielu grupas īpatnība ir arī tāda, ka tās aktīvi ietekmē (transformē, sagrauj) dažādi dzīvie organismi, vispirms baktērijas. No tām vielu grupām, kurām pēdējā laikā tiek pievērsta īpaša vērība, jāatzīmē:
    1) augu aizsardzības līdzekļi (pesticīdi, herbicīdi, insekticīdi);
    2) virsmas aktīvās vielas;
    3) naftas produkti;
    4) fenoli;
    5) hlororganiskie savienojumi;
    6) ogļhidrāti, olbaltumvielas, aminoskābes.
    Vides organiskā piesārņojuma sarežģītais ķīmiskais saturs parasti apgrūtina šīs vielas saturošu notekūdeņu analīzi. Parasti šādus notekūdeņus raksturo organiskās vielas aplūkojot kā zināmu kopumu, kas spējīgs patērēt skābekli, pēc ĶSP vai BSP vērtībām. No otras puses ūdenī izšķīdušā skābekļa saturs uzskatāms par citu kritēriju, kura satura vērtības parāda bioloģiski degradējamu organisko vielu ieplūdi ūdeņos. Vispārējās likumsakarības, kuras raksturo ūdeņu sastāva izmaiņas, ja tajos ievadīti notekūdeņi parādīti 13.1. attēlā.


    13.1. attēls
    Bioloģiskā skābekļa patēriņa un ūdenī izšķīdušā skābekļa satura izmaiņas upes ūde'ņos notekūdeņu ievadīšanas gadījumā.

    Tipiski izmaiņas ūdeņos raksturo bioloģiskā skābekļa patēriņa pieaugums, ūdenī izšķīdušā skābekļa satura pazemināšanās, slāpekļa satura pieaugums (pie kam parasti slāpekļa savienojumi atrodas amonija jonu formā). Ūdeņu piesārņojuma gadījumā ar bioloģiski labilām vilām tipiski izmainās ūdeņu biocenotiskā struktūra, kas vispirms saistās ar bioloģiskās dauzdzveidības krasu samazināšanos, dzīvo organismu kopējās biomasas pieaugumu. Tikai zināmā attālumā no piesārņojuma ievadīšanas, atjaunojas ūdeņu satāvs, kas tipisks antropogēni neietekmētai videi.
    Arī tādi organisko vielu satura rādītāji kā fenolu, virsmas aktīvo vielu un citu vielu satura rādītāji pārsvarā gadījumu uzskatāmi par grupveida rādītājiem, kuru vērtības lielā mērā nosaka noteikšanas apstākļi.
    Tā kā notekūdeņi (īpaši komunālie) pārsvarā sastāv no viegli degradējamām organiskām vielām, tad to ievadīšanas rezultātā parasti pieaug ķīmiskais un bioloģiskais skābekļa patēriņš, bet samazinās skābekļa saturs. Tas ļoti būtiski ietekmē ūdeņos esošos dzīvos organismus, piemēram, samazinās bioloģiskā daudzveidība ūdeņos.
    Par īpaši bīstamu jāuzskata dabas ūdeņu piesārņojums ar naftu. Līdzīgi citām ūdens vidi piesārņojošām vielām, arī nafta ir sarežģīts dažādu vielu maisījums, kas, atkarībā no naftas ieguves avota, sastāv no lineāriem ogļūdeņražiem (parafīniem C6 - C25), cikloalkāniem, aromātiskiem ogļūdeņražiem (mono- un policikliskiem), kā arī satur aromātiskās karbonskābes, sērorganiskos savienojumus utt.
    Vērtējot ūdeņu piesārņojumu ar naftu, par specifisku var atzīmēt to apstākli, ka šie produkti nokļūst ūdens vidē:
    1) dažādu avāriju rezultātā,
    2) ieskalojoties urbanizētu teritoriju vai rūpnīcu lietus notekūdeņiem.
    Atbilstoši šiem nokļūšanas veidiem ir veicami pasākumi ūdens aizsardzībai.
    Īpašs ir jautājums par jūras ūdeņu piesārņošanu:
    1) tankkuģu avārijas rezultātā,
    2) ar tankkuģu skalošanas ūdeņiem,
    3) sakarā ar naftas ieguvi jūrā.
    Šis piesārņojuma veids raksturojas ar lielu naftas masu izplūdi jūras ūdeņos un plašu teritoriju piesārņojumu.
    Naftai un tās produktiem nokļūstot ūdens vidē, tā ātri izplūst pa ūdens virsmu, veidojot virsmas plēvi, piemēram, 15 tonnas mazuta 6-7 diennakšu laikā izplūstot var nosegt apmēram 20 km2 lielu ūdens virsmu. Ar šo apstākli saistās viens no galvenajiem vides piesārņojuma ar naftas produktiem kaitīgajiem faktoriem, proti, tādā veidā tiek pārtraukta gaisa apmaiņa starp atmosfēru un ūdeni, kas savukārt var radīt zivju slāpšanu utt. Bez tam ūdens putni, nolaižoties šādā ūdenī, aplīp ar naftu.
    Vēl cita šādas virsmas plēves īpatnība ir tāda, ka tajā koncentrējas daudzas citas piesārņojošās vielas, vispirms hlororganiskie savienojumi. Tā, piemēram, pesticīda dieldrīna koncentrēšanās faktors šādā virsmas plēvē sasniedz pat 10 000 reižu. Bez tam šādā virsmas slānī var uzkrāties smagie metāli, īpaši dzīvsudraba savienojumi.
    Pēc naftas un to produktu nokļūšanas apkārtējā vidē ar tiem notiek dažādi tālāku pārvērtību procesi.
    Vispirms notiek viegli gaistošu naftas frakciju iztvaikošana (benzols, ksilols, oktāns, zemākie parafīni un cikloparafīni).
    Tālākās pārvērtības saistās un noris ar dažādu mikroorganismu starpniecību.
    Tā kā naftas sastāvs ir ļoti sarežģīts, tad tās biodestrukcija norit vairāku organismu grupu ietekmē, katrai no kurām ir sava specifika, šaurs darbības veids. Mikroorganismu darbība sākas vai nu ar parafīnu alifātiskās ķēdes oksidatīvu šķelšanu, vai arī ar alkāna gala funkcionālās grupas oksidēšanu. Aromātisko savienojumu destrukcija vienmēr sākas ar hidroksilgrupas ievadīšanu to molekulās. Pirmējo destrukcijas procesu rezultātā izveidojas jauna savienojumu grupa, kuri paši par sevi var arī nebūt mazāk toksiski kā sākotnējie naftas produkti, un kuru tālākās pārvērtības veic citi organismi. No naftas produktiem vispirms tiek sagrauti parafīni, tad cikloparafīni. Visstabilākie ir poliaromātiskie ogļūdeņraži. Kopējais naftas produktu oksidēšanas ātrums atkarīgs no vides temperatūras un skābekļa satura ūdenī, pie kam pēdējais rādītājs var tikt izmantots kā piesārņojuma destrukcijas procesu intensitātes kritērijs.
    Ir aprēķināts, ka, lai oksidētu 4 litrus jēlnaftas, tiek patērēts skābeklis, kas ietilpst 1 500 000 litros jūras ūdens, kas piesātināts ar skābekli. Tas ir ekvivalents jūras ūdens masai 30 cm biezā slānī 500 m2 platībā. Destrukcijas procesu un viļņu mehāniskās iedarbības rezultātā viendabīgā naftas plēve pakāpeniski tiek sagrauta, sākotnēji veidojot naftas pilīšu emulsiju ūdenī, no kuras iztvaikošanas un salipšanas rezultātā veidojas eļļainas naftas piciņas, kas tad arī bieži tiek izskalotas krastā.
    Atbilstoši dabiskajiem naftas destrukcijas procesiem tiek īstenota ūdens vides attīrīšana no piesārņojuma ar tiem.
    Agrāk ūdeņu piesārņojumu ar naftu likvidēja vai nu, pievienojot ūdenim dažādas virsmas aktīvās vielas, kas palīdzēja sagraut virsmas plēvi, vai arī karbonizētas smiltis, kas veicināja virsmas plēves izgulsnēšanu. Tomēr šai pieejai bija tas trūkums, ka tā principiāli nenovērsa vides piesārņojumu, bet vienkārši to pārnesa uz citu vidi vai laiku. Turklāt daudzu virsmas aktīvo vielu toksiskā iedarbība bija pat lielāka nekā naftas produktiem.
    Ņemot vērā šī jautājuma aktualitāti, pēdējā laikā izstrādātas daudzas metodes vides piesārņojuma ar naftas produktiem novēršanai, kuru vidū priekšroka atdodama selektīvi darbojošos mikroorganismu izmantošanai.
    Aktuāls mūsdienās ir kļuvis jautājums par ūdens vides piesārņojumu ar sintētiskajiem mazgāšanas līdzekļiem (SML). Vispār SML satur dažādas vielas, kuras var piesārņot ūdens vidi:
    1) balinātāji - parasti dažādi oksidētāji, piemēram, nātrija perborāts;
    2) fermenti, piemēram, lipāze;
    3) korozijas inhibitori, piemēram, nātrija silikāts;
    4) aromatizējošās vielas;
    5) inertas vielas (pildītāji), piemēram, nātrija sulfāts;
    6)stabilizatori, piemēram, magnija silikāts.
    Tomēr no vides aizsardzības viedokļa visbūtiskākie ir SML divi komponenti:
    1) virsmas aktīvās vielas,
    2) ūdens mīkstināšanas līdzekļi.
    Virsmas aktīvās vielas ir ūdenī šķīstošu organisku vielu grupa, kuras koncentrējas uz virsmām un samazina ūdens virsmas spraigumu. Galvenie uzbūves elementi, kas nosaka vielas ietekmi uz ūdens šķīdumu virsmas spraigumu, ir molekulas asimetriska uzbūve: virsmas aktīvo vielu molekulas sastāv no divām daļām- ūdeni atgrūdoša grupējuma- hidrofoba daļa un ūdeni pievelkoša- hidrofīla daļa. Ziepēs hidrofobā grupa ir relatīvi garš lineāra ogļūdeņraža atlikums, bet hidrofīlā grupa ir karboksilgrupa.
    Izšķir šādas virsmas aktīvo vielu grupas (VAV):
    1) anjonaktīvās VAV. Šo virsmas aktīvo vielu molekulas sastāv no ogļūdeņraža atlikuma (hidrofobā daļa) un sulfāt- sulfonāt-, fosfāt- vai karboksilgrupas. Šī ir nozīmīgākā virsmas aktīvo vielu grupa, kuru izmanto gan šķidro, gan arī cieto mazgājamo līdzekļu izgatavošanai. Pie šīs virsmas aktīvo vielu grupas pieder:
    · ziepes, piemēram, nātrija stearāts CH3(CH2)16COO- Na+;

    · sulfurēti aromātiskie vai lineārie ogļūdeņraži, piemēram, C12H25(C6H4)SO3- Na+, C15H31SO3- Na+

    · augstāko spirtu sulfāti, piemēram, nātrija dodecilsulfāts, C12H25OSO3- Na+
    · augstāko spirtu fosfāti
    2) katjonaktīvās VAV, kuru molekulas sastāv no hidrofoba ogļūdeņraža atlikuma un amonija jonu nesoša grupējuma. Šīs virsmas aktīvo vielu grupas izmantošanas sfēra ir relatīvi ierobežota, bet šīs vielas izmanto kā dezinficējošu un antiseptisku komponentu mazgāšanas līdzekļos.

    3) nejonogēnās VAV, kuru molekulās hidrofilo atlikumu veido etilēnglikola atlikums. Šis grupas virsmas aktīvās vielas var iegūt, apstrādājot spirtus, taukskābes, fenolus ar elilēnoksīdu vai etilēnhlorhidrīnu.
    Bez sintētiskām virsmas aktīvām vielām arī daudzas dabiskas izcelsmes vielas var tikt izmantotas kā mazgāšanas līdzekļi, piemēram, kazeīns, saponīni, lecitīns, lanolīna atvasinājumi, polisaharīdi.
    Virsmas aktīvās vielas- sintētiskie mazgāšanas līdzekļi mūsdienās uzskatāmi par vienu no nozīmīgākajām vielu grupām, kuru ražošanas apjoms nemitīgi pieaug. Pēc šo vielu izmantošanas tās nonāk attīrīšanas iekārtās
    Bioloģiskās attīrīšanas apstākļos VAV sadalās nesalīdzināmi lēnāk nekā dabiskie mazgāšanas līdzekļi - taukskābes un to sāļi, pie kam sadalīšanās procesā tiek patērēti lieli skābekļa daudzumi. Bez tam to sadalīšanās produkti piešķir ūdenim nepatīkamu garšu un smaku, kā arī rada putu veidošanos. No triju tipu VAV vistoksiskākās ir katjonaktīvās virsmas aktīvās vielas.
    Ūdens mīkstināšanas līdzekļu piedevas mazgāšanas līdzekļiem nepieciešamas, lai samazinātu ūdens cietības nevēlamo ietekmi. Šīs vielas saista kalcija un magnija jonus stabilos kompleksos. Kā ūdens mīkstināšanas līdzekļus izmanto polifosfātus, nātrija tripolifosfātu (Na3H2P3O10), nātrija silikātus vai organiskas vielas. Šīs vielas izsauc ūdens eitrofikācijas procesu.


    13.2. Toksisko vielu bioAKUMULĀCIJA

    Vielai nonākot ūdens vidē, tā tiek pakļauta dažādu faktoru iedarbībai, kuru rezultātā vielas saturs var ātri un būtiski pazemināties. Tomēr ir daudzas vielas, kuru stabilitāte pret bioloģisko degradāciju ir augsta. šādu vielu vidū vispirms jāmin DDT un hlororganiskie savienojumi.
    Piemēram, daudzi jūras putni, kuri savā barībā izmanto zivis, ir ļoti efektīvi toksikantu biokoncentratori. Mūsdienās šo putnu sugas līdz ar to ir ļoti pakļautas piesārņojuma iedarbībai. Fizioloģiski tā var izpausties kā putnu sterilizācija, olu čaumalu biezuma pamazināšanās, turklāt vielu deponēšanās vispirms norit taukaudos. Cits faktors, kas parāda vides piesārņojuma ar šīm vielām bīstamību, ir to augstā stabilitāte.
    Ar stabilo toksisko vielu lielo izturību pret dažādu vides faktoru iedarbību izskaidrojama to biokoncentrēšanās. Tās mērs ir biokoncentrēšanās faktors (BCF). BCF ir attiecība starp vielas koncentrāciju vidē (ūdenī, augsnē) un tās saturu organismā. Piemēram, aļģu Fucus vai Laminaria spēja biokoncentrēt jodu no jūras ūdens ļauj tās izmantot rūpnieciskai joda ieguvei.
    šis pats biokoncentrēšanās fenomens raksturīgs daudzām hlororganiskām un organiskām vielām, kuras vidē nokļūst cilvēku darbības rezultātā. Šīs vielas ir hidrofobas, tas ir, tās šķīst nepolāros organiskos šķīdinātājos (hloroforms, oktanols, heksāns, benzols), kā arī organisma lipīdos. Vielu hidrofobumu var aprakstīt, izmantojot tās šķīdības (sadalījuma) attiecību ūdenī un hidrofobā organiskā šķīdinātājā- n-oktanolā Kow.


    Oktanols tipiski modelē organisma lipīdus. Hidrofobas organiskas vielas, tādas kā DDT, polihlorētie bifenili parasti ir ar Kow > 106. Līdz ar to Kow izmantojams kā vielu biokoncentrācijas raksturotājs un pastāv empīriskas sakarības:

    BCF = Kow´ lipīdu saturs organismā

    Piemēram, polihlorēto bifenilu gadījumā šī sakarība izsakāma šādi:

    log BCF = log Kow -1.32

    Biokoncentrācijas faktoru var arī izteikt kā attiecību starp vielas uzņemšanas ātrumu un tās izvadīšanas ātrumu no organisma:



    Vienlaicīgi biokoncentrēšanās parādība tipiska vielām, kuras nav hidrofobas, gadījumā, ja noteiktas organisma sistēmas spējīgas palielinātos daudzumos asimilēt attiecīgo elementu. Tā, piemēram, fitoplanktons koncentrē radioaktīvos elementus līdz 3000 reižu, bet citā piemērā pierādīta fosfora-32 koncentrēšanās līdz 1000 reižu no Kolumbijas upes ūdens, kurā līdz 1954. gadam tika ievadīti Henfordas plutonija rūpnīcas notekūdeņi.
    Īpaši ir izpētīta biokoncentrēšanās hlororganisko savienojumu piemērā. Pirmajā trofiskajā līmenī biokoncentratoru lomā var būt fitoplanktons, kā arī augi, īpaši, ja tie bagāti vai nu ar lipīdiem (rieksti, īpaši, zemesrieksti), vai arī karotinoīdiem, terpēniem. Īpaši nozīmīga ir fitoplanktona spēja koncentrēt, piemēram, hlororganiskos savienojumus pat līdz 2000 reižu. Attiecīgi augstākajos trofiskajos līmeņos biokoncentrēšanās efektu nosaka ne tikai tas, ka par barības bāzi izmanto pirmējos producentus, bet arī tas, ka, dzīvajam organismam kļūstot sarežģītākam, parādās orgāni, kuros toksikanti var vieglāk deponēties. No ūdens dzīvniekiem vispirms jāmin moluski. Piemēram, austere, kuras dzīvsvars ir 20g, diennaktī izfiltrē līdz 48 litriem ūdens. Līdz ar to molusku biokoncentrēšanās faktors var sasniegt pat 640 000 reižu. Jāatzīmē, ka zivis diezgan lielus toksikantu daudzumus var uzņemt caur ādu tieši no ūdens.
    Būtisks faktors, kas nosaka biokoncentrēšanās pakāpi, ir barības ķēdes garums, kas ūdens dzīvajiem organismiem caurmērā ir garāks nekā uz sauszemes dzīvojošajiem. Piemēram, Minamatas avārijas gadījumā metildzīvsudraba biokoncentrēšanās pakāpe bija līdz 500000 reižu, barības ķēdē ar 5-6 locekļiem (sauszemes ekosistēmās barības ķēdes locekļu skaits parasti ir 3-4). Līdzīgi notiek arī DDT pārnese un biokoncentrēšanās, kas ūdens dzīvnieku gadījumā var sastādīt pat 250000 reižu.
    Salīdzinoši pesticīdu biokoncentrēšanās sauszemes barības ķēdēs ir mazāk izteikta. Visi šie fakti pierāda, ka piesārņojošo vielu izkliedēšanās process, tām nonākot apkārtējā vidē, uzskatāms par visai nosacītu. Tā kā piesārņojošās vielas var koncentrēties barības ķēdes augstākajos posmos, pie kuriem pieder arī cilvēks, tad iespējams izveidot analoģiski "ekoloģiskajai piramīdai" apgrieztu "biokoncentrēšanās piramīdu". šī sakarība parāda, ka piesārņojošo vielu koncentrāciju izmaiņa ir pretēja biomasas izmaiņai biocenozē.

