TEMATY

Analiza chemiczno-środowiskowa Zatoki Batabanó

Analiza chemiczno-środowiskowa Zatoki Batabanó

Karel Mena Ulecia

Zatoka Batabanó ma największe znaczenie gospodarcze w kubańskim przemyśle rybnym. Inspekcja przeprowadzona w południowej tamy w Hawanie w 1996 r. Odzwierciedlała przyspieszony proces na południowym wybrzeżu tej prowincji i spadek wskaźników połowów niektórych gatunków, dla których zaproponowano monitorowanie środowiska na tym obszarze.

Analiza chemiczno-środowiskowa wschodniej części Zatoki Batabanó.

Podsumowanie

Zatoka Batabanó ma największe znaczenie gospodarcze w kubańskim przemyśle rybnym, a na jej wodach występuje kilka gatunków o dużej wartości handlowej. Inspekcja przeprowadzona w południowej grobli prowincji Hawana w 1996 r. Odzwierciedlała przyspieszony proces na południowym wybrzeżu tej prowincji oraz spadek wskaźników połowów niektórych gatunków, dla których zaproponowano monitorowanie środowiska na tym obszarze. cele podstawowe: ocena zachowania się związków o parametrach jakości środowiska związanych z równowagą materii organicznej rozpuszczonego tlenu, zachowanie się związków w cyklach azotu i fosforu oraz określenie wskaźnika eutrofizacji przez składniki pokarmowe. Aby sprostać tym zadaniom, zaprojektowano sieć 17 stacji poboru próbek i wykonano pomiary różnych parametrów hydrochemicznych, takich jak tlen rozpuszczony (metoda Winklera), chemiczne zapotrzebowanie tlenu (m.in. utlenianie nadmanganianem i biochemiczne zapotrzebowanie na tlen, co odzwierciedlało mezotroficzny zbiornik wodny). .

Wprowadzenie


Zatoka Batabanó ma duże znaczenie gospodarcze i społeczne, jej bliskość do stolicy kraju oraz rosnące zapotrzebowanie na rozwój rolnictwa i rybołówstwa na Kubie zmotywowały propozycje licznych projektów badawczych i inżynieryjnych na tym obszarze.

Wcześniejsze prace w tym regionie obejmują prace Ionina i in. (1977), które ukazują charakterystyczne cechy budowy wybrzeży Zatoki Batabanó; Basu i in., (1975) oraz Perigó i in., (1992) przeprowadzili oceny jakości środowiska związanej z zanieczyszczeniem wód materiałami pochodzenia organicznego, oprócz jakości środowiska ujść rzek Las Casas i La Coloma, które przenosić do Zatoki Perskiej duże ładunki zanieczyszczeń.

Inspekcja przeprowadzona w południowej grobli prowincji Hawana w 1996 r. Wykazała przyspieszony proces erozji i zmniejszenie połowów niektórych gatunków, dla których zaproponowano monitorowanie środowiska w tym obszarze, mając trzy podstawowe cele: ocenę zachowania parametry jakości środowiska związane z równowagą rozpuszczonego tlenu i materii organicznej oraz zachowanie związków w cyklach azotu i fosforu oraz określają wskaźnik eutrofizacji składników pokarmowych. Aby sprostać tym zadaniom, zaprojektowano sieć 17 punktów poboru próbek i wykonano pomiary różnych parametrów hydrochemicznych, takich jak m.in.tlen rozpuszczony (metoda Winklera), zapotrzebowanie chemiczne (utlenianie nadmanganianem) i biochemia tlenu, co odzwierciedlało ciało mezotroficznej wody skłonność do eutrofizacji

Materiały i metody

Badany obszar odpowiada najbardziej wysuniętej na wschód części Zatoki Batabanó, położonej między rzekami Hatiguanico i Majana, położonej na 82 ° 30´ szerokości geograficznej północnej i 83 ° 00´ długości geograficznej zachodniej, ze średnią głębokością 4,35 ± 1,41 m. Ten ekosystem zajmuje 77% południowego wybrzeża prowincji Hawana i stanowi podstawowy element ekologiczny kubańskiej platformy wyspiarskiej. Jego całkowita długość wynosi 57 km, a szacowany obszar to 17 000 ha.