    14. ŪdeŅU attīrīšana

    Mūsdienās īpaši nozīmīga ir ūdens attīrīšana šādiem mērķiem:
    1) dzeramā ūdens sagatavošana;
    2) ūdens attīrīšana tā izmantošanai ražošanā;
    3) notekūdeņu attīrīšana.
    Attīrīšanas metodes, izmantotās tehnoloģijas un ūdens attīrīšanas pakāpe viennozīmīgi ir atkarīga no tā, kādiem mērķiem attīrīto ūdeni paredzēts izmantot. Ja notekūdeņus paredzēts izvadīt virszemes ūdenstilpēs, to attīrīšanas pakāpe parasti ir ievērojami zemāka nekā, ja tos izmanto atkārtoti. Ja ūdeni izmanto pārtikā, īpaši svarīgi ir tajā iznīcināt mikroorganismus, taču tajā pašā laikā šādā ūdenī pieļaujams visai augsts dažādu sāļu saturs (ūdens cietība). Savukārt, ūdeni izmantojot apkures sistēmās, svarīgi ir ūdeni mīkstināt (pazemināt cietību). Šīs atšķirības nosaka dažādās metodes, kuras izmanto ūdens attīrīšanai.
    14.1. Dzeramā ūdens sagatavošana

    Dzeramā ūdens sagatavošanas metodes var visai būtiski atšķirties atkarībā no izmantotā ūdens piesārņotības un sastāva. No virszemes avotiem (upes, ezeri) ņemtu ūdeni bieži nepieciešams filtrēt. To var veikt vai nu ar grants (smilšu) palīdzību, vai arī filtrējot attīramo ūdeni caur dzelzs sietiem. Būtiska ūdens sagatavošanas stadija ir tā aerācija. Aerācija attīra ūdeni no tajā izšķīdušajām gāzēm (sērūdeņradis, metāns, amonjaks un amīni) un gaistošām organiskām vielām, kuras ūdenim piešķir nepatīkamu garšu un smaku. Gaisa skābeklis palīdz samazināt dzelzs saturu ūdeņos, oksidējot šķīstošo Fe (II) par ievērojami grūtāk šķīstošo Fe (III), kas sekojoši var koagulēties. Ja ūdens ir skābs (pH < 7), to vēlams pasārmināt. Šim nolūkam izmanto kalcija hidroksīdu. Šāda apstrāde arī ļauj pazemināt ūdens cietību. Šo ūdens pirmējās apstrādes procesu rezultātā veidojas nogulsnes, kuras atdala, ūdeni nostādinot pirmējos nostādinātājos. Tajā pašā laikā pirmējos nostādinātājos izdodas atbrīvoties tikai no pašām rupjākajām suspensijas daļiņām, kuras izkrīt gravitācijas spēka iedarbības rezultātā.
    Nostādināšanas process ir lēns, neefektīvs un neļauj atbrīvoties no ūdenī izšķīdušām vielām un koloīdām daļiņām. Lai ūdeni attīrītu no tām izmanto koagulāciju, kas ļauj principiāli pazemināt ūdenī izšķīdušo vielu, kā arī koloīdo daļiņu saturu ūdenī. Visbiežāk kā koagulantus dzeramā ūdens sagatavošanas procesā izmanto dzelzs vai alumīnija sāļus (hlorīdi, sulfāti), bet par populārāko koagulantu var uzskatīt alumīnija sulfātu Al2(SO4)3 ´ 18H2O. Šai vielai nokļūstot ūdenī, notiek alumīnija jona hidrolīzes process, kura rezultātā veidojas alumīnija hidroksīdi un tā polimēri.
    Šīs vielas ir mazšķīstošas un hidrolīzes procesā veido pārslveidīgas nogulsnes - flokulas. Tā kā alumīnija oksohidrāti ir pozitīvi lādēti, tad tie spēj pievienot negatīvi lādētas koloīdās daļiņas, baktērijas un ūdenī izšķīdušās skāba rakstura organiskās vielas (humīnskābes, fulvoskābes), kuras tādējādi kļūst par flokulu veidošanās - koagulācijas centriem. Koagulācijas procesa rezultātā ūdenī esošās koloīdās daļiņas līdz 99%, baktērijas, vīrusi (līdz 99%) un organiskās makromolekulārās vielas (60 - 90%) lielā mērā tiek aizvāktas. Izveidojušās metālu hidroksīdu nogulsnes tiek aizvāktas otrējās nostādināšanas tilpnēs un pēc tam, ūdeni filtrējot.
    Bez alumīnija sāļiem visai plaši izmanto analogus dzelzs sāļus. Dzelzs (II, III) sulfāti darbojas plašā pH intervālā, tomēr to izmantošanas gadījumā vēlama ūdens papildus aerēšana, lai aizvāktu dzelzs jonu pārākumu. Koagulācijas efektivitāti paaugstina silikātu piedevas, īpaši alumīnija sulfāta izmantošanas gadījumā.
    Pēdējā laikā plaši tiek pētītas iespējas par koagulantiem izmantot dažādus polimērus savienojumus. Šādi polimēri var būt gan mākslīgas, gan dabiskas izcelsmes. No dabiskiem polimēriem var minēt celulozes, agara, hitīna un cietes atvasinājumus.
    Ievērojami efektīvāki tomēr izrādījušies sintētiski bāziska rakstura polimēri, piemēram, poliakrilamīds un tā atvasinājumi.
    Koagulācijas izmantošana tomēr ir efektīva tikai tad, ja precīzi tiek ievērots procesa tehnoloģiskais režīms.
    Ūdenī paliekot koagulanta atlikumiem, tie var nelabvēlīgi ietekmēt cilvēka veselību, tāpēc koagulantu (Al+3) daudzums dzeramajā ūdenī ir kontrolējams lielums. Cits koagulācijas procesu trūkums ir tā zemā efektivitāte ūdenī izšķīdušo organisko vielu, īpaši humusvielu atdalīšanā. Tomēr kopumā koagulācijas process uzskatāms par vienu no galvenajiem etapiem dzeramā ūdens sagatavošanas procesā.
    Par aktuālu uzskatāma ūdens attīrīšana no tajā izšķīdušajām organiskajām vielām, kuras var iedalīt divās grupās:
    a) antropogēnas;
    b) dabiskas izcelsmes.
    Ūdeņu piesārņojums ar organiskajām vielām ir īpaši aktuāls, ja tiek izmantoti virszemes ūdeņi, tomēr arī pazemes ūdeņi var būt piesārņoti, piemēram, ar naftas produktiem. Nozīmīgākās antropogēnās izcelsmes vielas, piesārņojums ar kurām var nelabvēlīgi ietekmēt dzeramā ūdens kvalitāti, ir: naftas produkti; fenoli, pesticīdi, hlororganiskie savienojumi.
    Tomēr arī dabiskās izcelsmes organisko vielu klātbūtne spēj būtiski pasliktināt ūdens kvalitāti. Šādas vielas pat mikrodaudzumos spēj piešķirt ūdenim nepatīkamu garšu vai smaku (purva, puvuma, zivju smaku). Var tikt ietekmēta arī ūdens estētiskā kvalitāte.
    Pēc ūdens attīrīšanas tajā palikušās humusvielas (galvenokārt fulvoskābes) var, ūdeni dezinficējot ar hloru, veidot veselu rindu hlororganisku savienojumu. Hlororganisko savienojumu veidošanās pamatā ir humusvielu oksidatīvās halogenēšanas process, kā arī humusvielu tiešās hlorēšanas produktu izveidošanās. Šo vielu klātbūtne dzeramajā ūdenī ir nevēlama tāpēc, ka daudzas no tām ir ar kancerogēnu aktivitāti, kā arī augstu toksiskumu.
    Galvenās iespējas organisko vielu satura pazemināšanai dzeramajā ūdenī ir šādas:
    1) pazemes ūdeņu izmantošana, kuros organisko vielu saturs, kā likums, ir zemāks;
    2) koagulācijas procesa optimizēšana;
    3) ūdeņu attīrīšana, izmantojot sorbentu.
    Dzeramā ūdens attīrīšanai no tajā izšķīdušām organiskajām vielām var izmantot aktivēto ogli un sintētiskus hidrofobus sorbentus.
    Aktivēto ogli parasti iegūst no koka, kūdras, lignīta, tos pārogļojot anaerobi zem 600° C, bet pēc tam aktivējot. Ogles aktivēšana tiek veikta, to daļēji oksidējot ar CO2 pie 800 - 900° C. Aktivācijas procesa rezultātā pieaug ogles porainība, īpatnējā virsma un līdz ar to arī spēja sorbēt organiskas vielas. Aktivēto ogli parasti izmanto granulu veidā. Ogles attīrīšanas spējas raksturošanai var izmantot tādu jēdzienu kā fenola sorbcijas kapacitāte vai fenola ekvivalents. Fenola ekvivalents ir oglekļa daudzums miligramos, kas nepieciešams, lai 1 l šķīduma, kas satur 100 mg fenola, tā saturu pazeminātu par 90%. Rūpnieciski ražotai aktīvai oglei fenola ekvivalents parasti ir 15 - 30.
    Ūdeņu attīrīšanai aktivēto ogli izmanto kā sorbcijas kolonnu pildījumu. Jāatzīmē, ka uz aktivētās ogles virsmas var visai viegli attīstīties mikroorganismi, kas tādējādi var sekundāri piesārņot ūdeni.
    Aktivētās ogles sorbenti ir reģenerējami, gan tos mazgājot pretplūsmas režīmā, gan arī karsējot ūdens tvaiku-gaisa plūsmā pie 950° C. Šajā procesā tiek oksidētas sorbētās organiskās vielas un reģenerēta aktivētās ogles makroporainā struktūra.
    Kaut arī ūdeņu tīrīšana, izmantojot aktivētu ogli, uzskatāma par efektīvu metodi, kas ļauj ļoti būtiski uzlabot dzeramā ūdens kvalitāti, tomēr tā ir dārga un līdz ar to vēl joprojām visai reti izmantota.
    Arī sintētiskus hidrofobus makroporainus polimērus var izmantot dzeramā ūdens attīrīšanai no tajā esošām organiskām vielām. Šādiem mērķiem izmanto stirola - divinilbenzola vai stirola - metakrilskābes koppolimērus, kuru īpatnējā virsma var sasniegt līdz 1000 m2/g. Organiskie polimēri ir spējīgi efektīvi sorbēt pat stipri atšķirīgas uzbūves organiskas vielas, bet reģenerēt tos iespējams, skalojot ar tādiem šķīdinātājiem kā etanols, acetons, izopropanols.
    Ūdeņu attīrīšanai no tajā izšķīdušajām organiskajām vielām var izmantot arī papildu oksidēšanu. Populārākie šādam nolūkam izmantojamie oksidētāji var būt ozons, ūdeņraža peroksīds, hlora atvasinājumi, kālija ferrāts. Var izmantot arī elektroķīmisku oksidēšanu.
    Pēc koagulācijas ūdens tiek nostādināts otrreizējas nostādināšanas baseinos un filtrēts.
    Izšķir šādus filtrācijas veidus:
    1) Lēnā filtrācija - filtrē caur smiltīm vai granti pašteces režīmā.
    2) Ātrā filtrācija. Filtrē caur kvarca smiltīm, ogles slāni, kas uzklāts uz nesējvirsmas. Process norit ar ārējā spiediena vai vakuuma izmantošanu un ir 40-50 reižu ātrāks par iepriekšējo. Būtisks ir jautājums par to, lai filtri būtu tīrāmi un nomaināmi.
    3) Sausā filtrācija. Tiek realizēta, ūdeni smidzinot uz filtra virsmas un sekojot, lai tas nenokļūtu zem ūdens slāņa. Šī metode ir īpaši efektīva, lai atbrīvotos no ūdenī izšķīdušajām gāzēm.
    Lai atbrīvotos no ūdenī izšķīdušajām gāzveida vielām, lieto ūdens aerāciju. Šajā procesā attīrāmajam ūdenim cauri tiek burbuļots gaiss, kas palīdz piesātināt ūdeni ar skābekli un attīrīt to no tādām gāzēm kā CO2, H2S, NH3 utt. Lieto gan atklāto, gan slēgto aerāciju.
    Tā kā dzeramajā ūdenī ir nepieļaujama baktēriju klātbūtne, tad ūdens pēc visām tā apstrādes stadijām tiek dezinficēts.
    Tradicionāli ūdens dezinfekcijai visbiežāk izmanto tā hlorēšanu. Hlors ir ērti transportējams, vienkārši dozējams un lēts dezinfektants. Hloru kā gāzi ievadot ūdenī, tas izšķīst un ātri hidrolizējas.

    Cl2 (g) Cl2 (šķ) + H2O --> H+ + Cl- + HClO

    Hlorapskābe HClO (sāļi hipohlorīti) ir vāja skābe, kas disociē (jonizācijas konstante 2.7 x 10-8).

    HClO H+ + ClO-

    Arī hipohlorītus, īpaši kalcija hipohlorītu Ca(ClO)2, var izmantot ūdens dezinfekcijai. Kopējo Cl2, ClO- un HClO daudzumu apzīmē par brīvo hloru. Brīvā hlora daudzums raksturo faktisko spēju dezinficēt ūdeni.
    Amonija jonu klātbūtnē veidojas hloramīni

    NH4+ + HClO --> NH2Cl + H2O + H+ (monohloramīns)
    NH2Cl + HClO --> NHCl2 + H2O (dihloramīns)
    NHCl2 + HClO --> NCl3 + H2O (trihloramīns)

    Tā kā arī hloramīni ir oksidētāji, tad, ņemot vērā to koncentrāciju, izsaka kopējo aktīvo hloru. Hlora pārākumā (Cl/NH3 svara attiecība 8:1) amonija joni tiek oksidēti līdz brīvam slāpeklim. Šādu pieeju izmanto amonija satura pazemināšanai ūdenī.

    NH4+ + HClO --> NH2Cl + H2O + H+
    2NH2Cl+ HClO --> N2 + 3H+ + 3Cl- + H2O

    Ūdenī izšķīdušā hlora, hipohlorītu un hloramīna saturam ūdenī sasniedzot noteiktu robežkoncentrāciju, sāk izpausties to dezinficējošā iedarbība, proti, notiek ūdenī esošo mikroorganismu - baktēriju, vīrusu, vienšūņu un to cistu, pelējumu sēnīšu un citu iznīcināšana. Hlora un tā atvasinājumu dezinficējošās iedarbības mehānismu būtiska sastāvdaļa ir to iedarbība uz šūnu ārējām membrānām, vispirms oksidējot ogļhidrātu un olbaltumvielu un arī lipīdu struktūras tajās. Tā rezultātā mikroorganismu membrānas "plīst", notiek to līze. Ūdens vidē nonākušās citoplazmas sastāvā esošās vielas tiek tālāk degradētas. Hlorēšanas procesu atkarībā no tā veikšanas tehnoloģiskā režīma, raksturo ļoti augsta efektivitāte un, pareizi veikta ūdens hlorēšana ļauj to attīrīt no praktiski visiem zināmajiem mikroorganismiem.
    Būtiski ir hlorēšanas procesu veikt tā, lai zināms hlora daudzums saglabātos ūdenī līdz pat tā nonākšanai pie patērētāja. Par būtiskāko hlorēšanas trūkumu var uzskatīt hlororganisku vielu veidošanos dzeramajā ūdenī, dažas no kurām ir mutagēnas un kancerogēnas. Pie šādām vielām pieskaitāms, piemēram, hloroforms, Z-2-hlor-3-(dihlormetil)-5-hidroksi-2(5H) furanons (MX). Tāpēc tiek veikti alternatīvu ūdens dezinficēšanas metožu meklējumi.

    MX

    Hlora vietā iesaka izmantot hipohlorītus, hlora dioksīdu ClO2, bet praktiski visvairāk izmanto ozonu. Hlora dioksīds ClO2 uzskatāms par ļoti efektīvu dezinficējošo aģentu. To var iegūt, apstrādājot nātrija hlorātu ar sērskābi. Hlora dioksīds ir nestabila gāze. Dzeramā ūdens sagatavošanas procesā ClO2 darbojas kā spēcīgs oksidētājs, neizsaucot nestabilu organisko savienojumu hlorēšanu.
    Ozons uzskatāms par efektīvāku dezinficējošo aģentu nekā hlors. Ūdens dezinficēšanai ozonu iegūst, uz vietas attīrītu un atdzesētu gaisu ievadot elektriskās izlādes zonā. Ar ozonu bagātinātais gaiss pēc tam tiek ievadīts attīrāmajā ūdenī. Tomēr ozona šķīdība ūdenī ir ievērojami niecīgāka nekā hloram, tāpēc nepieciešams izmantot relatīvi sarežģītus aeratorus. Ūdenī ozons visai ātri sadalās.
    Līdz ar to, lai novērstu mikroorganismu attīstību ūdens izplatīšanas sistēmā, pēc ozonēšanas vēlams ūdeni viegli hlorēt. Par ozonēšanas galveno trūkumu uzskatāms tas, ka šī tehnoloģija ir ievērojami dārgāka nekā ūdens hlorēšana.
    Ūdens dezinfekciju iespējams veikt arī, apstrādājot to ar ultravioleto starojumu.
    Bez šīm ūdens sagatavošanas pamatstadijām var būt nepieciešams izmantot ūdens attīrīšanas speciālās metodes. Tipiski var būt nepieciešama ūdens cietības pazemināšana. Ūdens mīkstināšana ir īpaši būtiska, ja tas tiek izmantots tehniskiem mērķiem, īpaši, ja ūdens tiek karsēts. Šādos apstākļos notiek kalcija karbonāta izgulsnēšanās.

    Ca+2 + 2HCO3- --> CaCO3 + CO2 + H2O

    Izkritušais kalcija karbonāts veido tā saucamo katlakmeni, kas samazina sildīšanas efektivitāti, rada cauruļvadu "aizaugšanu".
    Līdzīgi paaugstināta ūdens cietība ir nevēlama, ja ūdeni izmanto mazgāšanā.
    Ūdens mīkstināšanai izmantojamas vairākas metodes. Lielā mērogā ūdens mīkstināšanai var izmantot kaļķu-sodas metodi, atbilstoši kurai attīrāmais ūdens tiek apstrādāts ar kalcija hidroksīdu (Ca(OH)2) un nātrija karbonātu (Na2CO3). Kalcijs izgulsnējas kā CaCO3, bet magnijs kā Mg(OH)2. Ja kalcija joni pārsvarā saistīti ar hidrogēnkarbonātjoniem (bikarbonāta cietība), ūdens mīkstināšanai var pievienot tikai Ca (OH)2:

    Ca+2 + 2HCO3- + Ca(OH)2 --> 2CaCO3 + 2H2O

    Ja hidrokarbonātu saturs nav pietiekami augsts, tad ūdenim var pievienot Na2CO3. Šādā veidā var mīkstināt ūdeni nekarbonātu cietības gadījumā.

    Ca+2 + 2Cl- + 2Na+ + CO3-2 --> CaCO3 + 2Na+ + 2Cl-

    Magnija izgulsnēšanās tā hidroksīda veidā notiek bāziskā vidē kā CaCO3 izgulsnēšanās, kas tiek sasniegta, pievienojot Na2CO3.

    CO3-2 + H2O --> HCO3- + OH-
    Mg+2 + 2OH- --> Mg (OH)2

    Veicot ūdens mīkstināšanu lielos mērogos, izgulsnētu kālija karbonātu reģenerē, to apdedzinot.

    850° C
    CaCO3 --> CaO + CO2
    CaO + H2O --> Ca(OH)2

    Pēc ūdens mīkstināšanas ar sodu - kaļķiem, tas ir bāzisks (pH ~ 11), kā arī satur neizgulsnētas CaCO3, MgCO3 daļiņas, tāpēc to papildus apstrādā ar CO2, kas ļauj pazemināt pH līdz 7,5 - 8,5. Kalciju saturu var pazemināt, to izgulsnējot.

    5 Ca+2 + 3 PO4-3 + OH---> Ca5OH (PO4)3

    Kalcija un magnija jonu nevēlamo iedarbību iespējams arī maskēt, tos neaizvācot. To iespējams veikt ūdenim pievienojot kompleksveidojošus aģentus, tādus kā polifosfātus, EDTA, NTA, polisilikātus. Šīs vielas veido stabilus kompleksus ar kalcija un magnija joniem, un tāpēc, ūdeni termiski apstrādājot, tie neizgulsnējas karbonātu veidā. Šādas kompleksveidojošās vielas ir tipiskas mazgāšanas līdzekļu piedevas un pēc izmantošanas tās nokļūst vidē. Līdz ar to šāda ūdens mīkstināšanas metode rekomendējama gadījumā, ja ūdeni izmanto slēgtās sistēmās.
    Ūdens mīkstināšanai efektīvi var izmantot jonu apmaiņu - apgriezenisku jonu pārnesi starp ūdens vidi un cietu materiālu, kas spēj saistīt jonu-jonītu. Nātrija hlorīda aizvākšana no šķīduma, to sekojoši apstrādājot ar diviem jonītiem, ilustrē to darbības principu. Vispirms nātrija hlorīda šķīdumu apstrādā ar katjonītu (H+ - Cat) skābes (H+) formā.

    Cat--H+ + Na+ + Cl- --> Cat-Na+ + H+ + Cl- .

    Pēc tam attīrāmo šķīdumu apstrādā ar anjonītu bāzes formā (An-OH-).

    An- - OH- + H+ + Cl- --> An - Cl- + H2O

    Tādā veidā katjoni (Na+) šķīdumā ir aizvietoti ar ūdeņraža jonu, bet anjoni (Cl-) ar hidroksiljonu, veidojot ūdeni.
    Jonu apmaiņu parasti realizē, iepildot jonītu kolonnā, kas ļauj attīrāmo šķīdumu nepārtraukti filtrēt caur to.
    Ūdens mīkstināšanai nav nepieciešams atbrīvoties no visiem joniem, bet tikai no tiem, kas nosaka ūdens cietību. Tāpēc praktiski izmanto tikai katjonītus, turklāt nātrija formā. Nātrijs jonītā tiek viegli aizstāts ar divvērtīgajiem metāla joniem, bet tā klātbūtne attīrītajā ūdenī parasti neierobežo tā izmantošanas iespējās. Jonīti tiek reģenerēti, tos skalojot ar nātrija hlorīda šķīdumu.
    Ūdens mīkstināšanai var izmantot gan dabiskus, gan sintētiskus jonītus. Par dabiska jonīta piemēru var uzskatīt ceolītus - dabiski vai mākslīgi iegūtus alumosilikātus.
    Ievērojami plašāk tiek izmantoti sintētiskie polimēri. Tipiski tie ir stirola-divinilbenzola koppolimēri ar telpiski šķērsšūtu struktūru, atšķirīgām stirola/divinilbenzola attiecībām un ar porainu struktūru.
    Atkarībā no funkcionālās grupas rakstura izšķir stipri skābus (x = -SO3H) un skābus katjonītus un stipri bāziskus anjonītus. Atkarībā no jonītu tipa mainās kalcija saistīšanās un jonītu reģenerēšanas procesa raksturs.
    Jonītus var izmantot pilsētas ūdens mīkstināšanā, tomēr, ņemot vērā metodes dārdzību, pārsvarā tos izmanto ūdens mīkstināšanai individuālās ūdens attīrīšanas iekārtās vai arī, ūdeni sagatavojot tehniskiem mērķiem.
    No speciālajām ūdens attīrīšanas metodēm jāmin tās, kuras ļauj pazemināt dzelzs saturu ūdenī. Pazemes ūdeņos dzelzs atrodas tā divvērtīgajā formā un tā koncentrācija var pārsniegt pat 10 mg/l. Tajā pašā laikā dzelzs robežkoncentrācija ir 0,5 mg/l. Ūdeni iespējams attīrīt no dzelzs, to oksidējot par Fe (III), kura savienojumi ir mazšķīstoši. Delzs (II) oksidēšanas ātrums ir atkarīgs no vides pH un skābekļa koncentrācijas ūdenī.

    14.1. tabula
    Galvenās ūdens mīkstināšanas metodes

    Metode, vielaReakcijasKomentāri
    ZiepesCa+2 + 2RCOO-Na+ --> R(COO)2Ca + 2Na+Neefektīva, ja ūdens ir ciets
    VārīšanaCa+2 + HCO3 - -->CaCO3 + H2O + CO2Veidojas CaCO3 nogulsnes
    Soda kopā
    ar Ca(OH)2
    Na2CO3 + Ca+2 --> CaCO3 + 2Na+
    Ca+2 + HCO3 -+ 2OH- --> 2Ca CO3 + 2H2O
    Polifosfāti
    Na5P3O10
    2P3O105- + 5Ca+2 --> Ca5 (P3O10)2
    šķīstošs
    PO43- + H2 O --> HPO4 -2 + OH-
    Veido šķīstošus kalcija
    savienojumus
    Virsmas aktīvās vielas ROSO3-Na+2ROSO3-Na+ + Ca+2 --> (ROSO3)2Ca + 2Na+ Veido šķīstošus kalcija
    savienojumus
    Kompleksveidojošās
    vielas, EDTA, NTA
    Ca+2 + T3- --> CaT-
    (NTA)
    Jonu apmaiņaPolimērs - SO3-H+ + Ca+2 --> (Polimērs SO3-)2Ca+2
    Polimērs - NR4+OH- + 2X- --> 2 Polimērs NR4+X- + 2OH-

    Ja ūdenī ir augsts karbonātjonu saturs, iespējams izgulsnēt FeCO3 pie pH > 8,54, kuru iespējams sasniegt, pievienojot nātrija karbonātu vai kalcija hidroksīdu. Fe (II) iespējams oksidēt arī, ūdeni hlorējot. Galvenā problēma, kas saistās ar dzelzs satura pazemināšanu ūdenī, ir Fe (III) hidroksīda spēja veidot koloīdas daļiņas, kuras neizgulsnējas. Šādas koloīdas sistēmas īpaši stabilizē humusvielu klātbūtne ūdenī. Līdz ar to bieži, lai sasniegtu vēlamo efektu, pēc attīrāmā ūdens aerācijas tam nepieciešams pievienot koagulantu, nostādināt un papildus filtrēt.
    Neretas ir situācijas, kad ūdenī ir paaugstināts nitrātjonu saturs. Metodes ūdeņu attīrīšanai no nitrātiem var iedalīt 2 grupās:
    1) nitrātu atdalīšana, izmantojot daļēju ūdens atsāļošanu,
    a) reversā osmoze;
    b) elektrodialīze;
    c) jonu apmaiņa;
    d) dobo šķiedru izmantošana.
    2) selektīvās denitrifikācijas izmantošana;
    a) nitrātselektīvu sorbentu izmantošana;
    b) bioloģiskā nitrātu saistīšana.
    Dzeramā ūdens sagatavošanas procesā izveidojas visai ievērojami daudzumi dažādu cietu atkritumu: nogulsnes pēc ūdens nostādināšanas, koagulanta atkritumi un citi. Šo atkritumu pārstrāde ir būtisks etaps dzeramā ūdens sagatavošanas procesā, un tās pirmā stadija parasti ir šo atkritumu atūdeņošana. Tai var sekot koagulantu atkritumu apbedīšana vai arī tālāka pārstrāde, lai to reģenerētu.
    Bez piesārņojošām vielām dzeramajā ūdenī var būt sastopamas arī dabiskas izcelsmes organiskas vielas, kuras ir nevēlamas. Šādu vielu piemērs ir terpēns geosmīns, kuru izdala augsnē un ūdeņos esošās Actinomyces baktērijas. Šai vielai raksturīga zemes-purva smaka, kuras klātbūtne dzeramajā ūdenī ir nevēlama. Geosmīna klātbūtne tipiska ūdeņiem no virszemes ūdens avotiem vai raktām akām. Tā kā šī viela ir stabila pret oksidētājiem un no tās nevar atbrīvoties koagulācijas vai hlorēšanas procesā, tad ūdeņu attīrīšanai no tās nepieciešams veikt apstrādi ar aktīvo ogli.

    Visas galvenās ūdens attīrīšanas stadijas iespējams īstenot arī tā saucamajās individuālajās vai lokālajās ūdens attīrīšanas iekārtās, kurās pieejami daudzi un atšķirīgi modeļi. Šādas iekārtas var būt no izmēriem, kas ļauj tās izmantot ceļojumā (ūdeni filtrē un dezinficē - iekārtas jauda: dažas glāzes), attīrīt ūdeni, iekārtu pieslēdzot pie krāna, vai arī attīrīt ūdeni mājā, māju blokā. Tipiski šādu iekārtu pamatmoduļi ir šādi:
    1. Sedimentu filtrs. Parasti poraina materiāla filtrs, kas ūdeni attīra no tajā esošām sedimentu un rūsas daļinām;
    2. Ūdens mīkstināšanas filtrs. Šādi filtri pamatojas uz jonītu izmantošanu un ir viegli, parasti mājas apstākļos, reģenerējami. Visai bieži tieši šie filtri ir lokālās ūdens attīrīšanas iekārtas galvenā sastāvdaļa.
    3. Bloks dzelzs satura pazemināšanai ūdenī. Parasti pamatojas uz jonītu izmantošanu.
    4. Selektīvi jonīti ūdens attīrīšanai no nitrātiem un metālu joniem.
    5. Ūdens dezinfekcijas bloks. Ūdens dezinficēšanai lokālās ūdens attīrīšanas iekārtās izmanto divas pieejas. Vispirms jāpiemin ūdens dezinficēšana ar sudrabu, kas tiek sasniegta, attīrāmo ūdeni filtrējot caur porainu virsmu (parasti keramisku), uz kuras uzklāts sīkdisperss sudrabs. Šajā procesā sudraba mikrodaudzumi izšķīst un, pateicoties to baktericīdai iedarbībai, mikroorganismi iet bojā. Cita pieeja pamatojas uz ar polimēru saistīta halogēna (joda) izmantošanu. Izmantojot jodu tā kompleksu jonu (I3-, I5-) veidā, kas saistīti pie stipri bāziska anjonīta, un caur šādu jonītu slāni filtrējot attīrāmo ūdeni, joda joni atbrīvojas, tiem nonākot kontaktā ar mikroorganismiem. Joda dezinficējošā iedarbība ir līdzīga kā hloram.
    6. Ūdens attīrīšana ar aktivētu ogli ļauj to atbrīvot no organiskām vielām, dezinficēšanas blakusproduktiem, uzlabot ūdens garšu un smaržu.
    Vērtējot lokālās ūdens attīrīšanas iekārtas, jāatzīmē, ka to darbības efektivitāte atkarīga no tā, kādi ir to uzbūves pamatelementi un kāda veida ūdens attīrīšanas procesi tajās tiek veikti. Ūdens lokālās attīrīšanas iekārtas ir arī visai dārgas.

    14.2. Notekūdeņu attīrīšana

    Tipiski komunālie notekūdeņi satur vielas, kuru degradēšanai tiek patērēts skābeklis, ūdenī suspendētas daļiņas, naftas produktus, virsmas aktīvas vielas, baktērijas, vīrusus, slāpekļa un fosfora savienojumus, stabilas organiskās vielas, metālu jonus un dažāda veida rupjus piemaisījumus (koka gabali, plastmasas iepakojuma fragmenti u.t.t.).

    14.2. tabula
    Tipisks komunālo notekūdeņu sastāvs

    RādītājsVērtība
    BSP250 mg/l
    Kopējais izšķīdušo vielu saturs200 - 1000 mg/l
    Fosfors8 mg/l
    Slāpeklis (organiskie savienojumi un amonija sāļi)40 mg/l
    pH3-8
    ĶSP500 mgO/l

    Atbilstoši to avotam notekūdeņus raksturo, nosakot to BSP, duļķainību, kopējo izšķīdušo vielu saturu, pH, izšķīdušo skābekļa saturu, ĶSP, kā arī nepieciešamības gadījumā tādus rādītājus kā metālu, fenolu un citu vielu saturu.
    Individuālu māju notekūdeņi var tikt izvadīti filtrācijas laukos, kuros tie ar drenāžu cauruļu palīdzību tiek izkliedēti pietiekoši plašā apvidū un dažādu bioloģisku procesu rezultātā sadalās. Mūsdienās individuālu māju notekūdeņu pārstrādē tiek izmantotas dažādas notekūdeņu paātrinātas humifikācijas metodes.
    Blīvi apdzīvotos apvidos un pilsētās notekūdeņi tiek savākti un pa cauruļvadiem novadīti uz centralizētām attīrīšanas iekārtām.
    Notekūdeņu attīrīšanas iekārtās to apstrādes procesu var iedalīt trīs grupās:
    1) pirmējā attīrīšana;
    2) sekundārā attīrīšana;
    3) speciālā attīrīšana.


    14.1. attēls
    Notekūdeņu attīrīšanas procesa principiālā shēma, attīramajam ūdenim virzoties caur: filtru; aeratoru; nosēdbaseiniem.

    Pirmējā notekūdeņu attīrīšanas procesā no tiem tiek atdalītas gan cietas, gan arī šķidras, ūdenī nešķīstošas vielas. Parasti pirmā stadija ūdeņu pirmējās attīrīšanas procesā ir to filtrēšana. To veic, laižot attīrīšanas ūdeņus caur rupjiem tērauda (dzelzs) stieņu sietiem, kas var būt novietoti dažādā leņķī pret ūdens plūsmu. Uz sietiem uzkrājušies netīrumi periodiski tiek mehāniski tīrīti, bet savāktie netīrumi tālāk tiek apstrādāti kā cieti atkritumi vai aktivēto dūņu atlikumi.
    Pēc ūdeņu filtrēšanas tajā paliek ievērojams daudzums suspendētu daļiņu, kuras ir pietiekami smagas un nogulsnējas gravitācijas spēka iedarbībā. No tām atbrīvojas pirmējās nostādināšanas tilpnēs (tankos). Šajās tilpnēs tiek nodrošināta pietiekoši lēna attīrāmo ūdeņu plūsma, lai smagākās daļiņas pagūtu nogrimt un nosēsties uz tvertnes pamatnes, no kuras tās tiek aizvāktas vai nu mehāniski, vai arī pašplūsmā (atkarībā no sedimentācijas tanku uzbūves, 14.2 attēls).


    14.2 attēls
    Nosēdbaseinu uzbūve

    Tādas ūdenī nešķīstošas vielas kā naftas produkti, vaski un citi var uzpeldēt un tos var atdalīt no ūdens virsmas pārteces ceļā. Pirmējā ūdens attīrīšana ļauj ļoti jūtami samazināt notekūdeņu BSP un suspendēto vielu saturu tajos.
    Notekūdeņu otrējā apstrāde pamatojas uz ūdenī izšķīdušo un atlikušo suspendēto organisko vielu bioloģisku degradēšanu ar mikroorganismu palīdzību (14.3 attēls). Lai šis attīrīšanas process būtu efektīvs, ir svarīgi izmantot specializētas mikroorganismu kultūras, kas spēj efektīvi degradēt organiskās vielas un nodrošināt tām optimālus attīstības apstākļus vispirms, pievadot skābekli, bet nepieciešamības gadījumā arī nodrošinot optimālu temperatūras režīmu (sildot ziemas laikā), pH, sāļu, biogēno elementu saturu.


    14.3. attēls
    Notekūdeņu bioloģiskās attīrīšanas shēma.

    Notekūdeņu otrējo attīrīšanu var veikt ar fiksētā slāņa metodes palīdzību, piemēram, izmantojot izsmidzināšanas filtrus vai rotējošos bioloģiskos reaktorus. Pēc pirmās no šīm metodēm notekūdeņu attīrīšana tiek sasniegta, ūdeni izsmidzinot ar rotējoša izsmidzinātāja palīdzību uz akmeņiem, grants vai cita cieta nesējmateriāla, kura virsma pārklāta ar mikroorganismiem. Izsmidzināšanas procesā attīrāmie ūdeņi tiek piesātināti ar skābekli, bet lielā kontaktvirsma nodrošina augstu ūdeņos esošo organisko vielu degradācijas efektivitāti.
    Rotējošie bioloģiskie reaktori ir cilindriskas tilpnes, kurās ievietoti polimēra (polietilēns vai polipropilēns) diski, turklāt tā, ka puse no diska, kas pārklāts ar mikroorganismu slāni, atrodas notekūdeņu plūsmā, bet otra puse gaisā. Diskiem lēni rotējot, notiek sorbētā slāņa piesātināšanās ar skābekli.
    Abos šajos procesos notekūdeņu organisko vielu degradāciju veic uz cieta nesēja virsmas sorbēts mikroorganismu slānis. Šīs metodes ir relatīvi lētas ekspluatācijā.
    Aktivēto dūņu process ir viena no efektīvākajām un universālākajām notekūdeņu attīrīšanas metodēm. Tās darbības pamatā ir attīrāmajā ūdenī disperģētu mikroorganismu spēja degradēt ūdenī esošās organiskās vielas pietiekama skābekļa daudzuma klātbūtnē. Aktivētās dūņas ir mikroorganismu kultūra, kas ūdens vidē veido dispersiju, aplīpot ap organiskas vielas (pārsvarā nedzīvu mikroorganismu atlikumi) daļiņām - dūņām. Aktīvo dūņu procesā aerācijas tilpnē organiskās vielas tiek patērētas mikroorganismu attīstībai un pārvēršas par CO2, organiskie slāpekļa savienojumi par amonija vai nitrātjoniem, bet fosfora savienojumi par fosfātjoniem. Aktīvās dūņas ir mākslīga biocenoze, kuras sastāvā ietilpst baktērijas (veido to galveno masu), sēnes, raugi, vienšūņi, virpotāji un citas organismu grupas. Aktīvo dūņu grams satur 108-1012 baktēriju. Katrai aktīvās dūņas veidojošo organismu grupai ir sava loma enerģijas bagātu savienojumu mineralizācijas procesā un līdz ar to arī notekūdeņu attīrīšanā. Baktērijas, raugi un sēnes veic organisko vielu noārdīšanu. Filtrējošie organismi saista ūdenī uzduļķotās vielas, bet, piemēram, infuzorijas patērē mikroorganismu masu. Tā kā mikroorganismu masa ātri pieaug (proporcionāli organiskās vielas saturam ūdenī), tad tā daļa, kas izgulsnējas aerācijas tilpnes apakšā, tiek nepārtraukti aizvākta. Līdz ar to aktivēto dūņu process ir ievērojami paātrināts un optimizēts dabiskās daļiņu pārstrādes procesa modelis. Pēc aerācijas tilpnes attīrīti ūdeņi tiek nostādināti, atdalot izgulsnēto aktīvo dūņu masu.
    Aktīvo dūņu procesā izveidojas ievērojami daudzumi masas, kuru nepieciešams pārstrādāt. No aerācijas un nostādināšanas tilpnēm nākošā dūņu masa satur ievērojamus daudzumus ūdens (līdz 96%) un tāpēc to pārstrādes pirmā stadija ir atūdeņošana, kuru veic, tās filtrējot uz vakuumfiltriem, smilšu filtriem, vai arī centrifugējot. Filtrāts tiek atkārtoti pārstrādāts, bet dūņu masa var tikt tālāk pārstrādāta vai arī izmantota kā lauku mēslojums. Ja dūņas nesatur stabilas vidi piesārņojošas vielas (smagie metāli, stabilas organiskās vielas), tās, pateicoties augstajam organisko vielu (slāpekļa (līdz 5% N), fosfora (līdz 3% P) saturam, izmantojamas kā augsnes mēslojums un tās struktūras uzlabošanai. Šāda izmantošana pieļaujama tikai pēc rūpīgas un kompleksas dūņu sastāva analīzes, nosakot arī patogēnu mikroorganismu klātbūtni.
    Dūņas iespējams pārstrādāt tālāk - anaerobiski tās sadedzināt. Šo procesu var veikt bezskābekļa vidē metānu veidojošu anaerobu baktēriju klātbūtnē.

    2{CH2O}n --> CH4 + CO2

    Šajā procesā tiek reducēts organisko vielu saturs, dūņu tilpums, dūņu organiskās vielas pārvēršas par humusvielām, kā arī iet bojā patogēnie mikroorganismi. Anaerobās sadedzināšanas procesā izveidojas metāns, kura daudzums var segt dūņu pārstrādes iekārtas enerģētiskās vajadzības.
    Pēc anaerobās sadedzināšanas dūņas tālāk var filtrēt, pasārmināt, apstrādājot ar kaļķi. Tomēr nereti dūņas var saturēt visai ievērojamus daudzumus dažādu toksisku vielu (14.3. tabula)

    14.3. tabula
    Pirmējā nostādināšanas procesā izveidojušos dūņu tipiski, nevēlami ingredienti

    VielaKoncentrācija,mg/kg sausā svara
    Organiskas vielas:
    PHB0 - 105
    DDT0 - 1
    Dieldrīns0 - 2
    Aldrīns0 - 16
    Metāli:
    Cd0 - 100
    Pb5 - 400
    Hg3 - 15
    Cr< 700
    Cu80 - 1000
    Ni25 - 400
    Patogēni mikroorganismi, vīrusi

    Ja stabilo vidi piesārņojošo vielu saturs pārstrādātās dūņās pārsniedz pieļaujamās robežkoncentrācijas, tad, ņemot vērā šo vielu akumulācijas iespējamību, dūņas lauksaimniecībā nav izmantojamas. Tādā gadījumā tās nepieciešams apglabāt (kā kaitīgus atkritumus) vai arī sadedzināt pēc atūdeņošanas un izžāvēšanas.
    Dūņu izmantošanas gadījumā lauksaimniecībā ir jāņem vērā, ka tās nedrīkst saturēt patogēnus mikroorganismus. Dūņas no otrreizējiem nostādinātājiem var saturēt šādus mikroorganismus:
    1) piesārņojuma indikatori - Escherichia coli;
    2) patogēnas baktērijas - Salmonellae; Shigellae;
    3) enterovīrusi - Enterovirus, Poliovirus;
    4) parazīti - Entamaela hirtolytica, Ascaris lumbricoides.
    Mikroorganismu saturs pazeminās, dūņas izturot aerobos apstākļos 40-60 dienas, dūņas žāvējot, anaerobi dedzinot vai arī kompostējot pietiekami ilgu laika posmu. Kā noslēdzošu stadiju rekomendē veikt dūņu apstrādi ar kaļķi, paaugstinot pH līdz 12.
    Ņemot vērā to, ka attīrītus ūdeņus aizvien biežāk nepieciešams reciklēt, t.i., atgriezt procesā, kurā tie ir izveidojušies, kā arī no vides aizsardzības viedokļa bioloģiskā attīrīšana nenodrošina pietiekošu ūdeņu tīrības pakāpi, nepieciešams lietot notekūdeņu speciālās attīrīšanas metodes, kas kompleksā izmantotas, ļauj pilnībā atdalīt nevēlamas vielas un sasniegt tīru dabas ūdeņu kvalitāti. Speciālās ūdeņu attīrīšanas metodes ļauj attīrīt tos no:
    a) suspendētām vielām;
    b) izšķīdušām organiskām vielām;
    c) slāpekļa savienojumiem;
    d) fosfora savienojumiem;
    e) metālu joniem;
    f) neorganiskajiem sāļiem;
    g) mikroorganismiem.
    Katra šī mērķa sasniegšanai tiek izmantotas atšķirīgas pieejas.
    Notekūdeņu attīrīšanai no tajos esošajām suspendētajām vielām, kuras pārsvarā veido aktivēto dūņu daļiņas, izmanto vai nu mikrofiltrēšanu (caur 60 - 70 mm tērauda sietiem), vai arī koagulāciju ar sekojošu filtrāciju.
    Organisko vielu satura pazemināšanai rekomendē attīrāmos ūdeņus apstrādāt ar aktivēto ogli vai sintētiskiem hidrofobiem sorbentiem.
    Visai komplicēta ir ūdeņu attīrīšana no tajos izšķīdušiem sāļiem (te koncentrācija var sasniegt 0.5 - 1 g/l). Šim nolūkam var izmantot tādas metodes kā elektrodialīze, reversīvā osmoze, jonu apmaiņa. Jāatzīmē, ka visi šie procesi ir relatīvi dārgi un lielā mērogā grūti īstenojami, tāpēc arī praktiski visai reti lietoti.
    Ievērojami aktuālāka un arī praktiski izmantota ir notekūdeņu attīrīšana no fosfora. Šāda attīrīšanas procesa nepieciešamību nosaka tas, ka fosfora savienojumi limitē aļģu attīstību atklātās ūdenstilpēs - to eitrofikāciju. Tā kā komunālie notekūdeņi satur līdz 25 mg litrā dažādus fosfora savienojumus (ortofosfāti, polifosfāti), tad jau visai nelielu notekūdeņu daudzumu ievadīšana var izsaukt ūdeņu eitrofikāciju.
    Notekūdeņu attīrīšanas procesā, tos bioloģiski attīrot, tiek atdalīti 20 - 60% no sākotnējā fosfora daudzuma. Lai palielinātu bioloģiskās attīrīšanas procesā eliminētā fosfora daudzumu, nepieciešams ūdeni pasārmināt ar kalcija hidroksīdu, vienlaicīgi to intensīvi aerējot. Šādos apstākļos ortofosfātjoni var tikt saistīti hidroksiapatīta veidā un izgulsnēties.