Przeprowadzono cztery rejsy po tym obszarze (kwiecień 1998, sierpień 1999, marzec 2000 i sierpień 2000) w sieci 17 punktów poboru próbek (załącznik-3). Rejsy te odpowiadały porze suchej (kwiecień 1998 i marzec 2000) oraz porze deszczowej (sierpień 1999 i sierpień 2000).

Pobieranie próbek i analiza

Próbki wody pobrano na powierzchni i na poziomie dna (4 metry głębokości) przy użyciu butelki Nansen. Analizowano próbki rozpuszczonego tlenu (DO) in situ przy użyciu klasycznej metody Winklera (FAO, 1975). Próbkę traktuje się solą manganu-II i jodkiem alkalicznym, osad manganu reaguje z rozpuszczonym tlenem, tworząc brązowy osad (MnO (OH) 2). Zakwaszenie próbki kwasem siarkowym powoduje powstanie siarczanu manganu, który działa jako środek utleniający, uwalniając jodek z jodowanej soli. Uwolniony jod jest stechiometrycznie równoważny rozpuszczonemu tlenowi. W tym teście zastosowano skalibrowane biurety 12 ml z automatycznym przepłukiwaniem, automatyczną pipetą i butelkami Winklera o pojemności od 100 do 300 ml.

Próbki chemicznego zapotrzebowania na tlen (ChZT) oraz związków cykli azotu i fosforu pozostawały zamrożone w temperaturze -20 ° C do czasu analizy laboratoryjnej.

Przy określaniu biochemicznego zapotrzebowania na tlen mierzy się zużycie tlenu niezbędne do degradacji materii organicznej w ciągu pięciu dni inkubacji w temperaturze 20 ° C, aż do momentu analizy w laboratorium. Pobiera się dwie kolby, w jednej mierzy się rozpuszczony tlen in situ Stosując klasyczną metodę Winklera, drugą inkubuje się w temperaturze 20 ° C przez pięć dni. Po tym czasie mierzy się rozpuszczony tlen, a różnica między początkowym rozpuszczonym tlenem jest tym, co jest uważane za biochemiczne zapotrzebowanie na tlen (BZT). ChZT określono przez utlenianie nadmanganianem w środowisku zasadowym (FAO, 1975). Nadmanganian utlenia związki pochodzenia organicznego, takie jak węglowodany, fenole, ługi posiarczynowe celulozy, aminokwasy, niektóre tłuszcze przemysłowe i białka. Próbkę traktuje się wrzącym nadmanganianem potasu w 50% roztworze kwasu siarkowego w temperaturze 130 ° C. Nadmiar nadmanganianu można miareczkować wolumetrycznie przy użyciu środka redukującego, w tym przypadku siarczanu amonu żelazawego (SFA), stosując ferroinę jako wskaźnik punktu końcowego.

Oznaczanie amoniaku przeprowadzono metodą Parsonsa. Amoniak w silnie zasadowym środowisku reaguje z podchlorynem, tworząc monochloroaminę pod katalitycznym wpływem pentacyjanonitrozylo-żelazianu-III-disodu disodu. Monochloroamina atakuje fenol, dając początek monoiminie n-chlorochinonu. Ten związek reaguje z inną cząsteczką fenolu i powstaje niebieski indofenol, barwny związek. Tworzenie błękitu indofenolowego przez monochloroaminę jest ilościowe przy wartościach pH między 10 a 11. Do tego oznaczenia używano probówek z matowymi nasadkami, pipet 1 i 2 ml oraz spektrofotometru Phillips PU8620 z 1992 (Parsons i wsp., 1985) .