    5Ca+2 + 3HPO3-2 + H2O --> Ca5OH(PO4)3 + 4H+

    Tomēr biežāk izmanto fosfora izgulsnēšanu tā nešķīstošu savienojumu veidā (14.4. tabula)

    14.4. tabula
    Vielas, kuras izmantojamas fosfora atdalīšanai
    no notekūdeņiem

    VielaIzgulsnēšanas reakcijas produkts
    Ca(OH)2Ca5OH(PO4)3 (hidroksiapatīts)
    Ca(OH)2 NaFCa5F(PO4)3 (fluoroapatīts)
    Al2(SO4)3AlPO4
    FeCl3FePO4
    MgSO4MgNH4PO4


    Ķīmiskās izgulsnēšanas izmantošana ļauj pazemināt fosfora saturu vismaz par 90 - 95% pie ne pārāk augstām procesa izmaksām. Visbiežāk izmanto fosfora savienojumu izgulsnēšanu ar kalcija hidroksīdu.
    Arī slāpekļa savienojumu atdalīšana ir ļoti nozīmīga no eitrofikācijas novēršanas viedokļa. Pēc bioloģiskās attīrīšanas procesa lielākā daļa slāpekļa ūdenī atrodas amonija jonu veidā. Galvenās slāpekļa eliminēšanas metodes apkopotas 14.5. tabulā.
    Notekūdeņus no smagajiem metāliem nereti nepieciešams attīrīt gan pirms attīrītu komunālo notekūdeņu izvadīšanas, gan arī, veicot rūpniecisko notekūdeņu iepriekšēju apstrādi. Daudzu metālu saturu ūdenī var ievērojami pazemināt, to apstrādājot ar kalcija hidroksīdu. Metāli izgulsnējas hidroksīdu, bāzisku sāļu veidā, vai arī līdz izgulsnējas ar kalcija karbonātu.
    Dzīvsudraba, kadmija un svina eliminēšanai ūdeņus papildus nepieciešams apstrādāt ar sulfīdiem. Ūdeņu attīrīšanai no metāliem var izmantot to elektroizgulsnēšanu, jonu apmaiņu (īpaši izmantojot selektīvus sorbentus), kā arī ekstrakciju. Arī ūdeņu apstrāde ar aktīvo ogli ļauj pazemināt metālu saturu tajos.
    Ūdeņu atkārtotas izmantošanas gadījumā būtiski ir nepieciešams iznīcināt tajos esošos mikroorganismus. Komunālajos notekūdeņos pēc to bioloģiskās attīrīšanas var atrast daudzus patogēnus mikroorganismus un vīrusus, kas var izraisīt dizentēriju (Bacillus dysenteriae, Shigella dysenteriae, Proteus vulgaris), holēru (Vibrio cholerae), tīfu, hepatītu un citas slimības. Notekūdeņus var dezinficēt, tos hlorējot vai ozonējot.
    Lētākā no šīm metodēm ir ūdeņu aerācija, bet efektīvākā un perspektīvākā - amonija jonu nitrifikācija - denitrifikācija, kas ļauj pazemināt slāpekļa savienojumu saturu ūdenī pat par 98 - 100 %.
    To, kādas konkrēti specializētās ūdeņu attīrīšanas metodes tiek izmantotas, nosaka notekūdeņu sastāvs, vides, kurā ūdeņi tiek izvadīti, buferkapacitāte, kā arī finansiālās iespējas.
    Notekūdeņus iespējams attīrīt, izmantojot arī tikai to fizikāli ķīmisku apstrādi. Galvenie etapi šādā procesā ir šādi:
    1) ūdeņu filtrēšana;
    2) koagulācija ar sekojošu nostādināšanu un filtrēšanu;
    3) apstrāde ar aktīvo ogli;
    4) dezinfekcija.

    14.5. tabula
    Nozīmīgākās metodes slāpekļa satura pazemināšanai notekūdeņos

    ProcessMetodes būtība
    Ūdeņu aerācijaAttīrītos ūdeņus pasārminot ar Ca(OH)2 pie pH 11, amonija joni pārvēršas amonjakā un, ūdeņus aerējot, tas tiek atdalīts.
    Jonu apmaiņaJonīti nātrija formā spēj saistīt ievērojamus daudzumus amonija jonu. Reģenerēt tos var ar nātrija vai kalcija sāļiem
    BiosintēzePapildus apstrāde ar aktivētajām dūņam
    Nitrifikācija-
    denitrifikācija
    Pamatojas uz amonija jonu pārvēršanu par nitrātjoniem nitrificējošo baktēriju klātbūtnē (nitrifikācijā) ar sekojošu nitrātjonu reducēšanu līdz slāpeklim (denitrifikācija)
    2NH4+ + 3O2 -->Nitrosomonas --> 4H+ + 2NO2- + 2H2O
    2NO2- + O2 --> Nitrobacter --> 2NO3-
    6NO3- + 5CH3OH + 6H+ --> 3N2 + 5CO2 + 13H2O
    Šo procesu var veikt gan šķīdumā, gan arī, izmantojot immobilizētas baktērijas.
    HlorēšanaŪdeni hlorējot, amonija joni tiek oksidēti līdz slāpeklim.
    NH4+ + HOCl --> NH2Cl + H2O + H+
    2NH2Cl + HOCl --> N2 + 3H+ + 3Cl- + H2O

    Neskatoties uz šķietamo vienkāršību, šis process nodrošina efektīvu notekūdeņu attīrīšanu, tomēr kopumā tas ir dārgs, jo procesa izmaksas nosaka izmantoto reaģentu un enerģijas cenas.
    Kopumā, vērtējot mūsdienās izmantotos ūdens attīrīšanas procesus, var atzīmēt, ka, neskatoties uz to trūkumiem, tie ļauj piesārņotu, nekvalitatīvu ūdeni attīrīt līdz tīrības pakāpei, kas nepieciešama konkrētu problēmu risināšanai.


    15. Nozīmīgākās ŪDEŅUS piesārņojošās vielas

    15.1. ūdeņu piesārņojumS ar halogēnorganiskiem savienojumiem

    Daudzo vidi piesārņojošo vielu vidū halogēnorganiskie savienojumi ieņem īpašu vietu ne tikai to toksiskās iedarbības dēļ, bet arī, ņemot vērā to, ka tieši šī vielu grupa tīri vēsturiski ļāva izprast piesārņojuma procesu ietekmi biosfērā.
    Sintētisko halogēnorganisko savienojumu ražošana, kas tika uzsākta aptuveni pirms 50-70 gadiem, ir mūsdienās sasniegusi ievērojamus apjomus un aptver gan daudzas vielu grupas, gan arī plašu lietošanas sfēru: rūpniecisko ražošanu, lauksaimniecību, medicīnu, kā arī to vielu ražošanu, kuras tiek izmantotas ikdienā. Jau divi šīs vielu grupas piemēri - pesticīds DDT un polimērs polivinilhlorīds parāda halogēnorganisko savienojumu plašo īpašību un lietošanas spektru.

    15.1.1. Fluororganiskie savienojumi

    Neskatoties uz visai plašo ražošanu, fluororganisko savienojumu lietošanas sfēra ir šaurāka nekā hlororganiskajām vielām, ko vispirms nosaka to lielā dārdzība.
    No fluororganiskajiem savienojumiem vispirms jāpiemin fluorogļūdeņraži, no kuriem plašāko lietošanu guvuši freoni.
    No vides piesārņojuma bīstamības viedokļa nākošā nozīmīgākā vielu grupa ir fluororganiskie pesticīdi. šādu vielu piemērs ir dimefokss - pesticīds ar vispārtoksisku iedarbību, ko lieto augu kaitēkļu apkarošanai (laputis u.c.). Arī fluoroetiķskābes atvasinājumus raksturo visai interesanta insekticīda aktivitāte, tomēr visiem šiem savienojumiem kopīgs augsts akūtais toksiskums. Insekticīdu diflubenzuronu, piemēram, raksturo spēja inhibēt - aizkavēt polisaharīdu sintēzi insektos - respektīvi, aizkavēt insektu hitīna apvalka veidošanos, iedarbojoties selektīvi uz fermentu hitīnsintetāzi. Citiem dzīvniekiem, kuri neveido hitīnu, šis insekticīds ir maztoksisks.

    15.1.2. Hlorparafīni

    Hloroparafīni ir C10-C30 parafīnu hlorēšanas produkti ar hlora saturu 10-70%. Atkarībā no hlora satura tie ir vai nu eļļaini šķidrumi, vai cietas vielas. Hloroparafīnu ražošanas apjoms mūsdienās ir (50-100) ´ 106 kg/gadā, pie kam šīs vielas tiek ražotas visās attīstītajās valstīs. Galvenās hloroparafīnu lietošanas jomas ir: polimēru plastifikatori, piedevas krāsvielām, smēreļļām, tipogrāfijas un citām krāsām, liesmas retardanti. Galvenās īpašības, kas nosaka hloroparafīnu plašo lietošanas sfēru, ir to zemais akūtais toksiskums, augstā termiskā stabilitāte, spēja aizkavēt degšanu, izcilās dielektriskās spējas.
    šīm vielām nonākot apkārtējā vidē, tām raksturīga bioakumulācija un biokoncentrēšanās, kaut arī to izturēšanās un ietekme uz dzīvajiem organismiem pētīta maz.

    15.1.3. Skābekli saturošie hlororganiskie savienojumi (fenoli, difenilēteri, dibenzo-p-dioksīni, dibenzofurāni)

    Galvenie šīs vielu grupas pārstāvji ir hlorofenoli, kas tiek ražoti rūpnieciski lielos apjomos. Nozīmīgākie hlorofenolu pārstāvji ir 2,4-di-; 2,4,6-tri-; 2,3,4,6-tetra- un pentahlorofenols (PHF), kurus iegūst, vai nu hlorējot fenolu, vai arī hidrolizējot hlorobenzolus. Galvenā hlorofenolu lietošanas sfēra ir to izmantošana baktericīdu, insekticīdu un herbicīdu ražošanā, koksnes aizsardzībā un citur. Dažādu hlorofenolu ražošanas kopapjoms pasaulē sastāda 250 000 tonnu gadā, pie kam pentahlorfenola ražošanas apjoms ir 200 000 tonnu gadā. Pentahlorfenolu lielos daudzumos izmanto koksnes aizsardzībai, kā arī pesticīdu sintēzei. Jāpiezīmē, ka rūpnieciski ražotie produkti parasti satur vairākus hlorfenolus, kā arī tie var saturēt dioksīnus.


    2,4-dihloro- 2,4,6-tri- pentahlor-
    fenols hlorfenols fenols

    2,4-dihlorofenola galvenā izmantošanas sfēra ir herbicīda 2,4-D ražošana. Jāatzīmē, ka tehniskie fenolu preparāti ir "netīri", proti, var saturēt vielas, kuru toksiskums var būt ievērojami augstāks nekā hlorofenoliem.
    Hlorofenoliem nonākot vidē, tos raksturo vidēji ātra sadalīšanās (ūdens vidē ap 6 mēnešos), tomēr dūņās, kā arī augsnē šo vielu degradācijas ātrums ievērojami pazeminās. Īpaši augsta biokoncentrēšanās pakāpe raksturīga pentahlorofenolam. Hlorofenoli ir akūti toksiski moluskiem, zivīm un zīdītājiem, turklāt to toksiskums pieaug, palielinoties hlora saturam molekulā. Hlorofenolu toksiska iedarbība uz moluskiem sāk izpausties, to koncentrācijai ūdens vidē sasniedzot 19-15 g/l. LC50 zivīm ir 100-300 g/l. Jāatzīmē arī, ka augstāk halogenētajiem hlorofenoliem pierādīta mutagēna aktivitāte.
    Lielu ievērību no ekotoksikoloģijas viedokļa ieguvuši polihlorētie dibenzo-p-dioksīni (PDD) un dibenzofurāni (PDF). šīs vielas ir heterocikliski savienojumi ar mainīgu hlora saturu un kopējais PDD izomēru skaits ir 75, bet PDF iespējami 135 izomēri.


    Plašāku uzmanību šo vielu iedarbībai sāka pievērst pēc Jušo incidenta Japānā 1968. gadā, avārijas pie Seveso Itālijā 1976. gadā, kā arī, analizējot defolianta lietošanas sekas Vjetnamas kara laikā.
    Pašas par sevi šīs vielas tīrā veidā nekad nav tikušas ražotas un nav atrodamas arī dabas vidē. Līdz ar to šo vielu avots var būt vai nu ar tām piesārņotu preparātu (2,4-D, 2,4,5-T) izmantošana, savienojumu izdalīšanās rūpniecisku avāriju gadījumā, kā arī, sadedzinot hlororganiskus savienojumus termoķīmiskas sintēzes reakcijā. Jāatzīmē, ka visos gadījumos runa ir par šo vielu mikrodaudzumiem. Piemēram, defolianta sastāvā PDD saturs bija ap 100 g/g, piesārņotā pentahlorfenolā tā saturs var būt 1-150 g/g. Arī komunālo atkritumu sadedzināšanas pelni var saturēt PDD no 0,1-10 g/g, turklāt, sadedzinot kokmateriālus, kas bijuši impregnēti ar hlorofenoliem, to pelni var saturēt līdz 200 g/g PDD.
    Nonākot vidē, dioksīnus un dibenzofurānus raksturo augsta stabilitāte - augsnē šīs vielas saglabājas ilgāk nekā 10 gadus, to pussabrukšanas periods ūdenstilpju nogulumos var būt 4-12 gadi. Tajā pašā laikā šo vielu zemā šķīdība apgrūtina to transportu ūdens vidē. šo vielu degradācija galvenokārt notiek hidrolītisku, kā arī fotoķīmisku procesu rezultātā.
    Kas attiecas uz polihlorēto dioksīnu un dibenzofurānu toksisko iedarbību, tad jāatzīmē, ka gan šo vielu akūtais toksiskums, gan arī mutagēnās iedarbības efekts lielā mērā atkarīgs no hlora atomu skaita un to telpiskā izvietojuma. No polihlorētajiem dioksīniem vistoksiskākais ir 2,3,7,8-tetrahlorodibenzo-p-dioksīns (TPDD), kuru bieži uzskata par dioksīnu sinonīmu.

    2, 3,7,8-tetrahlorodibenzo-p-dioksīns

    šīm vielām raksturīga tāda pat biokoncentrēšanās procesu intensitāte kā polihlorētajiem bifeniliem un hlororganiskajiem pesticīdiem. PDD un PDF raksturo vispirms augsts toksiskums, kā arī izteikta mutagēnā, kancerogēnā un teratogēnā aktivitāte. LD50 lielākai daļai PDD un PDF ir ap 1-100 g/kg attiecībā uz dzīvniekiem. šai vielu grupai raksturīgs izteikts un plašs subletālās iedarbības spektrs.

    15.1.4. Hlororganiskie pesticīdi

    Hlororganiskie pesticīdi uzskatāmi par vēsturiski vienu no pirmajām plašos apjomos izmantotajām augu kaitēkļu un arī slimību izraisītāju apkarošanas līdzekļu grupām. DDT bija pirmais sintētiskais insekticīds, kuru sākotnēji izmantoja slimības pārnesošu insektu iznīcināšanai, bet vēlāk tas atrada plašu lietojumu arī augu kaitēkļu, malārijas odu u.c. apkarošanai.


    DDT

    1,1,1-trihloro-2,2-bis(p-hlorofenil)etāns

    DDT tika atklāts 1874. gadā, bet tā masveida ražošana tika uzsākta II Pasaules kara laikā. DDT lietošanas efektivitāte radīja nekritisku attieksmi pret tā izmantošanu, kā rezultātā šī lētā, relatīvi maztoksiskā viela tika izmantotu ne tikai lauksaimniecībā, kaitēkļu apkarošanai, bet arī medicīnā. Vielas stabilitāte vidē sākotnēji tika uzskatīta par vienu no tās galvenajām priekšrocībām, jo deva, kas bija jāpielieto kaitēkļu iznīcināšanai, sagabāja savu efektivitāti visai ilgu laiku. Kopējais saražotā DDT apjoms sasniedz vairāk nekā 3 miljonus tonnu. šīs vielas plašās izmantošanas un izkliedes vidē rezultātā mūsdienās nav pasaules reģiona, kas kaut kādā mērā nebūtu piesārņots ar DDT. Neskatoties uz to, ka, jau uzsākot DDT lietošanu, parādījās šīs vielas iedarbības negatīvās sekas- spēja iedarboties arī uz cilvēka nervu sistēmu, zemā selektivitāte, tomēr DDT lietošanas ierobežojumi tika uzsākti tikai, sākot no 1968. gadu. Neskatoties uz DDT lietošanas negatīvajām sekām, nenoliedzami ir arī tās izmantošanas pozitīvie aspekti, vispirms, DDT lietošana malārijas apkarošanai, kas ir ļāvusi saglabāt burtiski miljonu cilvēku dzīvības. Šim mērķim DDT tiek izmantots arī pašlaik.
    DDT izmantošanas efektivitāte, no vienas puses, bet, no otras, tas, ka daudzas apkarojamo kaitēkļu sugas relatīvi ātri pierada pie paaugstinātām DDT koncentrācijām, pamudināja uzsākt arī citu hlororganisko pesticīdu ražošanu, kas ir ievērojami toksiskāki nekā DDT, bet vienlaikus tikpat stabili vidē. Pēc sava ķīmiskā sastāva tie ir hlorēti, cikliski alkāni. Heksahlorocikloheksāns (lindāns, heksahlorāns) ir viens no efektīvākajiem insekticīdiem, kādi jebkad ir iegūti. šī viela ir 5-20 reižu toksiskāka nekā DDT un to efektīvi izmantoja fitofāgu un citu insektu apkarošanā.
    Visai plašu lietojumu ieguva tādi pesticīdi kā aldrīns, dieldrīns, heptahlors, hlordāns - hlorēta ciklopentadiēna atvasinājumi. Arī šīs vielas raksturo ievērojami augstāks toksiskums nekā DDT. Mūsdienās visu šo vielu izmantošana lielākajā daļā Eiropas valstu un ASV, Kanādā ir aizliegta.
    šīs vielas raksturo augsta stabilitāte apkārtējā vidē, īpaši augsnē un ūdenstilpju nogulumos, un augsta biokoncentrēšanās spēja.

    15.1.5. Polihlorētie bifenili

    Polihlorētie bifenili (PHB) ir bifenila hloroatvasinājumi ar mainīgu hlora saturu. PHB īpašības nosaka hlora saturs to molekulā. Zemākaizvietotie izomēri ir eļļveidīgas vielas, bet augstākhlorētie PHB atvasinājumi var būt cietas vielas. Atkarībā no hlora satura, tā atomu izvietojumam ap aromātisko kodolu iespējamas 209 dažādas individuālas vielas- izomēri. Ražošanas procesā veidojas visai sarežģīts individuālu molekulu maisījums. PHB ir ražojušas vairākas firmas ar nosaukumiem Aroclor, Kaneclor, Clophen, Phenoclor.



    x,y=0-5

    PHB tika pirmo rezi iegūti 1881. gadā, bet to rūpnieciska ražošana tika uzsākta 1929. gadā. Maksimālais PHB ražošanas apjoms 1970. gadā saniedza 100 000 tonnu gadā. PHB galvenokārt ir tikuši izmantoti kā dielektriķi transformatoros un kondensatoros, kā plastifikatori polimēru ražošanā, kā fungicīdi arī papīra un krāsu ražošanā un citur.
    PHB izmantošanas iespējas nosaka tas, ka polihlorētie bifenili ir nedegoši un kavē citu vielu degšanu, bioloģiski inerti, tie ir dielektriķi. PHB ir arī relatīvi maztoksiski: uzņemot tos orāli, to LD50 ir ap 1 g uz ķermeņa svara kilogramu (apmēram šāds pats ir aspirīna toksiskums). Kopš PHB ražošanas uzsākšanas 1929. gadā saražoto kopapjomu var novērtēt uz 1 miljonu tonnu. Mūsdienās (pēc ražošanas aizlieguma ASV, daudzās Eiropas valstīs 70. gados) PHB ražošanas apjoms tiek vērtēts uz 10000 tonnām gadā.
    Polihlorētie bifenili ir stabili pret oksidētāju, skābju un sārmu iedarbību, pie kam to stabilitāte pieaug, palielinoties hlora atomu skaitam PHB molekulās. Pie paaugstinātas temperatūras skābekļa klātbūtnē (piemēram, sadedzinot) PHB var veidot dibenzofurānus vai dibenzodioksīnus.



    15.1.6. Piesārņojuma ar halogēnorganiskajiem savienojumiem SEKAS

    Kaut arī jebkāda faktora iedarbību uz kādu populāciju aprakstīt praktiski ir ļoti grūti, attiecībā uz hlororganisko savienojumu iedarbību to izdarīt ir iespējams.
    Iedarbība uz bezmugurkaulnieku populācijām vispirms izpaužas bioloģiskā līdzsvara izjaukšanas seku veidā. Tā kā šie pesticīdi tiek izmantoti cīņā pret noteiktām insektu grupām, tad to izmantošanas rezultātā palielinās citu daudzums. No otras puses, var pieaugt dzīvo organismu līniju skaits, kuras ir izturīgas pret DDT.
    Atšķirībā no daudzām sauszemes bezmugurkaulnieku sugām, ūdens dzīvnieki ir nesalīdzināmi jutīgāki pret halogēnorganiskajiem savienojumiem. Priežu mežu miglošana 15 gadu laikā Ņūbrunsvikā (Kanāda) 10 miljonu hektāru apjomā noveda pie būtiskas ūdens bezmugurkaulnieku skaita samazināšanās ūdeņos. Dažādu ūdens insektu kāpuri, kuri normāli kalpo par barības bāzi lašveidīgajām zivīm, praktiski gāja bojā, kā rezultātā par 85% samazinājās arī zivju skaits.
    Vēl jūtamāk vides piesārņojums ar hlororganiskajiem savienojumiem var ietekmēt mugurkaulniekus. Tas var būt cēlonis lašveidīgo zivju skaita straujai samazināšanai. Īpaši jutīgi pret šo vielu grupu ir zivju ikri un mazuļi. Paaugstināts DDT saturs ūdenī izraisa 48,3% karpu ikru bojāeju, bet hlordāna gadījumā tas sasniedz 93,7% un dieldrīna - 100%. Tas pats attiecināms arī uz PHB toksiskumu. PHB raksturo augsta šo vielu biokoncentrēšanās pakāpe (15.1. tabula ).

    15.1. tabula
    PHB biokoncentrēšanās Ontario ezera ekosistēmā

    PHB konc., g/kg
    Ūdens
    Sedimenti
    Planktons
    Lašu muskuļaudi
    Kaijas audi
    0.03
    27
    400
    8000
    300000

    Hlororganisko savienojumu iedarbības pamatā molekulārā līmenī ir to spēja adsorbēties lipīdos. Pirmais to darbības mērķorganisms ir šūnas membrānas un nervu audi. Uzkrājoties šūnu membrānās, hlororganiskās vielas var traucēt nervu impulsu pārnesi, bloķējot aksonālo transmisiju. Bez tam šīs vielas visai selektīvi inhibē vairāku membrānas fermentu Mg+2-Cu+2 un Na+-K+ ATF-āzes darbību, kas ir pamatā to neirotoksiskajai aktivitātei.
    Lindāns, piemēram, ietekmē šūnu dalīšanos līdzīgi kā kolhicīns, bloķējot anafāzi un telofāzi vienšūņu organismos.
    Bez tam daudzi hlororganiskie savienojumi var būt mutagēni. Tieši pēdējais aspekts var izrādīties īpaši nozīmīgs.
    šī vielu grupa var ietekmēt ne tikai individuālus organismus, bet tām var būt arī globālas iedarbības efekts. Vispirms tas var izpausties kā pirmējās produkcijas ietekmēšana gan iekšējos, gan jūru ūdeņos. Tā pamatā ir hlororganisko vielu augstais toksiskums uz fitoplanktonu, pie kam vispirms tiek ietekmēta šūnu mitotiskā dalīšanās, tad kopējā fotosintētiskā aktivitāte. Ūdeņu piesārņojums ar DDT, PHB izsauc kopējās biomasas būtisku samazināšanos, taču, no otras puses, ūdeņos notiek paralēla organismu sugu skaita palielināšanās, kuras ir stabilas pret šīm vielām, taču tas savukārt izjauc esošās biocenozes struktūru un līdz ar to arī sekundāro produkciju. šo faktoru kopums var izsaukt bioķīmisko ciklu izmaiņas.

    15.2. Ūdeņu piesārņojums ar poliaromātiskajiem ogļūdeņražiem

    Poliaromātiskie ogļūdeņraži (PAO) veidojas, kondensējoties diviem un vairāk benzola gredzeniem. Pirmais poliaromātisko ogļūdeņražu rindas pārstāvis - naftalīns sastāv no diviem kondensētiem benzola cikliem, bet jau triju kondensētu ciklu gadījumā iespējami jau trīs izomēri. Nosacīti PAO var iedalīt atkarībā no tā, kā benzola gredzeni savienoti savā starpā:
    · lineāri kondensētie cikli;

      naftalīns antracēns tetracēns
    · angulāri kondensētie cikli;

      fenantrēns hrizēns benzo[a]pirēns
    · perikondensētie cikli.

    perilēns koronēns

    Galvenais poliaromātisko ogļūdeņražu iegūšanas avots ir akmeņogļu darva, bet tie veidojas jebkurā ogļūdeņražu termiskās apstrādes procesā, piemēram, naftas rektifikācijas gaitā, sadegot oglēm, naftai, dabas gāzei, tecinot koka darvu, sadedzinot sadzīves un cita veida atkritumus. Neskatoties uz to, ka dažus PAO ražo rūpnieciski visai lielos daudzumos (naftalīns, antracēns), no vides piesārņojuma viedokļa būtiski ir tie vielu daudzumi, kas tiešā veidā nokļūst vidē (15.2. tabula) vai ar kuriem var saskarties cilvēks.

    15.2. tabula
    Poliaromātisko ogļūdeņražu emisijas apjomi pasaulē (103 t/gadā)

    AvotsDaudzums%
    Apkure un enerģijas ieguve
    Rūpnieciskā ražošana
    Sadedzināšana
    Autotransports
    260
    105
    135
    4
    51
    20
    28
    1

    Poliaromātiskie ogļūdeņraži ir relatīvi inerti savienojumi un tiem tipiskās ir aizvietošanas reakcijas. Pieaugot kondensēto ciklu skaitam, palielinās to reaģētspēja, bet pieaug stabilitāte termiskās pārvērtības procesos. Tomēr augstākie PAO salīdzinoši vieglāk oksidējas un reaģē nekā zemākie PAO (naftalīns).
    No PAO visaugstākais toksiskums piemīt benzo[a]pirēnan, kura deva 5.6 ´ 10-5 mmol rada aknu bojājumus un izraisa teratogēnu iedarbību pelēm. PAO iedarbību uz dzīvajiem organismiem vispirms nosaka tas, ka šīs vielas ir spēcīgi kancerogēni. To nosaka tas, ka PAO metabolisma produkti ir reaģētspējīgi epoksisavienojumi, kas spēj reaģēt ar DNS, izmainot to secību.



    15.3. Ūdeņu piesārņojums ar toksiskiem mikroelementiem
    15.3.1. Vides piesārņojums ar dzīvsudrabu.

    Dzīvsudraba toksiskums bija zināms jau sen. Liela vērība šim elementam tiek pievērsta, ņemot vērā tā piesārņojuma bīstamību. Dzīvsudrabs pieskaitāms pie zemes garozā mazizplatītiem elementiem (0,1 ´ 10-4 %), tomēr to ir samērā viegli iegūt, jo dzīvsudrabs atrodams visai koncentrētu rūdu veidā (cinobrs HgS), no kurām dzīvsudrabu var viegli iegūt, apdedzinot rūdu gaisā un kondensējot izveidojušos dzīvsudraba tvaikus. Lielus dzīvsudraba daudzumus izmanto dzīvsudraborganisko savienojumu iegūšanai. Plaši dzīvsudrabu izmanto elektrotehnikā un elektronikā, kā arī medicīnā. Nepieciešams atzīmēt, ka vulkāniskās darbības rezultātā relatīvi lieli dzīvsudraba daudzumi nokļūst atmosfērā.
    Visā pasaulē gadā iegūst ap 25000 tonnu dzīvsudraba, no kurām vēlāk ap 5000 nonāk dažādu ūdenskrātuvju un okeānu ūdeņos. ASV zinātnieki lēš, ka dzīvsudraba daudzums, kas nonāk apkārtējā vidē, pēdējo 100 gadu laikā ir simtkāršojies. Pašreizējais dzīvsudraba fona līmenis, piemēram, lietus ūdenī Zviedrijā ir 300 nanogrami (10-9g) litrā, upju ūdeņos VFR - 0,11 g/l, bet ievērojami mazākpiesārņotajā Kanādā - 0,001-0,75 g/l. Latvijas ūdeņos dzīvsudraba koncentrācija ir 0,1-1 g/l.
    Tomēr viens no būtiskākajiem un bīstamākajiem ceļiem, kā dzīvsudrabs nokļūst cilvēku un dzīvnieku organismos, ir metālorganisko pesticīdu izmantošana lauksaimniecībā. Dzīvsudrabu saturoši savienojumi gan pie mums, gan ārzemēs tika plaši izmantoti kā kodnes (metildzīvsudrabs, fenildzīvsudrabs) un herbicīdi. Sākotnēji šie savienojumi tika izmantoti augu un sēklu apstrādei, un atbilstoši tam cieta savvaļas dzīvnieki un putni (irbes, zaķi), kas izmantoja pārtikā graudaugus vai arī dzīvoja cilvēka kultivētās platībās. Taču īpaši dramatiski dzīvsudraba savienojumu toksiskā iedarbība izpaudās barības ķēdes nākošajos locekļos - plēsīgajos putnos un dzīvniekos.
    Zivīm nāvējoša dzīvsudraba deva ir 2000 g/kg. Dabiskais (fona) dzīvsudraba saturs zivīs ir 5-200 g/kg. Vispasaules Veselības Aizsardzības Organizācija (VVAO) par galēji pieļaujamo dzīvsudraba koncentrāciju zivīs uzskata 1000 g/kg. Tomēr šī rekomendētā piesārņojuma robeža pasargā tikai no akūtas saindēšanās, tāpēc, piemēram, Somijā tiek ieteikts Baltijas jūrā zvejotas zivis ēst ne vairāk kā 1-2 reizes nedēļā, bet grūtniecēm vispār atteikties no zivīm. Tāpat Skandināvijas valstīs visai viennozīmīgi tiek izteikta prasība pazemināt dzīvsudraba koncentrācijas limitu līdz 200-500 g/kg. Latvijas zinātnieku pētījumi rāda, ka Rīgas jūras līcī esošajās zivīs dzīvsudraba daudzums svārstās no 13-560 g/kg. Iekšējos ūdeņos dzīvojošās zivīs dzīvsudraba saturs ir no 8 līdz 65 g/kg.
    To, kādas var būt sekas piesārņojumam ar dzīvsudrabu, rāda saindēšanās Japānā - Minamatas līcī. Ķīmiskais kombināts, kas atrodas pie Minamatas upes, izmantoja dzīvsudraba savienojumus kā katalizatorus polivinilhlorīda ražošanā; un pēc tehnoloģiskā cikla viss dzīvsudrabs tika ar notekūdeņiem izvadīts upē. No upes dzīvsudrabs nokļuva jūras līcī, pie kura atrodas Minamatas pilsēta, un izsauca zivju saindēšanos. Sakarā ar dzīvsudraba augsto koncentrāciju ūdenī zivis saturēja 5-20 mg/kg dzīvsudraba. šādu zivju izlietošana pārtikā (bet zivis ir viens no galvenajiem japāņu uztura komponentiem) radīja plašu iedzīvotāju saindēšanos, bet tikai pēc apmēram 200 cilvēku saindēšanās un nāves tika noteikts tā saucamās Minamatas slimības cēlonis - akūta saindēšanās ar dzīvsudrabu. Cits visai būtisks dzīvsudraba piesārņojuma avots ir akmeņogļu un naftas sadedzināšana siltuma ieguvei. Brūnogles satur (1-25) ´ 10-7% dzīvsudraba, dažu atradņu antracīts (1,1-2,7) ´ 10-4%, bet jēlnafta (1,9-21)x10-4% dzīvsudraba, līdz ar to arī dzīvsudraba ciklā antropogēnie faktori sāk dominēt.
    Pēc dzīvsudraba un tā savienojumu piemēra ir izpētīti un aprakstīti smago metālu savienojumu transformācijas procesi apkārtējā vidē. Dzīvsudraba organiskie un neorganiskie savienojumi nokļūst dabas vidē un ir pakļauti zināmiem transformācijas procesiem. Dzīvsudraba un tā savienojumu toksiskums, faktiskā iedarbība vidē un liktenis vidē ļoti lielā mērā ir atkarīgs no tā, kādā atrašanās formā šis metāls atrodas vidē. Vidē dzīvsudrabs var atrasties elementāra metāla veidā (tvaiku veidā atmosfērā) kā dzīvsudraba (I), dzīvsudraba(II) savienojumi (joni vai ūdenī mazšķīstošas vielas), vai arī metālorganisku savienojumu vai jonu veidā. Piemēram, ir pierādīts, ka metil- un dimetildzīvsudrabs veidojas no Hg+2 ūdens vidē esošo baktēriju darbības rezultātā. šis pats process var noritēt arī augstāku ūdens organismu aknās un citos orgānos. Tiek uzskatīts, ka metilēšanas procesā iesaistās metilkobolamīns (L5Co-CH3 - vitamīns B12), kas satur reaģētspējīgu metilgrupu.

    L5Co-CH3 + Hg+2 --> L5Co+ + CH3Hg+

    Vidē jons CH3Hg+ pārsvarā saistās vai nu ar neorganisku vai organisku jonu, veidojot elektroneitrālu daļiņu, piemēram, metildzīvudraba hlorīdu CH3HgCl, vai arī tiek metilēts tālāk, veidojot gāzveida vielu dimetildzīvsudrabu (CH3)2Hg. Antropogēnā piesārņojuma rezultātā vidē var nokļūt arī dzīvsudraba organiskie savienojumi. Dzīvsudraba organisko savienojumu iedarbība principiāli atšķiras no dzīvsudraba neorganisko savienojumu iedarbības, jo šīs vielas ir hidrofobas, tas ir tās, vispirms akumulējas un iedarbojas ar lipīdiem bagātos organisma audos, kā arī to toksiskums ir ievērojami augstāks nekā dzīsudraba neorganiskajiem savienojumiem. No otras puses, dzīvsudraborganiskie savienojumi, nokļūstot apkārtējā vidē, var reaģēt ar reaģētspējīgām vielām, veidojot vai nu mazšķīstošus (HgS) vai gaistošus savienojumus.

    H2S + Hg2+ --> HgS

    Visos šajos procesos apkārtējā vidē nokļuvušie dzīvsudraba savienojumi tiek pakļauti zināmai transformācijas procesu ķēdei, un ekosistēmās nokļuvušie savienojumi tiek pārvērsti termodinamiski, bioloģiski un ķīmiski stabilākā formā, kura tad arī vai nu deponējas, vai tiek asimilēta.
    Par īpaši bīstamiem jāuzskata vides piesārņojuma ar dzīvsudrabu fiziotoksikoloģiskie efekti, no kuriem vispirms jāatzīmē dzīvsudraba savienojumu mutagēnā iedarbība. šūnas līmenī dzīvsudraba mutagēnums ir pierādīts gan in vitro, gan in vivo pētījumos. Tā, alkil- un arildzīvsudraba atvasinājumi ietekmē šūnu dalīšanās procesu, bloķē to metafāzes stadijā. Citos pētījumos pierādīta hromosomālu mutāciju klātbūtne cilvēku šūnās saindēšanās gadījumā ar dzīvsudrabu. šīs mutācijas raksturo hromosomu fragmentu veidošanās, ekstra fragmentu un hromosomu, kurām nav centrālās daļas parādīšanās. šādi efekti pierādīti ne tikai akūtas intoksikācijas gadījumos (Minamata), bet arī gadījumos, kad barībā patērēti lielāki piesārņotu zivju daudzumi (Zviedrijā).
    Akūtas intoksikācijas gadījumā vispirms tiek ietekmēta aknu un smadzeņu darbība, bet dzīvsudraba akumulācija vispirms notiek nierēs un aknās. Nervu darbības traucējumi vispirms izpaužas kā dzirdes traucējumi, redzes lauka sašaurināšanās, motoriskās darbības traucējumi, muskuļu paralīze, psihiskās darbības traucējumi. Pierādīts arī, ka subletālās devās dzīvsudrabs ietekmē reproduktīvās funkcijas.

    15.3.2. Vides piesārņojums ar kadmiju

    Kadmijs (ķīmiskais simbols Cd) ir uzskatāms par vienu no ekoloģiski bīstamākajiem smago metālu pārstāvjiem. Mūsu dabas vidē kadmijs normāli ir atrodams tikai mikrodaudzumos, tāpēc tā toksiskuma un iedarbības pētījumiem ilgu laiku netika pievērsta uzmanība. Faktiski tikai pēdējo 2-3 desmitgadu laikā ir sākusies nozīmīga tā daudzuma ieplūšana dabas vidē, tāpēc kadmiju var uzskatīt par tipisku mūsu laikmeta tehnokrātiskās darbības pavadoni.
    Kadmijs ir atrodams mazākattīrītajās eļļās, dīzeļdegvielā (nokļūst gaisā, sadedzinot degvielu), to plaši izmanto kā piedevu metalurģijā, galvanotehnikā (pārklāšana ar kadmiju), pigmentu iegūšanā laku, emalju un keramikas ražošanā, kā stabilizatoru polimēros, akumulatoros un baterijās. Saskarē ar visām šīm vielām to nolietošanās procesā vai, tās sadedzinot, kadmijs nokļūst gaisā un ūdenī, kā arī piesārņo augsni. Pēc orientējošiem aprēķiniem, katru gadu Baltijas jūrā nokļūst ap 200 tonnu šī metāla, no tiem 45% no gaisa; bet visā pasaulē apkārtējā vidē tiek izmestas 5000-8000 tonnas kadmija.
    Kadmijam, tāpat kā lielākai daļai toksisko metālu, galvenā iedarbības īpatnība ir tā, ka tie, nokļuvuši apkārtējā vidē, no tās tiek izvadīti, nokļūstot cilvēku un dzīvnieku barības ķēdēs. Pārtikas produktos kadmijs galvenokārt nokļūst gaisa piesārņojuma ceļā. Dzīvnieki un augi akumulē no gaisa nākošo metālu daļiņas, un tajos vienlaicīgi notiek to koncentrēšanās. Tā, piemēram, gliemežos kadmija koncentrācija var pat līdz miljonreižu pārsniegt tā daudzumu ūdenī. Cūku nieres var saturēt līdz 2 mg/kg. Tāpat arī meža putnu olās ir atrasts kadmijs. Latvijas zinātnieku pētījumi rāda, ka Rīgas jūras līča planktonā kadmija saturs ir 250-830 g/kg, moluskā Macoma baltica - 1360-10890 g/kg, moluskā Mytillus edulis - 1240-11470 g/kg. Augsts ir arī kadmija saturs zivīs - salakās 80-200 g/kg, reņģēs līdz 170 g/kg, līdakās līdz 210 g/kg, nēģos līdz 230 g/kg.
    Viens no dramatiskiem piemēriem cilvēces vēsturē, kad tehnogēnā darbība rada apkārtējās vides piesārņojumu un cilvēku masveida saslimšanu, saistās ar Japānu un Itai-Itai slimību. Par Itai-Itai slimību sauc akūtu saindēšanos ar kadmiju. Japānā kāds cinka pārstrādes uzņēmums, kas atradās Jintsu upes krastā, piesārņoja šīs upes ūdeni ar kadmiju. Upes ūdens tālāk tika izmantots rīsa lauku apūdeņošanai un sojas lauku laistīšanai. Pakāpeniski sākās arī gruntsūdeņu piesārņošana. Kopumā šī apkārtējās vides piesārņošana noveda pie iedzīvotāju saindēšanās, kas maksāja ap 150 cilvēku dzīvību.

    15.3.3. Vides piesārņojums ar svinu

    Vides piesārņojums ar svinu pēdējā laikā ir intensīvi pētīts. Tā kā šis elements ir ļoti toksisks, tad liela vērība ir tikusi pievērsta arī tā izplatības ietekmei uz cilvēku veselības stāvokli.
    Dabā svina saturs magmatiskās izcelsmes iežos ir 1,5 ´ 10-3%, līdz ar to svinu var pieskaitīt pie mazizplatītiem elementiem. Turklāt svins dabiski atrodas tādu rūdu veidā, no kurām to relatīvi vienkārši var iegūt (galenīts PbS), rūdu apdedzinot un tad apstrādājot ar ogli.
    Svina izmantošanas iespējas tehnikā ir novedušas pie tā, ka tas tiek plaši izmantots. Tik plaša svina un tā savienojumu izmantošana sadzīvē un tehnikā noved pie tā, ka lieli svina daudzumi nokļūst apkārtējā vidē. Uzskata, ka atmosfērā atrodas ap 180000 t svina; lielākā daļa no tā nokļūst apkārtējā vidē automobiļu darbības rezultātā, kā arī svina ieguves procesu laikā. Tomēr, ja pēdējo tehnoloģisko procesu tiešās iedarbības sfēra ierobežojas ar attiecīgās rūpnīcas apkārtni, tad piesārņojums no iekšdedzes dzinēju darbības aptver faktiski visas civilizētās teritorijas.
    Tādējādi autotransports mūsdienās ir uzskatāms par vienu no būtiskākajiem avotiem piesārņojumam ar svinu. Ņemot vērā, ka gaisa masas pārvietojas lielos attālumos, nav pārsteidzoši, ka pēdējā laikā pat no industriālajiem reģioniem vistālākajos apgabalos ir konstatētas pieaugošas svina koncentrācijas (Grenlandes ledū līdz 2 g/kg, Barguzinas biosfēras rezervātā 1,2 g/kg, Abramova ledājā 0,2 g/kg).
    Kā to rāda vesela rinda pētījumu, svins intensīvi uzkrājas augos, stādījumos un kokos, kas aug tiešā autoceļu tuvumā.
    Svina koncentrācija ezeru un upju ūdeņos normāli ir 0,2-10 g/l. ASV apkārtējās vides aģentūra atļauj dzeršanai izmantot ūdeni ar svina saturu, mazāku par 20 g/l. Arī pārtikas produktos normāli ir atrodams svins, pie tam tā koncentrācija mainās atkarībā no produktu veida, augļu vecuma. Dabisko un cilvēku darbības izraisītu procesu rezultātā svins apkārtējā vidē atrodas nepārtrauktā migrācijas stāvoklī, pie kam patlaban svina migrācijas ciklu determinē tieši antropogēnie faktori.