Do oznaczania azotanów + azotynów zastosowano redukcję azotanów rozpuszczonych za pomocą kolumny wypełnionej wiórami kadmu pokrytymi miedzią (kolumna redukcyjna), z użyciem buforu o pH 8,5, po zredukowaniu wszystkich azotanów do azotynów, tj. określane za pomocą klasycznej reakcji Griessa, w której jon azotynowy reaguje z sulfanilamidem w środowisku kwaśnym (pH między 1,5 a 2,0), tworząc sól diazonową. Sól ta wiąże się z α-naftyloetylenodiaminą dając różowy związek azowy o maksimum absorbancji przy 545 nm (Parsons i wsp., 1985). W tej metodzie analizy wykorzystano probówki z matowymi zakrętkami, pipety 1 mL oraz ten sam spektrofotometr, który był używany do oznaczania amoniaku.

Fosfor nieorganiczny w wodzie morskiej jest oznaczany w procesie z błękitem fosfomolibdenowym, który opiera się na reakcji między kwasem fosforowym a kwasem molibdenowym. Redukcja tego kwasu jest złożonym procesem, który prowadzi do różnych form zredukowanych i różnych odcieni niebieskiego w zależności od stężenia nieorganicznego fosforu znajdującego się w podłożu. Jest stosowany jako środek redukujący kwas askorbinowy (Broberg i Petterson, 1988).

Wskaźnik eutrofizacji związany ze składnikami odżywczymi oszacowano zgodnie z równaniem Kerydisa (Montalvo et al, 2000):


gdzie
I: Wskaźnik eutrofizacji przez składniki odżywcze
C: Logarytm całkowitego stężenia składnika odżywczego na etapie badania
X: Całkowite stężenie składników odżywczych na etapie badania w punkcie poboru (mmol / l).
O: Liczba punktów próbkowania.

Wyniki i dyskusja
Rozpuszczony tlen i materia organiczna

Średnie stężenia rozpuszczonego tlenu w czterech rejsach przekraczają wartość 5,0 mg / l, wartość graniczną ustaloną przez Kubańską Normę 25 (NC 25, 1999) dla normalnego rozwoju życia w środowisku morskim. W rejsie przeprowadzonym w kwietniu 1998 roku 100% pomiarów dało powyżej podaną wartość, przy stężeniach wahających się od 6,4 do 7,98 mol / l. W rejsie przeprowadzonym w sierpniu 1999 r. Na stacjach pobierania próbek 27 i 28 stwierdzono wartości niższe niż 5,0 mg / l. Podczas rejsu średnie stężenie rozpuszczonego tlenu wynosiło 6,31 mg / l ze względu na dodatkowy udział materii organicznej w porze deszczowej, związany z wysokim biochemicznym zapotrzebowaniem na tlen (BZT), zużywającym dużo tlenu podczas mikrobiologicznego utleniania materii organicznej. . Najwyższe stężenia tego parametru odnotowano w rejsach realizowanych w kwietniu 1998 i marcu 2000 roku (odpowiadających porze suchej), gdzie zmierzono wartości rzędu odpowiednio 7,05 mg / l i 7,21 mg / l, ze względu na rzadkie występowanie deszczu w tym miesiącu.

Podczas czterech rejsów obserwuje się wzrost łatwo biodegradowalnej materii organicznej (tabela 1). Analiza wariancji pokazuje, że istnieją znaczne różnice między rejsami dla wszystkich badanych parametrów (załącznik-1).

Tabela 1 Średnie wartości i odchylenie standardowe parametrów hydrochemicznych tlenu rozpuszczonego (DO) i materii organicznej.

STATKI WYCIECZKOWEDO (mg / L)BZT (mg / L)ChZT (mg / L)CO (umol / l)
Kwiecień 19987.05±0.341.75±1.264.90±2.02151.2±62.2
Sierpień-19996.31±0.922.51±1.263.93±1.73121.11±44.71
Marzec - 20007.21±0.631.38±0.141.87±1.4557.60±40.77
Sierpień 20006.56±0.511.69±1.483.49±1.06107.50±32.59

Rejs przeprowadzony w sierpniu 1999 roku jest rejsem o najwyższym udziale łatwo biodegradowalnej materii organicznej, której BZT osiąga średnią wartość 2,51 mg / l. BZT w rejsie przeprowadzonym w 1998 r. Było niskie i to właśnie w nim występuje najwyższe stężenie materii organicznej, której nie można łatwo zdegradować, co potwierdzają wysokie wartości CO i ChZT, 151,2 umol / L oraz 4,90 mg / l odpowiednio. Najniższa średnia wartość materii organicznej odpowiada rejsowi zrealizowanemu w marcu 2000 r. (1,38 mg / l BZT), co odpowiada wodzie wątpliwej jakości według (NC 25, 1999) (tabela-2).