    15.3.4. Vides piesārņojums ar arsēnu, selēnu un beriliju

    Tradicionāli ekotoksikoloģijā tiek analizēts triju smago metālu (Hg, Pb, Cd) toksiskums, tomēr rūpnieciskajā ražošanā tiek izmantoti lieli daudzumi gan citu metālu, gan arī nemetālu. Izvēlētie trīs elementi līdz ar to var lielā mērā reprezentēt tās problēmas, kādas var radīt vides piesārņojums ar neorganiskiem elementiem ne tikai musdienās, bet arī nākotnē.
    Arsēns pieder pie nemetāliem, kas zināms jau ļoti sen un tā reputāciju lielā mērā noteica dažādu arsēna savienojumu izmantošana viduslaikos par indēm. Tomēr mūsdienās arsēns tiek plaši lietots tādās jomās kā pesticīdu ražošana, koksnes aizsardzības līdzekļu, medikamentu sintēzē, dažādos sakausējumos, kā arī elektronikā, turklāt tieši pēdējai tā izmantošanas sfērai pēdējā laikā ir tendence pieaugt. Arsēna ražošanas kopapjoms ir ap 50000 tonnām gadā. Atbilstoši galvenie procesi, kuru rezultātā arsēns pat lielos daudzumos var nokļūt apkārtējā vidē, ir pesticīdu izmantošana, metālieguves atkritumi un fosilā kurināmā sadedzināšana, kā arī minerālmēsli.
    Arsēna migrāciju apkārtējā vidē ļoti lielā mērā ietekmē tā spēja veidot gaistošus savienojumus (AsH3, As(CH3)3, (CH3)3AsO, u.c.) dažādos bioloģiskās oksidēšanās un reducēšanās procesos. šie faktori lielā mērā nosaka arsēna augsto mobilitāti apkārtējā vidē.
    Arsēns akumulējas gan sauszemes, gan ūdeņu ekosistēmās, turklāt augstāka biokoncentrēšanās pakāpe raksturīga ūdeņu dzīvniekiem. Cilvēka organismā arsēns vispirms var uzkrāties muskuļaudos, tomēr jāatzīmē, ka arsēna mikrodaudzumi tiek visai ātri izvadīti no organisma.
    Arsēns un visi tā savienojumi ir toksiski. Jāatzīmē, ka subakūtu arsēna daudzumu uzņemšana nerada tūlītējas letālas sekas, bet rada izmaiņas atsevišķu orgānu stāvoklī, līdz ar to veidojot hroniskas saslimšanas ainu. Ir pierādīts, ka arsēns var izraisīt arī ļaundabīgo audzēju attīstību cilvēka organismā.
    Berilijs uzskatāms par elementu, kura izmantošana visciešāk saistās ar augsti efektīvu tehnoloģisko procesu attīstību. Kopējais šī metāla ražošanas apjoms ir ap 3000 tonnām. Beriliju galvenokārt izmanto kodolenerģētikā, kosmiskajā un raķešbūvē, keramisko materiālu ražošanā un īpaši izturīgu sakausējumu iegūšanai (berilija bronza, berilija-alumīnija sakausējums), kurus izceļ augsta mehāniskā izturība, elastība.
    Galvenie berilija emisijas avoti ir fosilā kurināmā, īpaši ogļu sadedzināšana un šī procesa pelni, kā arī ražotnes, kurās tieši izmanto šo metālu.
    Berilija savienojumu akūti toksiskā iedarbība saistās ar tā spēju izsaukt faringītu, traheobronhītu, čūlas un audzējus (gan ādas, gan iekšējo orgānu).
    Hroniskā iedarbība var izpausties pēc visai liela latentā perioda kā pneimonīti, vispārēja novājēšana, aknu slimību attīstība, cianoze. Saindēšanos ar beriliju jeb beriliozi vispirms raksturo patoloģiskas izmaiņas plaušās un to izraisa ar metālu jeb tā savienojumiem piesārņota gaisa ieelpošana.
    Selēnu atklāja 1817. gadā J.Berceliuss, zviedru ķīmiķis, pētot sērskābes ražošanas atkritumu sastāvu. Viņš piešķīra atrastajam elementam nosaukumu selēns (no grieķu valodas- mēness), ņemot vērā tā īpašību līdzību ar telūru, kura nosaukums atvasināts no latīņu valodas (latīņu valodā tellus nozīmē zeme). Ilgu laiku selēns tika pētīts ļoti maz, līdz 1873. gadā tika atklāta tā unikālā elektrovadītspēja. 1930. gadā tika pierādīts, ka selēns var izsaukt liellopu saindēšanos un pat bojā eju, ja lopu pārtikā tiek izmantota ar selēnu piesārņota zāle. 1957. gadā tika pierādīts, ka selēns ir mikroelements, kura klātbūtne ir nepieciešama augu un dzīvnieku attīstībai. Selēna globālās ražošanas apjoms ir ap 1000 tonnu gadā, pie kam galvenie tā ražotāji ir Kanāda (42 %), Japāna (27 %), Krievija un ASV. Selēnu plaši izmanto dažādos ražošanas procesos. Ap 20 % no saražotā selēna daudzuma tiek izmantots stikla ražošanai, lai to dzidrinātu, maskējot dzelzs oksīdu radīto zaļgano krāsu. Selēna piedevas pievieno plastmasām, kaučukam, lai palielinātu to stabilitāti pret oksidētāju un saules starojuma iedarbību. Selēnu lieto keramikas materiālu glazūrām. Plaši izmanto selēna piedevas krāsām, lakām un pigmentiem, kā arī smērvielām. Selēns un tā savienojumi ir daudzu organiskās sintēzes procesu katalizatori un visai lielus tā daudzumus izmanto organiskajā sintēzē. Nozīmīgākā selēna izmantošanas joma mūsdienās ir tā pielietošana elektronikā, optikā. Selēnu plaši izmanto fotošūnu, optiski jutīgu materiālu, pusvadītāju, termoelementu izgatavošanā. Nozīmīga selēna izmantošanas joma ir tā izmantošana par barības mikropiedevu- tablešu veidā cilvēka barības bilances stabilizēšanai un kā barības piedeva lopkopībā. Selēnam ir izteikta līdzība ar sēru un tāpēc kā izkliedēts mikroelements tas parasti atrodas dabā kopā ar sēra savienojumiem. No otras puses, selēns veido stabilus savienojumus ar daudziem metāliem, bet īpaši sēru. Tāpēc selēns sastopams kā sastāvdaļa vara rūdās ASV un polimetāliskajās rūdās citur. Pēc savām ķīmiskajām un fizikālajām īpašībām selēns ir metaloīds, tas ir, veido starpstāvokli starp metāliem un nemetāliem. Tas redzams aplūkojot selēna vieta elementu periodiskajā sistēmā VI A grupā starp sēru un telūru. Selēna atommassa ir 78.96, blīvums 4.79 g/cm3 kušanas temperatūra- 217 ° C, viršanas temperatūra 685° C. Selēns līdzīgi kā sērs pastāv trijās formās- heksagonālā (pelēkā krāsā), monoklīnā (sarkana) un amorfā formā.
    Hroniska saindēšanās ar selēnu konstatēta tikai ar šī metāla izmantošanu saistītās ražotnēs un to pavada rinda specifisku simptomu. Tajā pat laikā selēna subletālās iedarbības efekti ir visai polemiski un tipiski reģioniem ar dabiski paaugstinātu selēna saturu. Latvijas apstākļos aktuālāks varētu būt jautājums par selēna deficītu.

    15.4. Vides piesārņojums ar pesticīdiem

    Par pesticīdiem sauc ķīmiskas vielas, kurām piemīt spēja toksiski iedarboties uz kādu noteiktu dzīvo organismu grupu. Pesticīdu pielietošanas objekti ir praktiski visas dzīvo organismu grupas no baktērijām, vienšūņiem, sēnēm līdz augiem un siltasiņu dzīvniekiem. Vielas ar šāda tipa darbību pazīstamas jau sen (daži arsēna savienojumi, vara sāļi, piretroīdi) tomēr plaša pesticīdu lietošana ir izvērsusies tikai pēdējo 20-50 gadu laikā.
    Pašlaik ir zināmi ap 30000 dažādu pesticīdu, kurus atkarībā no to iedarbības tipa iedala:
    a)insekticīdi (insektu iznīcināšanai);
    b)herbicīdi (nezāļu un nevēlamu augu iznīcināšanai);
    c)fungicīdi (sēņu un baktēriju slimību novēršanai);
    d)akaricīdi (ērču apkarošanai);
    e)nematocīdi (nematožu apkarošanai) u.c.
    Neskatoties uz to, ka katrs pesticīdu tips ir ar zināmu selektivitāti, tomēr to iedarbībai ir noteikts darbības intervāls, tas ir, arī iedarbības nespecifiskums.
    Pēc orientējoša vērtējuma pašlaik pasaulē ir ap 3000000 dažādu kukaiņu, pie kam 99,9% no tiem no cilvēka redzes viedokļa ir nekaitīgi vai derīgi. Nav noliedzams, ka pesticīdi zināmā mērā ietekmē arī šo organismu dzīvības procesu norisi. Pesticīdi uz dzīvajiem organismiem iedarbojas atbilstoši to ķīmiskajam sastāvam un uzbūvei. Tāpēc pesticīdus bieži klasificē pēc to ķīmiskās uzbūves, piemēram, hlororganiskie, fosfororganiskie, sērorganiskie pesticīdi, pesticīdi uz karbamātu, hlorfenolu bāzes u.c. Katrai šo pesticīdu grupai raksturīgs savs iedarbības spektrs, toksiskums. Bīstamākie ir pesticīdi ar plašu iedarbības spektru un augstu stabilitāti. Par šādu pesticīdu piemēru var uzskatīt hlororganiskos pesticīdus. Visplašāk izmantotais hlororganisko pesticīdu pārstāvis ir DDT. DDT izmantošanas efektivitātes rezultātā tika uzsākta veselas rindas vielu ražošana, kuru tipiski pārstāvji ir heksahlorcikloheksāns (lindāns) un dieldrīns.
    Hlororganisko pesticīdu iedarbības mehānisms līdz galam vēl nav izpētīts. Ir zināms tikai tas, ka tie izšķīst un deponējas taukaudos. Pēc tam šīs grupas pesticīdi vai nu ietekmē metabolisko procesu norisi orgānā, kurā tie uzkrājas, vai arī izmaina šūnu membrānu caurlaidību attiecībā pret dažādiem joniem. Pēdējie procesi savukārt ir cieši saistīti ar nervu impulsu nodošanu. Hlororganisko pesticīdu bīstamību nosaka tas, ka tie vēsturiski pieder pie pirmajiem rūpnieciski ražotajiem pesticīdiem un to ir saražots ļoti daudz, kā arī šīs grupas pesticīdu augstā stabilitāte gan apkārtējā vidē, gan arī dzīvajos organismos.

    heksahlorcikloheksāns dieldrīns
    Fosfororganisko pesticīdu rūpnieciskā ražošana tika uzsākta 50.-60. gados un to lielā mērā noteica apkarojamo kaitēkļu pierašana pie hlororganiskajiem pesticīdiem. Fosfororganisko pesticīdu vispārējā formula:

    kur: R,R' alkil-, alkoksi-, alkiltio- vai amīdgrupas; Z- O, S; X- grupa, kas var tikt viegli atšķelta.
    Fosfororganiskiem pesticīdiem raksturīgs augsts toksiskums, kura pamatā ir to spēja inhibēt fermentu acetilholīnesterāzi. šis ferments piedalās nervu impulsa pārnesē, un katalizē acetilholīna hidrolīzi. Acetilholīnesterāzes darbības bloķēšana izraisa refleksīvo darbību (elpošana, sirdsdarbība u.c.) izbeigšanu, kuru klīniskās pazīmes ir konvulsijas, paralīze, nāve. Acetilholīnesterāzes darbības bloķēšana notiek, vielai saistoties fermenta aktīvajā centrā un līdz ar to bloķējot acetilholīna molekulas saistīšanos (15.1. attēls).

    15.1. attēls
    Acetilholīnesterāzes darbības un inhibēšanas mehānisms

    Fosfororganiskie pesticīdi ir relatīvi nestabili un ūdens vidē vai augsnē tie visai ātri sabrūk (15.3. tabula).



    parations


    malations


    15.3. tabula
    Forfororganisko pesticīdu toksiskums un stabilitāte vidē

    PesticīdsLD50, žurkām, mg/kgLC50, zivīm mg/lStabilitāte vidē
    Parations
    Malations
    Hlorpirofoss
    Dihlorfoss
    Glifosfāts
    14-24
    2800
    130-160
    60-80
    5600
    2.7
    0.1
    0.003
    0.1
    120
    2-8 dienas
    24 st
    1/2 augsnē 60-12 dienas
    1/2 ūdenī 20 stundas


    Karbamāti jeb karbamīnskābes atvasinājumi pieder pie visai "jauniem" pesticīdiem. To iedarbības pamatā tāpat ir acetilholīnesterāzes darbības inhibēšana.

    karbarils

    Plaši tiek izmantoti hlorfenolu atvasinājumi. šo herbicīdu darbības pamatā ir spēja imitēt attiecīgo augu augšanas hormonus. Bez šīm nozīmīgākajām pesticīdu klasēm ir zināms relatīvi daudz augsti iedarbīgu savienojumu, kuri pēc savas ķīmiskās uzbūves pieder pie citām vielu grupām.
    Triazīnu atvasinājumi:
    Atrazīns

    Pēdējā laikā aizvien lielāku ievērību iegūst dabiskas izcelsmes nezāļu un kaitēkļu apkarošanas līdzekļi. Bieži tie ir dažādu augu ekstrakti vai sasmalcinātas daļas. šādu vielu piemēri - nikotīns un anabazīns, kas tiek plaši izmantoti lauksaimniecībā. Praktiski tiek izmantoti arī piretroīdi, kas ir savvaļas kumelīšu Chrysanthemum cinerariaefolium bioloģiski aktīvie savienojumi. Piretrīnu bioloģiskā aktivitāte ir pazīstama jau vairāk nekā 1000 gadu, bet pēdējā laikā uzsākta arī to sintētisko analogu ražošana. Dabiskas izcelsmes piretroīdus raksturo visai augsts toksiskums attiecībā pret apkarojamajiem kaitēkļiem, bet zems toksiskums cilvēkam, kā arī tas, ka šie savienojumi vidē ir ļoti nestabili.
    Nikotīns


    hrizantēmskābe cinerolons

    Pesticīdu izplatība un stabilitāte apkārtējā vidē ir atkarīga no to ķīmiskās uzbūves, fizikālajām, ķīmiskajām īpašībām, bioloģiskās stabilitātes, kā arī augsnes īpatnībām, sezonas, nokrišņu daudzums. Galvenie faktori, kas nosaka pesticīdu mijiedarbību ar augsni, ir to absorbcijas procesi (fizikālās, ķīmiskās, jonu apmaiņas rezultātā). Atkarībā no pesticīdu atrašanās formas var būt atšķirīga pesticīdu bioloģiskās degradācijas procesu intensitāte, ķīmiskā sabrukšana u.c. Atklātu ūdenskrātuvju ūdenī pesticīdi nokļūst, tiem izskalojoties no augsnes sedimentu suspendēšanas rezultātā, kā arī ar atmosfēras nokrišņiem.
    Fosfororganisko pesticīdu iedarbības sekas vispirms raksturo akūti toksiska iedarbība, kas, piemēram, var ietekmēt sauszemes dzīvnieku populācijas, nekorekti lietojot pesticīdus.
    Karbamātu pesticīdi vidē ir vēl nestabilāki par fosfororganiskajiem pesticīdiem un arī to izmantošanas gadījumā vispirms tiek apdraudēts tiešās lietošanas areāls. Insekticīds karbarils, piemēram, ir ļoti toksisks bitēm.
    No herbicīdiem vispirms jāatzīmē hlorofenolu grupas vielu iedarbības raksturs. Vispirms var teikt, ka šo vielu izmantošana var būt ļoti efektīva, piemēram, apstrādājot ar herbicīdiem pareizā secībā graudaugu laukus, iespējams praktiski pilnīgi nomākt nezāļu attīstību. Tomēr daudzu šo vielu atlikumu augsnē sadalīšanās norit ievērojami lēnāk nekā noteikts laboratorijas eksperimentos, kā rezultātā visai tipiska var izrādīties to uzkrāšanās augsnē. Hlorofenolu grupas pesticīdi tomēr būtiski izmaina augsnes bezmugurkaulnieku populāciju struktūru. Ievērojami citādāka ir daudzu herbicīdu iedarbība uz ūdens dzīvniekiem. Visaugstākā jutība, piemēram, pret 2,4-D iedarbību novērojama moluskiem, insektiem un vēžveidīgajiem. Fenoksietiķskābes atvasinājumi ir relatīvi toksiski zivīm.
    Ir pierādīts, ka vairākām herbicīdu grupām raksturīga izteikta teratogēna iedarbība.
    Citu augu aizsardzības līdzekļu vidū jāmin hematocīdi, kuri savā vairumā ir stipri toksiski un tāpēc lietojami tikai pēc ražas novākšanas. Tie iedarbojas kairinoši uz gļotādām, bet subletālas devas var izsaukt aknu darbības bojājumus.
    Arī daudzus fungicīdus raksturo augsts akūtais toksiskums. šeit vispirms jāatzīmē vielas, kuras plaši izmanto graudaugu kodināšanai. To vidū kā īpaši bīstami būtu jāmin dzīvsudraba organiskie savienojumi un heksahlorobenzols.
    Antibiotika cikloheksimīds, kuru izmanto ķiršu lapu brūnplankumainības novēršanai, ir ārkārtīgi toksisks. Bez fungicīdiem, kurus izmanto tieši augu slimību apkarošanai, lieto arī fungicīdus augsnes apstrādāšanai. Tādi ir formaldehīds, hlorpikrīns, metilizotiocianāts, kas visi ir ievērojami toksiski un var apdraudēt cilvēkus, kuri tos izmanto. Pentahlornitrobenzols ir augsnes fungicīds ar zemu fitotoksiskumu, tomēr šai vielai raksturīga spēja bioakumulēties.
    Ne mazāk bīstami kā akūti toksiskie var būt arī pesticīdu iedarbības biocenotiskie efekti.
    Viens no pirmajiem faktoriem, kā pesticīdi iedarbojas uz dzīvo organismu kopienām, ir barības bāzes ietekmēšana dažādu trofisko līmeņu dzīvajiem organismiem agroekosistēmās. Dažādu savvaļas augu pazušana platībās, kuras tiek apstrādātas ar herbicīdiem, izmaina, piemēram, migrējošo putnu barības bāzi un līdz ar to dzīves vidi. Līdzīgi insektu iznīcināšana samazina barības bāzi ligzdojošiem putniem.
    Nozīmīga var izrādīties arī atsevišķu augu sugu pastiprināta attīstība uz tā rēķina, ka tiek nomāktas ar tām konkurējošas sugas. Tas pats attiecas arī uz mikroorganismu un, īpaši, sēnīšu attīstību.
    Vēl dziļāk populāciju struktūru ietekmē plēsēju un parazītu iznīcināšana, kuri savukārt dabiskajā vidē notur kaitīgo organismu daudzumu zināmā līdzsvara stāvoklī. Līdz ar to antropogēni transformētā vidē var rasties nepieciešamība lietot nemitīgi pieaugošus augu aizsardzības līdzekļu daudzumus.


    16. ŪDEŅU analīzes Pamatmetodes

    Lai varētu spriest par vidi, tās kvalitāti, tajā noritošajiem procesiem, nepieciešams to analizēt. No otras puses, tā kā piesārņojošo vielu koncentrācijas bieži ir pat ļoti zemas, tas izvirza papildu prasības eksistējošajām analītiskās ķīmijas metodēm un bieži rada nepieciešamību izstrādāt jaunas pieejas vides analīzei. Šo uzdevumu risināšana ir vides analītiskās ķīmijas uzdevums. Lielā mērā vides sastāva analīzes iespējas nosaka komplicētas analītiskās aparatūras izmantošana, tomēr tajā pašā laikā vides sastāva analīzē tieši analītiskā procedūra ir viens no etapiem virknē:
    analizējamā objekta izvēle
    (tā reprezentatīvums, spēja atspoguļot vidē noritošos procesus)
    paraugu ievākšanas metožu izvēle
    paraugu ievākšana
    paraugu priekšapstrāde
    analīze
    rezultātu izvērtējums.
      16.1. attēls
      Vides paraugu ievākšana

      Konkrēto vielu, dzīvo organismu un cita veida paraugu ievākšanas procedūras pareiza realizēšana uzskatāma par vienu no vissvarīgākajiem etapiem vides piesārņojuma analīžu veikšanā. Tajā pašā laikā tieši šo vides analīzes posmu visbiežāk veic cilvēki bez speciālas sagatavotības. Līdz ar to, lai iegūtu pieņemamu gala rezultātu, veicot vides piesārņojuma analīzi, ir ārkārtīgi svarīgi pareizi ievākt paraugu un, tas sasniedzams, izmantojot literatūrā norādītās paraugu ievākšanas procedūru metodikas. Šī darba ietvaros ir apkopoti pamatprincipi, kuru ievērošana var būt svarīga, aplūkojot tos uz ūdens paraugu ievākšanas procedūras piemēra.
      Vispirms ir jāatzīmē tas, ka ķīmiskajām un bioloģiskajām analīzēm paraugi ievācami atsevišķi. Viens no pamatprincipiem, kas jāievēro, ievācot vides paraugus, ir tāds, ka, jo īsāks ir laika intervāls starp paraugu ievākšanu un analīzi, jo precīzāka tā būs. Nereti atsevišķas analīzes veicamas vidē vienlaicīgi ar paraugu ievākšanu vai arī tūlīt pēc tās. Šādu rādītāju piemērs ir vides temperatūra, pH (var mainīties ūdens vidē dažu desmitu minūšu laikā), gāzu saturs ūdenī un augsnē (CO2, O2, H2S, CH4 un visai ātri izgaist). Šādi analītiskie rādītāji jānosaka vai nu tūlīt - lauku apstākļos, vai arī paraugus (analizējamā viela) jākonservē - jāsaista ķīmiska savienojuma veidā, kura saturu tad vēlāk var analizēt laboratorijā. Tā sērūdeņraža satura noteikšanai ūdens paraugus konservē, pievienojot kadmija acetātu, kas veido nešķīstošu kadmiju sulfīdu, kura daudzumu tad arī nosaka laboratorijā.
      Daudzu vielu sastāva rādītāju vērtības var ietekmēt paraugā noritošie ķīmiskie un bioloģiskie procesi, kas, paraugu nekorekti uzglabājot, var novest pie principiālām ūdens sastāva izmaiņām. Tā kalcija karbonātu izgulsnēšanās var izmainīt ūdens cietību, dzelzs (II) oksidēšanās ar gaisa skābekli un citi redoksprocesi var izmainīt analizējamo elementu atrašanās formas. Mikroorganismu izraisītu mikrobioloģisko procesu rezultātā var pazemināties fenolu saturs, slāpekļa savienojumi savstarpēji pārvērtīsies. Lai novērstu šādas nevēlamas pārvērtības, svarīgi ievāktos paraugus pareizi uzglabāt.
      Principiāli nozīmīgs ir jautājums par paraugu ievākšanas reprezentatīvumu. To nosaka dažādu vielu parametru plašās izmaiņas telpā (piemēram, ūdens sastāvs lielā ezerā gan tā platībā, gan arī vertikālā griezumā), gan arī lokālā piesārņojuma iespējamība. Tā, piemēram, skābekļa saturs viena un tā paša ezera dažādos dziļumos, gadalaikos un par diennakts laikā var mainīties no 0 līdz 10-12 mg/l, tajā pašā laikā analītiskās noteikšanas precizitāte ir ± 0,01 mg/l. Tāpēc parauga ievākšanas programmas izveide, atkārtotas ievākšanas veikšana ir ļoti nozīmīga, lai iegūtu adekvātu priekšstatu par gaisa, ūdens vides, augsnes un pazemes resursu ķīmisko sastāvu. No otras puses, ievācot paraugu, ir precīzi jāfiksē parauga ievākšanas vieta, apstākļi, laiks, kā arī parauga uzglabāšanas un transportēšanas apstākļi.
      Tā kā daudzas piesārņojošās vielas vidē atrodamas mikrodaudzumos, jau ievākšanas procesā tās nepieciešams koncentrēt. Šis process vistipiskākais ir, veicot gaisa sastāva analīzi. Gaisa sastāvu veidojošās ķīmiskās vielas tiek sorbētas šķīdumos, veidojot ķīmiskus savienojumus. Ūdens analīzē sorbcijas vai ekstrakcijas koncentrēšanu izmanto vielu analīzei, kuras atrodamas mikrodaudzumos. Par sorbentiem izmanto aktivētu ogli, organiskus sorbentus, modificētus silikagela sorbentus. Parasti šādi sorbenti iepildīti lietošanai sagatavotās kolonnās, kuras piemērotas darbam lauku apstākļos. Citas metodes, kas izmantojamas vielu mikrodaudzumu koncentrēšanai, ir ekstrakcija (parasti ar organiskiem šķīdinātājiem - heksānu, hloroformu un citiem), izsaldēšana, jonu apmaiņa, izgulsnēšana. Nereti tomēr paraugs pirms analīzes tiek konservēts atbilstoši konkrētās analīzes procedūrai un kopējam analizējamo vielu spektram paraugā.
      Sekmes šīs shēmas īstenošanā vienlīdz ietekmē jebkurš tās solis un, piemēram, perfekti veikta analīze būs nevērtīga, ja paraugs būs ticis ievākts nepareizi. Līdz ar to vides piesārņojuma analīze ir komplekss process, kas ir sekmīgs, īstenojot to korekti visās tā stadijās.

      16.1. Vides analīzes metožu attīstība

      Pirmās vides sastāva analīzes tika veiktas jau 18. gadsimtā, analīzes metožu pamati tika radīti 19. gadsimtā. Plašākā praksē, piemēram, Latvijā, ūdeņu galveno komponentu analīzes metodes ieviesās 20. gadsimta 20. - 30. gados. Sākotnēji analīzei tika izmantotas neinstrumentālās analīzes metodes - organoleptiskā, svaru, tilpuma, kolorimetriskā analīze. Šāda pieeja ļāva noteikt galvenos ūdeņu, gaisa, augsnes, augu minerālos komponentus, gāzes, slāpekļa savienojumu formas, dažus metālus augstās koncentrācijās, organisko vielu oksidējamību.
      50. un 60. gados sakarā ar tehnikas vajadzību attīstību analīzē sāka izmantot instrumentālās analīzes metodes - elektroķīmiskās analīžu metodes, spektrofotometriju, hromatogrāfijas metodes.
      Mūsdienās attīstītajās valstīs tiek plaši izmantotas praktiski visas analīzes metodes, un par īpaši efektīvām ir izrādījušās hromatogrāfiskās metodes - augstefektīvā šķidruma hromatogrāfija (HPLC), gāzes hromatogrāfija, jonu hromatogrāfija u.c. Liela nozīme tiek pievērsta analīzes metožu automatizācijai, rezultātu automatizētai apstrādei utt. Plaša uzmanība tiek pievērsta kaitīgo vielu mikrodaudzumu koncentrēšanas un atdalīšanas metožu izstrādāšanai. No otras puses, ir radīta vesela rinda vienkāršu ekspresanalīzes metožu un aparatūras, kā arī aparatūras kompleksi nepārtrauktai analīzei.
      Vides sastāva un piesārņojuma ķīmiskas analīzes metodes var iedalīt šādās grupās:
      1) ķīmiskās (svara, tilpuma analīzes),
      2) elektroķīmiskās (potenciometrija, konduktometrija, polarogrāfija),
      3)optiskās (fotometrija, spektrofotometrija, luminiscentā, fluorescences analīze, spektrālā analīze),
      4) fotoķīmiskās,
      5)hromatogrāfiskās (šķidruma, gāzes hromatogrāfija) analīzes metodes.
      Atsevišķi var izdalīt plūsmas-injekcijas analīzi, ekspresanalīzes metodes.
      Pēdējā laikā ir attīstījušās tādas analīzes metodes kā hromatomasspektroskopija, neitronaktivācijas, radioķīmiskās metodes, zemtemperatūras luminiscences analīze.Vides analītisko ķīmiju raksturo arī tas, ka lielākā daļa metožu ir līdzīgas vai kopīgas gaisa, ūdeņu, augsnes un bioloģisko objektu analīzes, bet atšķirības vispirms izpaužas parauga sagatavošanas un pirmapstrādes procedūrās. Tāpēc tālāk aplūkotas nozīmīgākās ūdeņu analīzes metodes.

      16.2. Ķīmiskās analīzes metodes

      Ūdeņu sastāva un piesārņojuma ķīmiskā analīze pamatojas uz ķīmiskām reakcijām un reakcijas produktu analīzi. Izmanto svara un tilpuma analīzes metodes. Gravimetriskā analīze pamatojas uz nosakāmā komponenta izgulsnēšanu nešķīstoša savienojuma veidā, un pēc tam tā satura noteikšanu sverot. Šī metode ir ļoti darbietilpīga, lēni un rūpīgi īstenojama. Cita ķīmiskās analīzes metožu grupa pamatojas uz nosakāmās vielas mijiedarbību ar reaktīvu, kura zināms daudzums tiek pievienots analizējamam šķīdumam, un šī reaktīva daudzuma noteikšanu, kurš ir patērēts reakcijā. Šādu analīzi sauc par titrimetriju, un to veic, noteiktam analizējamā parauga tilpumam pa pilienam pievienojot no biretes zināmas koncentrācijas šķīdumu. Titrēšanu veic indikatora klātbūtnē un tās beigu punktu nosaka pēc indikatora krāsas maiņas.
      Analīzes metode ir vienkārša, tai nav nepieciešama sarežģīta aparatūra un tā izmantojama daudzu vielu analīzei. Titrimetriju plaši izmanto ūdeņu makrokomponentu noteikšanai. Tiek ražota aparatūra automātiskajai titrēšanai, kuras lietošana ļauj būtiski paaugstināt noteikšanas jutīgumu un precizitāti.
      Atkarībā no reakcijas tipa izšķir šādas titrimetriskās metodes:
      1) Skābes, bāzes titrēšana. Par titrantu izmanto skābes vai bāzes. Noteikt var skābes, bāzes, vāju skābju un bāzu sāļus, piemēram, HCO3- , CO2. Par indikatoriem izmanto metiloranžu, fenolftaleīnu. Tā, piemēram, ūdeņu sārmainību nosaka tos titrējot ar 0.02 N H2SO4 līdz pH 8.3 (fenoftaleīna krāsu pāreja) un 4.5 (metiloranžu krāsu pāreja). Titrējot līdz pH 8.3, neitralizē karbonātjonus. Titrējot līdz pH 4.5, tiek neitralizētas bāzes, kas spēcīgākas nekā HCO3-.
      2) Titrēšana ar oksidētājiem vai reducētājiem praktiski tiek izmantota skābekļa un oksidējamības noteikšanai. Izšķīdušā skābekļa satura noteikšana (pēc Vinklera) pamatojas uz svaigi iegūta mangāna hidroksīda reakciju ar skābekli, veidojot četrvērtīgā mangāna savienojumus brūnā-melnā krāsā. Šķīdumu paskābinot kālija jodīda klātbūtnē, izveidojas jods, kura daudzums ir ekvivalents izšķīdušā skābekļa daudzumam un kura saturu nosaka, titrējot ar tiosulfātu. Ķīmisko skābekļa patēriņu nosaka, oksidējot organiskās vielas ar K2Cr2O7 un attitrējot bihromāta pārākumu skābā vidē katalizatora klātbūtnē. Šīs metodes var tikt izmantotas gan augsnes, gan ūdeņu organisko vielu analīzē.
      3) Tilpuma analīzes metodes, kurās tiek izmantotas izgulsnēšanas reakcijas, tiek lietotas hlorīdu un sulfātu analīzei. Tā hlorīdu saturs var tikt noteikts vides objektu paraugos, titrējot ar sudraba nitrātu, beigu punktu nosakot potenciometriski vai veidojoties sudraba hromātam Ag2CrO4 (sarkanā krāsā).
      4) Tilpuma analīzes metodes, kurās tiek izmantotas kompleksveidošanās, piemērs ir kalcija jona satura un ūdeņu cietības noteikšana ar kompleksonu III (EDTA), kā indikatoru izmantojot eriohrommelno, kas vēl joprojām ir galvenā ūdeņu cietības noteikšanas metode.

      16.3. Elektroķīmiskās metodes

      Šīs metodes pamatojas uz nosakāmo komponentu elektroķīmisko īpašību - redokspotenciāla, elektrovadītspējas, polarogrāfiskā potenciāla u.c. izmaiņām. Tā kā praktiski šādas metodes ir viegli īstenojamas, automatizējamas, tās ir perspektīvas.
      Potenciometriskās metodes pamatojas uz elektroda potenciāla izmaiņām, kuras rodas, analizējamā šķīdumā iegremdējot jonselektīvo un salīdzināšanas elektrodu, un kas ir atkarīga no nosakāmā jona aktivitātes logaritma saskaņā ar Nernsta vienādojumu.
      Elektrodu, kuri vairāk vai mazāk selektīvi var reaģēt uz to vai citu jonu klātbūtni, galvenā sastāvdaļa ir membrāna, kas nodrošina selektīvu nosakāmo jonu apmaiņu. Fluorīdu gadījumā tāda ir, piemēram, lantāna fluorīdu (LaF3) monokristāla membrāna. Visplašāk tiek izmantoti stikla elektrodi, kas ir selektīvi protonu (pH) noteikšanā.
      Mūsu dienās tiek ražots liels daudzums dažādu jonselektīvo elektrodu, kas ļauj veikt vielu satura analīzi plašā to koncentrāciju intervālā. Praktiski jonselektīvie elektrodi tiek izmantoti F-, NO3-, K+, Na+, Ca+2, H+, Cl-, S-2, CN- satura noteikšanai. Ir arī elektrodi, kas selektīvi pret metālu joniem (Pb+2, Tl+, Sn+2, Zn+2, Cu+2, Ca+2), tomēr šajā gadījumā metodes izmantojamību nosaka reāli esošās jonu koncentrācijas ūdeņos. Metode ir īpaši piemērojama piesārņojuma kontrolei automātiskā režīmā.
      Konduktometriskā analīze pamatojas uz pētāmā šķidruma elektrovadītspējas izmaiņu mērīšanu.
      Polarogrāfiskās metodes izmantojamas tādu jonu satura analīzei ūdeņos, kurus var elektroķīmiski reducēt uz elektroda, piemēram, dzīvsudraba katoda. Šķīdumā, kas jāanalizē, ievieto divus elektrodus. Polarogrāfijas variantā par katodu izmanto dzīvsudraba pilienu, kas iztek no tieva kapilāra, bet anods ir dzīvsudraba trauka apakšā. Ieslēdzot strāvu un palielinot spriegumu, tiek sasniegts moments, kad metāls sāk izdalīties uz elektroda. Metode īstenojama dažādos variantos, un tās priekšrocība ir augsta jutība (ļauj analizēt metālu saturu līdz mikrogramu līmenim), kā arī tas, ka vienā un tai pašā paraugā iespējams noteikt vairākus metālus.
      Ar membrānu pārklātus elektrodus izmanto arī skābekļa satura noteikšanai ūdeņos (skābekļa elektrods).

      16.4. Optiskās analīzes metodes

      Optiskās analīzes metodes pamatojas uz vielu spēju mijiedarboties ar elektromagnētiskā starojuma kvantiem. Šāda mijiedarbība var notikt spektra ultravioletajā, redzamajā un infrasarkanajā apgabalā.
      Vienkāršākais metodes variants ir fotometrija. Fotometriskās analīzes pamatā ir Bugēra-Lamberta-Bēra likums, kas nosaka to, ka, noteikta viļņa garuma starojumam ejot caur vielas slāni, starojuma intensitāte samazinās proporcionāli vielas koncentrācijai šķīdumā. Atkarībā no tehniskā izpildījuma izšķir:
      1. Kolorimetriju, kad analizējamā šķīduma krāsu un tās intensitāti salīdzina vizuāli ar standartparaugiem. Mūsdienās kolorimetriju izmanto tikai ekspresmetodēs paraugu analīzei lauku apstākļos.
      2. Fotometrisko vai spektrofotometrisko analīzi, kad šķīduma krāsa un tās intensitāte tiek salīdzināta ar attiecīgu aparātu palīdzību pie noteikta viļņu garuma.
      Galvenie jebkura fotometra vai spektrofotometra elementi ir starojuma avoti, starojuma monohromators, kivetes un detekcijas bloks. Par starojuma avotu izmanto kvēlspuldzi, kas izstaro no 320 nm līdz 800 nm, spektra daļā, ūdeņraža lampas, kuras izstaro spektra ultravioletajā daļā. Lai iegūtu starojumu spektra infrasarkanajā apgabalā, izmanto speciālu optiku (sārmu, metālu sāļus), kā arī kvēlelementus no silīcija karbīda vai retzemju metālu oksīdiem. Starojuma monohromatizācija fotometros notiek ar gaismas filtru palīdzību, bet spektrofotometros ar prizmu vai difrakcijas režģu palīdzību.
      Kivetes darbam spektra redzamajā daļā izgatavo no stikla, UV reģionā - no kvarca. Starojuma intensitāti nosaka ar selēna, antimona-cēzija vai citiem fotoelementiem.
      Nosakāmā komponenta koncentrāciju nosaka pēc graduēšanas grafika, kuru iegūst, novērojot 5-8 standartšķīdumu sorbciju.
      Spektrofotometriskās analīžu metodes izmanto ļoti daudzu ūdeņu komponentu analīzei - tā nosaka biogēnos elementus, dažas organiskās vielas utt., tajā pat laikā tās izmanto arī gaisa piesārņojuma analīzē, sorbējot nosakāmās vielas un analizējot tās šķīdumā, vai arī augsnes analīzē, veicot ekstrakciju no tās.
      Tā kā tikai relatīvi nedaudzu vielu sorbcijas intensitāte ir pietiekoši augsta (KMnO4), lai tās tieši varētu analizēt ar optiskās analīzes metodēm, tad plaši tiek izmantotas dažādas krāsu reakcijās, respektīvi nosakāmās vielas reakcija ar citu ķīmisku savienojumu, kura rezultātā izveidojas savienojums (krāsains) ar izteiktu sorbcijas maksimumu noteiktā spektra daļā. Bieži izveidotie krāsainie savienojumi tiek ekstrahēti organiskā šķīdinātājā, tādejādi paaugstinot analīzes metodes jutību.
      Amonjaka un amonija jonu saturu nosaka, izmantojot to reakciju ar Neslera reaģentu K2HgI4 bāziskā vidē, kura rezultātā veidojas oranžs savienojums, kura saturs un spēja absorbēt starojumu pie viļņa garuma ap 400 nm (1nm = 1 x 10-9 m) ir proporcionāla amonjaka koncentrācijai nosakāmajā šķīdumā. Ūdeņu gadījumā amonija jonu saturu nosaka tieši pievienojot reaģentus analizējamajam šķīdumam. Lai noteiktu amonija jonu saturu augsnē, tie jāekstrahē.
      Nitrātjonu satura noteikšanai tiek izmantota to pārvēršana skābā vidē par slāpekļskābi, aromātisko amīnu diazotēšana (grupas N = N - veidošana) un veidota diazonija sāļu azosametināšana ar fenoliem, aromātiskajiem amīniem, piemēram, N- (1 - naftil) etilēndiamīnu, 1 - naftilamīnu, kuras rezultātā veidojas intensīvi krāsoti savienojumi.
      Šī metode ir ļoti jutīga un precīza. Tāpēc arī nitrātu satura noteikšanai bieži izmanto tā reducēšanu līdz nitrātjoniem, piemēram, ar metālisku kadmiju un sekojošu nitrītu satura analīzi. Cita pieeja nitrātu satura noteikšanai pamatojas uz tā spēju nitrēt organiskus savienojumus, piemēram, salicilskābi, brucīnu, veidojot krāsainus nitrosavienojumus.
      Virsmas aktīvo vielu saturu tipiski nosaka, ekstrahējot to sāļus ar ūdenī šķīstošu krāsvielu, piemēram, metilēnzilo organiskā šķīdinātājā (hloroformā).
      Sēru dioksīda saturu nosaka, sorbējot to nātrija tetrahlormerkurāta šķīdumā.
      Formaldehīdu un krāsvielas pararosoanilīna klātienē veidojas sarkanviolets krāsojums, kura sorbcijas maksimums ir pie 548 nm.
      Pēdējā laikā paplašinās luminiscentās analīzes metožu pielietošana. Šādas metodes pamatojas uz dažādu vielu spēju noteiktos apstākļos absorbēt enerģiju, pārejot ierosinātā stāvoklī, un (pēc tam) to atdot starojuma veidā. Ja vielas enerģiju starojuma veidā atdod to ierosināšanas laikā, tad šādu parādību apzīmē ar fluorescenci. Vielām raksturīgi stipri individuāli luminiscences un fluorescences spektri un gan pēc to formas, gan starojuma intensitātes var veikt vielu analīzi.
      Luminiscento analīzi mūsdienās izmanto naftas produktu un poliaromātisko ogļūdeņražu satura analīzei. Tās priekšrocība ir augstā jutība (līdz 10-15 %).
      Naftas ogļūdeņražu intensīvu sorbciju spektra infrasarkanajā reģionā izmanto to satura noteikšanai ar IS spektroskopijas metodi.

      16.5. Atomu absorbcijas un emisijas ANALĪZE

      Šo metožu ieviešana radīja principiālu pavērsienu vides paraugu analīzēs, īpaši atvieglojot un uzlabojot metālu un citu mikroelementu analīzes iespējas. Šī metode pamatojas uz monohroma starojuma sorbciju, tam ejot cauri nosakāmā metāla atomu plazmai. Monohroma starojumu veido starojuma avots, kas ir izveidots no tā paša elementa, kura saturu analizē un kas ierosināts izstaro precīzi tā paša viļņu garuma starojumu, kādu sorbē atomi analizējamā paraugā.