Tabela 2 Chemiczne wskaźniki jakości wody do wykorzystania w rybołówstwie (NC 25, 1999).

Wskaźnik DobryWątpliwyZły
OD> 5 mg / l3-5 mg / l<3 mg / l
BOD<1 mg / l1-2 mg / l> 2 mg / l
AMON

<0,03 mg / l

<2,14 umol / l

0,03-0,05 mg / l

2,14-3,57 umol / l

> 0,05 mg / l

> 3,57 umol / l

Azotany

<0,01 mg / l

<0,71 umol / l

0,01-0,6 mg / l

0,71-4,29 umol / l

> 0,6 mg / l

> 4,29 umol / l

AZOTY

<0,05 mg / l

<3,57 umol / l

0,05-1,5 mg / l

3,57-110 umol / l

> 1,15 mg / l

> 110 umol / l

FOSFORANY

<0,05 mg / l

<1,61 umol / l

0,05-0,20 mg / l

1,61-6,45 umol / l

> 0,20 mg / l

> 6,45 umol / l

Związki azotu i fosforu w cyklu

Spośród związków nieorganicznego cyklu azotowego najobficiej występował amon; W rejsie przeprowadzonym w kwietniu 1998 r. Stanowił 83,88% całkowitego azotu nieorganicznego (tab. 3). Najniższe stężenia amonu odnotowano w sierpniu 1999 r. Ze średnią wartością 1,81 mol / l, co stanowi 35,15% całkowitego azotu nieorganicznego mierzonego w tym rejsie, ze względu na przewagę procesów biosyntezy związków organiczno-azotowych nad ich mineralizacją ( Montalvo i wsp., 1997). Wysoka dostępność amoniaku związana jest z procesami wytwarzania in situ a to spowodowane przez ścieki.

Tabela 3 Średnie wartości i odchylenie standardowe związków nieorganicznego obiegu azotu podane w µmol / l.

Statki wycieczkoweNH4NO3 + NO2Całkowity nieorganiczny N.
Kwiecień 19986.45±4.312.15±2.067.99±5.65
Sierpień-19991.81±2.203.34±3.325.15±4.71
Marzec 20003.72±2.656.33±8.8210.05±9.85
Sierpień 20002.69±1.871.41±1.753.82±2.25

W rejsie przeprowadzonym w marcu 2000 r. Utlenione formy nieorganicznego azotu (NO3 + NO2) miały niezwykłe stężenia. Rejs ten charakteryzował się najwyższym średnim stężeniem na etapie badania (6,33 µmol / l), przypisywanym możliwemu wysokiemu współczynnikowi nitryfikacji z proliferacją bakterii nitryfikacyjnych z rodzaju N itrosomonas i Nitrobacter (Hoch i Kidchuan, 1995).


Najniższe stężenia utlenionych form nieorganicznego azotu zanotowano w sierpniu 2000 r. Ze średnią wartością 1,41 µmol / l, a jego podstawowymi przyczynami jest możliwa dominacja procesów amonifikacji, w których azotowa materia organiczna jest utleniana do dwutlenku węgla w cyklu kwasów trikarboksylowych. a azot związany z tym materiałem jest uwalniany do środowiska w postaci amoniaku w alternatywnym szlaku metabolicznym ze względu na niską dostępność węgla organicznego (Simpson et al., 1997), a także z możliwą nadmierną konsumpcją tych form utlenionych przez główni producenci (Soto i Álvarez, 1995).

Średnie stężenia nieorganicznego fosforu podczas czterech rejsów odbywających się we wschodniej części Zatoki Batabanó są poniżej górnej granicy podanej w normie kubańskiej (NC 25, 1999) dotyczącej normalnego rozwoju życia w wodach morskich do celów wędkarskich. Najwyższą wartość wykryto w sierpniu 2000 r. (1,41 µmol / L), a najniższą w sierpniu 1999 r. (0,22 µmol / L) z powodu możliwego nadmiernego zużycia tego składnika pokarmowego przez producentów pierwotnych i strat w wyniku opadów atmosferycznych na osadach. wzrostu pH pożywki; ze względu na intensywną aktywność fotosyntetyczną (Montalvo i wsp., 2000).

Indeks eutrofizacji

Wartości wskaźnika eutrofizacji (JA) według składników odżywczych przedstawiono w (Załącznik-2).

Stopień eutrofizacji spowodowanej związkami azotu ogólnie odpowiada mezotroficznemu systemowi morskiemu.

Tabela 4¨ Klasyfikacja systemów według wskaźnika eutrofizacji według składników pokarmowych (Satyanarayama et al., 1992) ¨

Indeks eutrofizacjiKlasyfikacja
Większy niż 5Silnie eutroficzny
3-5Mezotroficzny
Mniej niż 3Oligotroficzny

Wraz ze stopniowym wzrostem stężenia tych związków na badanym terenie może to wywołać jego hipertrofię (nadmiar składników pokarmowych w ekosystemie), co powoduje spadek rozpuszczonego tlenu, aw konsekwencji śmierć dużej ilości organizmów o dużej wartości handlowej proces ten nazywa się eutrofizacją. Podobnie jak w przypadku związków azotowych wartości węgla organicznego mieszczą się w zakresie układu mezotroficznego (3 z wyjątkiem stacji 11 i 12. Na ogół wskaźnik eutrofizacji składników pokarmowych zachowywał się jednorodnie. Wartości te mieszczą się w zakresie układu mezotroficznego z skłonność do hipertrofii ustroju, z wyjątkiem wskaźnika eutrofizacji wywołanego związkami fosforanowymi, które odpowiadają układowi oligotroficznemu, na skutek dużego zużycia tych związków przez producentów pierwotnych (Richerson i Jorgensen, 2000).

Wnioski
- Wysokie poziomy rozpuszczonego tlenu wykryte na etapie badań wskazują na wysoką produkcję pierwotną charakterystyczną dla mezotroficznych zbiorników wodnych.

- Na etapie badań dominującą formą nieorganicznego azotu jest amoniak, którego stężenia przekraczają wartości graniczne zgłoszone dla systemu wodnego (NC 25, 1999).

- Stężenia nieorganicznego fosforu są niskie, co zapobiega eutrofizacji podłoża.

- Ogólnie rzecz biorąc, wskaźnik eutrofizacji składników pokarmowych wskazuje na mezotroficzny zbiornik wodny z tendencją do eutrofizacji.

zalecenia

- Istnieje pilna potrzeba ograniczenia lub wyeliminowania głównych źródeł zanieczyszczeń, które są zatapiane w Zatoce Batabanó, które powodują nierównowagę materii organicznej wykraczającą poza zdolność ekosystemu do samooczyszczenia. Wartości te mogą spowodować produktywny upadek jednej z najbogatszych platform morskich na Kubie.

- Ustanowienie stałego planu monitorowania w celu zdiagnozowania przyszłej ewolucji tego ekosystemu.

- Konieczność ponownego zasiedlenia czerwonymi namorzynami ( Maglowanie Rhizophora) obszary dotknięte erozją, aby uniknąć obecnego cofania się linii brzegowej i poprawy równowagi ekologicznej (Basu i in., 1975).

ZAŁĄCZNIK-1 Analiza wariancji statków wycieczkowych dla parametrów hydrochemicznych mierzonych na badanym obszarze.