      16.2. attēls
      Atomu adsorbcijas (ar liesmu) spektrometra darbības princips

      Atomu absorbcijas spektrometra (AAS) pamatelementi ir:
      - dobā katoda lampa, kura pildīta ar inertu gāzi un kuras katods izveidots no analizējamā metāla. Pievadot spriegumu, izveidojas starojums, kura raksturs specifisks nosakāmajam elementam;
      - atomizators, deglis vai grafīta kivete. Šī elementa uzdevums ir uzkarsēt nosakāmā metāla atomus līdz augstai temperatūrai. To var veikt, izsmidzinot analizējamā parauga ūdens šķīdumu acetilēna liesmā (liesmas AAS), vai arī, ievadot grafīta kivetē, kas ar strāvu tiek uzkarsēta līdz augstai temperatūrai, tādējādi atomizējot metālu atomus. Grafīta kivetes izmantošana ļauj principiāli paaugstināt metodes jutību un pazemināt dažādu traucējošo faktoru iedarbību.
      Atomu absorbcijas paveidu izmanto dzīvsudraba analīzei. Dzīvsudraba savienojumi tiek reducēti līdz elementāram dzīvsudrabam (ar alvas (II) hlorīdu) un ar gaisa plūsmu pārnesti kivetē. Mērot absorbcijas pie 253.7 nm izmaiņas, iespējams noteikt dzīvsudraba saturu.
      Metālu saturu iespējams analizēt ne tikai, izmantojot to tvaiku spēju sorbēt starojumu, bet arī metodi, kas pamatojas uz ierosinātu metālu atomu spēju pašiem emitēt starojumu. Katra metāla emisijas spektru raksturo specifiskas līnijas (maksimumi), kuru intensitāti mērot, var noteikt metālu saturu.
      Šis princips tiek izmantots īpaši efektīvā un perspektīvā metālu un citu mikroelementu analīzes metodē - induktīvi saistītās plazmas atomu emisijas spektroskopijā. Metāla iztvaicēšanai un ierosināšanai šajā metodē tiek izmantota gāzes (argona) plūsma, to induktīvi uzkarsējot (4 - 50 MHz, 2 - 5 KW). Šādi uzkarsētas gāzes plūsmā ievadot paraugu augstā temperatūrā (7000° - 10 000° K, kas ir ievērojami augstāka temperatūra nekā tās, kuras var sasniegt parastajā liesmā), veidojas plazmas liesma. Tā kā emisijas intensitāte pieaug, pieaugot temperatūrai, izmantojot šo metodi, paaugstinās noteikšanas jutība; arī traucējošo faktoru iedarbība izjūtama mazāk. Tomēr galvenā metodes priekšrocība ir tas, ka vienlaicīgi iespējams noteikt līdz 30 elementiem, bet, kopumā izmantojot šo metodi, iespējams noteikt virs 80 elementu saturu vidē. Induktīvi saistītās plazmas atomu emisijas spektroskopijas izmantošana ļauj veikt arī daudzu nemetālu analīzes (As, B, Be, Se un citi).
      Liesmas fotometrija uzskatāma par emisijas spektrofotometrijas paveidu un to īsteno, ievadot liesmā analizējamo paraugu. Liesmā metālu atomi tiek ierosināti, bet pēc tam, atgriežoties normālā stāvoklī, izstaro noteiktu viļņa garuma starojumu. Katram metālam raksturīgas noteiktas, tā saucamās analītiskās starojuma līnijas. Tā, nātrijs izstaro starojumu ar viļņa garumu 589 nm, bet kālijs - 769 nm. Liesmas fotometriju pamatā izmanto sārmu un sārmzemju metālu analīzei.

      16.6. Rentgenstaru fluorescences un neitronu aktivācijas analīze

      Šīs metodes pamatā tiek izmantotas vielas analīzei cietā fāzē (putekļi, augsne, dūņas u.c.) un pamatojas uz atoma kodola un tam tuvāka elektronu čaulu īpašību izmantošanu. Abas šīs ir multielementu analīzes metodes.
      Rentgenstaru fluorescences analīzes metodes pamatā ir analizējamā parauga apstarošana ar rentgenstarojumu, ierosinātā (fluorescentā) rentgenstarojuma monohromatizācija un veidotā starojuma intensitātes fiksēšana.
      Metode ļauj veikt ātru, kaut arī ne īpaši precīzu analīzi.
      Neitronu aktivācijas metode pamatojas uz to, ka radioaktīvo izotopu kodolu sabrukšanas ātrums dN ir proporcionāls atomu skaitam N. Galvenie posmi neitronu aktivācijas analīzē ir:
      a) analizējamā parauga apstarošana ar neitroniem;
      b) izveidoto radionuklīdu aktivitātes noteikšana;
      c) elementu satura paraugā aprēķins.
      Metode ir ļoti augsti jutīga, iegūtos rezultātus maz ietekmē traucējošie faktori, tā izmantojama arī tādu elementu analīzei, kuri ar AAS nav nosakāmi, piemēram, Cl, Br, I, Ti, As, Sl un citi, tomēr metodes izmantošana ir atkarīga no kodolreaktora pieejamības.

      16.7. Hromatogrāfija

      Hromatogrāfiskās šķidro un gāzveida vielu sadalīšanas un analīzes metodes pamatojas uz atšķirīgu vielu spēju mijiedarboties ar cietu vielu virsmu vai sadalīties starp šķidro un cieto fāzi.
      Pašā vispārīgākajā veidā hromatogrāfiskā sistēma sastāv no sorbenta, caur kuru plūst šķīdinātājs, kurā izšķīdināta analizējamā viela. Ja sorbcijas kolonnas sākumā visu vielu koncentrācijas ir vienādas, tad atkarībā no mijiedarbības pakāpes ar sorbentu dažas vielas virzās pa kolonnu ātrāk, citas - lēnāk. Tādejādi notiek vielu sadalīšana atsevišķos komponentos. Atkarībā no sorbenta tipa, analizējamās vielas agregātstāvokļa izšķir: gāzes, gāzes-šķidruma un šķidruma hromatogrāfiju. Gāzes hromatogrāfijas metode pamatojas uz gaistošu vielu maisījuma sadalīšanos atsevišķās frakcijās, tām mijiedarbojoties ar sorbentu, kas var būt gan cieta viela, gan arī viskozs šķīdums, ar kuru noklātas kolonnas sieniņas vai sorbents.
      Hromatogrāfiskās analīzes efektivitāte ir atkarīga no tā, cik pilnīgi viena viela tiek atdalīta no otras sadalīšanas procesa gaitā, ko nosaka tieši sorbcijas kolonnas īpašības. Ja sākotnēji gan gāzes, gan šķidruma hromatogrāfijā izmantoja relatīvi rupjgraudainus sorbentus (daļiņu izmēri 500 - 100 mm), tad tagad gāzes hromatogrāfijā tiek izmantotas tā saucamās kapilārās kolonnas ar diametru < 0,5 mm), kuru iekšējā virsma ir modificēta.
      Šķidruma hromatogrāfijā, īpaši dažādu bioloģisko paraugu analīzei, efektīvi ir izmantot tā saucamos sīkdispersos (5 - 30 mm) sorbentus, strādājot ar pat relatīvi īsām kolonnām. Šajā gadījumā, lai sasniegtu pieņemamus plūsmas ātrumus, nepieciešams izmantot augstu spiedienu, tomēr sasniegtais maisījumu sadalīšanas efektivitātes pieaugums attaisno metodes nosaukumu - augstefektīvā šķidruma hromatogrāfija. Šī metode izmantojama maz- vai negaistošu savienojumu analīzei.
      Otrs būtiskākais elements jebkurā hromatogrāfijas sistēmā ir no kolonnas iznākošo vielu detektori. Visplašākās detekcijas metožu variēšanas iespējas ir izmantojot gāzes, gāzes-šķidruma hromatogrāfiju. Vienkāršāki ir siltumvadītspējas detektori, kas seko gāzes siltumvadītspējas izmaiņām. Liesmas jonizācijas detektorā analizējamās vielas, tām iznākot no kolonnas, tiek ievadītas ūdeņraža liesmā, kurā, tām sadegot, veidojas lādētas daļiņas - pieaug liesmas elektrovadītspēja, kura tad arī tiek mērīta.
      Elektronu aiztures detektori pamatojas uz radioaktīvo izotopu (63Ni) izmantošanu, kas emitē b-daļiņas. Šīs daļiņas selektīvi aiztur tādi elementi kā hlors, fosfors, slāpeklis, līdz ar to šos elementus saturošus savienojumus iespējams noteikt ar augstu precizitāti. Šāds detektors īpaši ieteicams hlororganisko vielu un pesticīdu analīzē.
      Gan gāzes, gan šķidruma hromatogrāfijā par efektīvāko uzskatāma vielu satura noteikšana, izmantojot masspektrometriju. Šāda aparatūras kombinācija ļauj ne tikai analizējamo vielu maisījumu sadalīt individuālās vielās, bet arī identificēt nosakāmās vielas. Ņemot vērā to, ka reāli vides paraugi nereti var sastāvēt no vairākiem simtiem dažādu vielu, tas ir uzskatāms par šādas metodes milzīgu priekšrocību.
      Šķidruma hromatogrāfijā parasti izmanto UV vai fluorescences detekciju.
      Būtiska stadija vides paraugu hromatogrāfiskajā analīzē ir to priekšapstrāde. Parasti analizējamās vielas tiek izdalītas, tās koncentrējot, ekstrahējot ar organiskiem šķīdinātājiem (heksāns, hloroforms u.c.), sorbējot uz sorbentiem, izsaldējot, ietvaicējot, "izpūšot" ar inertu gāzi (N2, H2) vai arī citādi. Iegūtie ekstrakti parasti tiek attīrīti no traucējošiem piemaisījumiem un tālāk koncentrēti. Gāzu paraugi parasti tiek tieši analizēti.
      Hromatogrāfiskās analīzes metodes tiek izmantotas pesticīdu, halogenēto ogļūdeņražu, ogļūdeņražu, fenolu, amīnu, ēteru un citu organisko vielu, kā arī metālorganisko savienojumu ((CH3)2Hg, (CH3)2AsH) analīzei.


      16.8. Plūsmas-injekcijas analīze

      Šī analīzes metode pamatā izmanto vielu noteikšanas principus, kas tipiski spektrofotometriskās analīzes metodēm, taču tehniskais izpildījums ievērojami paplašina metodes izmantošanas iespējas un ļauj to pielietot automātiskā režīmā. Vielu satura noteikšanai tiek izmantotas dažādas to reakcijas, kuru rezultātā veidojas krāsaini savienojumi. Reaģentu sajaukšana, reakcijas un tādas operācijas kā paraugu filtrācija, atšķaidīšana, kausēšana un pat ekstrakcija tiek veiktas caurulīšu sistēmā, šķīdinātāju plūsmā. Tas ļauj samazināt analīzes veikšanai nepieciešamo laiku, samazināt analizējamā parauga tilpumu, paaugstināt metodes precizitāti un īstenot to nepārtrauktā režīmā. Metode izmantojama ūdeņu, gaisa, augsnes ekstraktu un citu objektu analīzei.

      16.9. Vides analīzes ekspressmetodes

      Parasti vides parametru analīzes metodes ir komplicētas un to veikšanai nepieciešama ķīmiķa-analītiķa kvalifikācija. Par cik šādas analīzes tiek veiktas centralizēti - laboratorijās, tad parauga nogādāšana, tā analīze var aizņemt ievērojamu laiku. Tomēr visai bieži gadās situācijas (vides piesārņojuma gadījumā), kad nepieciešamā analīze var arī nebūt īpaši precīza, bet tā ir jāizdara ātri personālam, kuram nav adekvāta izglītība. Šādos gadījumos noderīgi var izrādīties dažādi ekspresmetožu testi, kas tiek ražoti rūpnieciski. Parasti šādos testos izmanto visai tradicionālas ķīmiskas reakcijas analizējamo vielu krāsainu savienojumu izveidošanai. Vielu koncentrācijas tiek noteiktas vai nu kolorimetriski (salīdzinot ar standartskalu), vai arī spektrofotometriski, izmantojot programmējamus spektrofotometrus, kuros kalibrēšanas grafiks tiek ievadīts to atmiņā, un, ievietojot mērāmo paraugu, iespējams nolasīt vielas koncentrāciju.


      DARBĀ IZMANTOTIE TERMINI

      Absorbcija- vielu uzsūkšana, saistīšana sorbcija tilpumā
      Absorbents- viela (sorbents), kas savā tilpumā spēj saistīt (ietilpināt) citu vielu (šķidrumu vai gāzi)
      Adsorbcija- vielu uzsūkšana, saistīšana uz virsmas
      Aerācija- gaisa ievadīšana ūdens vidē, piemēram, notekūdeņu attīrīšanas procesā
      Aeroba vide- vide, kurā atrodas pietiekoši daudz skābekļa, lai varētu notikt ķīmiskas reakcijas vai attīstīties dzīvie organismi, kas tai tipiski
      Aerosols- cietu, šķidru vai cietu un šķidru daļiņu suspensija ar palēninātu krišanas ātrumu gāzveida vidē
      Aerotanks- ierīce notekūdeņu bioloģiskajai attīrīšanai
      Anaeroba vide- vide, kurā esošais skābekļa daudzums nenodrošina skābekļa klātbūtnē tipisku dzīvo organismu atīstību
      Autotropi organismi- dzīvie organismi, kuri sintezē organiskas vielas no neorganiskām vielām.
      Alotropija- ķīmisku vielu pastāvēšana divu vai vairāku vienkāršu vielu veidā
      Antropogēns- cilvēka darbības radīts
      Akumulācija- uzkrāšanās. Minerālvielu un organisku vielu uzkrāšanās uz sauszemes vai ūdeņos.
      Bentosa organismi- ūdenstilpes dibenā dzīvojošo organismi
      Biocenoze- vidē ar vienveidīgiem dzīves apstākļiem (biotopā) dzīvojošu augu un dzīvnieku kopa
      Bioģeocenoze- augu, dzīvnieku un citu organismu kopa, kas apdzīvo noteiktu vidi ar samērā vienveidīgiem dzīves apstākļiem un mijiedarbojas ar to
      Biomasa- svara vienībās izteikts dzīvo organismu daudzums uz vienu virsmas platības vai ūdens tilpuma mērvienību
      Biosfēra- Zemes dzīvības apvalks
      Biotops- vide, kur augiem, dzīvniekiem un citiem organismiem ir samērā vienveidīgi dzīves apstākļi
      Ekosistēma- funkcionāla sistēma, kurā ietilpst noteiktā teritorijā sastopamās populācijas un to eksistences vide
      Endotermiska- reakcija, kas norit ar siltuma patērēšanu
      Eksotermiska- reakcija, kas norit ar siltuma izdalīšanos
      Estuārs- apgabali, kuros upēs un krastam tuvajos jūras ūdeņos mainās un sajaucas sāļais un saldūdens
      Fotosintēze- organiskas vielas veidošanās process, kurā gaismas enerģija tiek pārvērsta ķīmiskajā enerģijā
      Ferments- olbaltumviela, kas spēj paātrināt ķīmiskas reakcijas- darbojas kā katalizators
      Fluktuācija- fizikāla lieluma vērtības haotiska novirze no vidējās vērtības
      Fotiskā zona- ūdenstilpes ūdeņu augšējā daļa, kurā iekļūst gaismas stari un notiek intensīvi dzīvo organismu attīstības procesi
      Inhibitori- vielas, kas palēnina vai pilnīgi pārtrauc ķīmiskas reakcijas norisi
      Izotopi- atomi ar vienādu kārtas skaitli (protonu skaitu atoma kodolā), bet atšķirīgu neitronu skaitu kodolā un līdz ar to atšķirīgu atommasu
      Jonosfēra- atmosfēras augšējie slāņi augstumā virs 50 km, kurā esošās vielas ir jonizētā stāvoklī
      Katalizatori- vielas, kas izmaina reakciju ātrumu
      Korelācija- varbūtiska sakarība starp gadījuma lielumiem
      Letālā deva (LD50)- vielas deva, kuras iedarbība noteiktā laika posmā nogalina pusi no izmēģinājuma dzīvniekiem
      Maksimāli pieļaujamā vielu koncentrācija vidē- vielu koncentrācija vidē, piesārņojuma pakāpe, kas nerada nopietnu kaitējumu videi
      Pašattīrīšanās- organisko vielu noārdīšanās, vidē esošo dzīvo organismu darbības rezultātā
      Pirolīze- organisku vielu sadalīšanās augstā temperatūrā
      Rekombinācija- lādētu daļiņu neitralizēšanās, apvienojoties pretēji lādētām daļiņām
      Sinerģisms- divu vai vairāku vielu, vai citu faktoru kopīga iedarbība, kas ir lielāka par atsevišķo iedarbību summa
      Skābekļa patēriņš,
      bioķīmiskais (BSP) - skābekļa daudzums, kas nepieciešams bioloģiskos procesos, kuru laikā ūdenī organiskās vielas tiek noārdītas
      ķīmiskais (ĶSP) - oksidētājā saistītais skābekļa daudzums, kas tiek patērēts oksidējot ūdenī esošās organiskās vielas
      Slodze, vielu- vielu vai enerģijas klātesamība, kuras veids vai daudzums izsauc nevēlamu iedarbību uz vidi
      Stratosfēra- atmosfēras slānis starp troposfēru un mezosfēru, kurā novērojams pozitīvs temperatūras gradients
      Skābie nokrišņi- atmosfēras nokrišņi (lietus, sniegs), kuru pH< 5.6
      Sorbcija- gāzes, tvaiku vai izšķīdušas vielas saistīšana šķidrumos vai cietās vielās


      Literatūra

      Acidic precipitations (1990). N.Y.: Springer
      Alloway, B.J., Ayres, D. (1993). Chemical principles and environmental pollution, London: Blackie Academic
      Appraisal of tests to predict the environmental behaviour of chemicals. (1985) - Ed. P.Sheehan, F.Korte e.a. Chichester: J.Wiley
      Aquatic ecotoxicology. Fundamental concepts and methodologies/ Ed. A. Boudon., F.Ribeyre, CRC Press, Boca Raton.vol.1, 1989, vol2, 1991.
      Bailey, P.A. (1978). Chemistry of the environment. N.Y.: Academic Press
      Berner, E.K., Berner, R.A. (1996) Global environment. Water, air and geochemical cycles, New Jersey:Prentice Hall inc.
      Bjorseth, A., Dennis, A.J. (1980). Polynuclear aromatic hydrocarbons. N.Y.: van Nastrand Reinhold Company
      Bockris, J.O.M. (1977). Environmental chemistry. N.Y.: Plenum Publ.
      Bunce, N. (1994) Environmental chemistry, Winnipeg :Wuerz Publ. Ltd.
      Carson, R. (1962) Silent spring, Boston :Houghton Mifflin
      Chanlett, E.T. (1979). Environmental protection. N.Y.: Mc Graw-Hill
      Crone, H. (1986) Chemicals and society, Cambridge: Cambridge University Press
      Deutsch W.J. (1997) Groundwater geochemistry. N.Y.:Lewis Publishers
      Dix, H.M. (1980). Environmental pollution. N.Y.: J.Wiley
      Duffus, J.H. (1980) Environmental toxicology, London : E.Arnold
      Environmental lead (1981)/ Ed. D.P.Lynam, L.G.Piantanida, N.Y.:Academic Pres:
      Fiedler, H.J., Rosler, H.J. (1987) Spurenelemente in der Umwelt, Jena: GustavFischer.
      Forstner, U., Wittman, R. (1989) Metal pollution in the aquatic environment. Second, edition.- Berlin: Springer
      Freeze, R.A., Cherry, J.A. (1979) Groundwater, New-Jersey: Prentice-Hall Inc.
      Handbook of environmental chemistry / Ed. O.Hutzinger/ vol 1 - 24 (1980 - 1994),Berlin: Springer Verlag.
      Hemond, H.F., Fechner, E.J. (1994) Chemical fate and transport in the environment, London : Academic Press
      Horne R.A. (1969) Marine Chemistry, Wiley:N.Y.
      Hütter, L.A. (1985) Laborbücher Chemie, Frankfurt am Main: Diesterweg
      Introductory chemistry for environmental sciences / Ed. R.M. Harrison (1991)., Cambridge: Cambridge University Press
      Kļaviņš, M. (1991) Vides ķīmija. Toksiskās vielas apkārtējā vidē. - Rīga: LU.
      Kļaviņš, M. (1995) Ekotoksikoloģija, Rīga: LU
      Kļaviņš, M. (1996) Vides ķīmija, Rīga:LU
      Leithe, W. (1975) Unweltschutz aus der sicht der Chemie, Stuttgart: WV MBH
      Manahan, S.E. (1993). Fundamentals of environmental chemistry, Boca Raton: Lewis Publ.
      Martinetz, D., Muller, R.K. (1989), Gifte in unserer Hand, Leipzig: Urania.
      Metal ecotoxicology: Concepts and applications (1991)/ Ed. M.C.Newman, A.W.McIntosh. - Lewis publ.: Chelsea
      Moore, J.W., Moore E.A. (1976) Environmental chemistry. N.Y.: Academic Press
      Moore, J.W., Ramanoorthy, S. (1984) Organic chemicals in natural waters.- N.Y.Berlin: Springer Verlag
      Morel, F.M., Hering, J.G. (1993) Principles and applications of aquatic chemistry. J.Wiley:N.Y.
      Moriarty, P. (1983) Ecotoxicology. - Academic Press, London.
      Neely, W.B. (1980) Chemicals in the environment. Distribution. Transport. Fate. Analysis, M.Dekker, N.Y.
      O’ Neil, P. (1993) Environmental chemistry. Chapman & Hall, London
      Pankow J.F. (1991) Aquatic Chemistry Concepts, Lewis: Chelsea, MI
      Pazemes ūdeņu aizsardzība. Izdevniecība Gandrs: Rīga, 1997
      Praktiskās hidrobioloģijas rokasgrāmata. Rīga: Apgāds “Vide”, 1995
      Ramade, F. (1987) Ecotoxicology. - J.Wiley:N.Y.
      Schlesinger W.H. (1991) Biogeochemistry: An Analysis of Global Change, Academic Press: San Diego, CA
      Sladeček, V. (1973) System of water quality from the biological point of view. - Arch.für Hydrobiol., vol.7, pp.1-218.
      Stumm, W., Morgan, J.J. (1996) Aquatic chemistry. 3rd ed., J.Wiley:N.Y.
      Tyler Miller, G. Jr. (1986) Environmental science. An introduction., Wadsworth Publishing Comp.
      Wetzel R.G. (1996) Limnology. Saunders College Publ.:Philadelphia
      Zīverts, A. (1995) Ievads hidroloģijā, Jelgava: LLU