ParametryJednostkaObliczone F.Krytyczna wartośćStopnie swobody
ODmg / l14.6152.67303
BODmg / l7.81883.08822
DORSZmg / l22.14162.67303
Amonµmol / l65.5352.67303
NO3 + NO2µmol / l7.04412.67303
Razem N.µmol / l24.71322.67303
Fosforanyµmol / l11.33782.67303

Załącznik 2 „Wskaźnik eutrofizacji składników pokarmowych”

pory rokuC. OrganiczneNO3 + NO2NH4PO4
74.13.12.92.5
84.33.42.92.5
94.33.23.22.4
104.82.83.02.6
114.32.93.23.2
124.62.83.13.0
133.92.63.32.7
153.94.23.22.4
164.02.52.72.6
183.92.82.72.1
193.92.63.02.1
224.52.53.02.2
234.22.82.92.3
274.52.63.42.2
284.22.52.82.5
2B4.02.92.82.2

ZAŁĄCZNIK-3 ¨ Sieć stacji pobierania próbek ¨


Bibliografia
- Basu A, Súarez G, Perigó E, Vasquez R (1975). Poszukiwanie niektórych parametrów wpływających na zanieczyszczenie w południowo-zachodniej strefie szelfu kubańskiego. INP / CIP Rev. Inv.
- Broberg O, Petterson J (1988). Analityczne oznaczanie ortofosforanów w wodzie. Rev. Hidrología, 170, strony 45–59.
- CEGIA (1996). Raport z państwowej inspekcji środowiskowej przeprowadzonej na South Dike w prowincji Hawana. CITMA. Strona - 14
- FAO (1975). Podręcznik metod badań środowiska wodnego: Metoda wykrywania i monitoringu zanieczyszczenia wód. FAO Lich Technology i papier. Strona 37-237.
- Hoch M.P, Kirchman D.L (1995). Pobieranie amoniaku przez bakterie heterotroficzne w ujściu rzeki Deleaware i przyległych wodach przybrzeżnych. Limnologia i oceanografia. 40 ust. 5. Strona 45-56.
- Ionin A.S, Pavlidis Y, Avello O (1977). Geologia kubańskiej platformy morskiej. Od redakcji Moskwa. S. 216.
- Montalvo J.F, Perigó E, Espinosa J, García I (2000). Poszukiwanie zmiennych hydrochemicznych jakości środowiska w strefie przybrzeżnej między rzeką Hatiguanico a Majaną. Wkład w edukację i ochronę środowiska. 1. 15-26.
- Montalvo J.F, Revilla N, Rodríguez A, Delgado G (1997). Hydrologia i składniki odżywcze w przybrzeżnej lagunie Viaducto, Tunas de Zaza, Santi Spíritus. I Międzynarodowa konwencja o środowisku i rozwoju. MARCUBA. 20-27.
- Kubański standard 25 (1999). Systemy norm ochrony środowiska. Specjalizacje i procedury wydychania obiektów wodnych do celów wędkarskich. Strona 5-15.
- Perigó E, Súares G, Arencibia G, Martín A, Romero T (1992). Aktualna panorama skażeń na obszarach szelfu kubańskiego. Rezolucja 1246. CIP / MIP.
- Parsons S.T, Marta Y, Lali W (1985). Ręczne metody chemiczne i biologiczne Do analizy wody morskiej. Eds. Pergamon. Londyn. UK.
- Richerson J.S, Jorgensen B.B (2000). Definicja, historia i skutki eutrofizacji. Unia Geofizyczna. Waszyngton. Stany Zjednoczone.
- Satyanarayama D, Sahu S.D i Panigraphy P.K (1992). Ocena eutrofizacji środowiska morskiego Visakhapatnam przy użyciu wskaźnika biogenów jako narzędzia. Indian J. Mar. Sci. 21 (2).
- Simpsons J.H, Gong W. K, Ong J.E (1997). Określenie strumienia z systemu ujść namorzynowych. Estuaria. 20 ust. 1.
-Soto G, Álvares S (1995). Nieorganiczne składniki odżywcze w kanałach powodziowych bagien dolnej Kalifornii. Rev. Nauki morskie. 17 ust. 3. Strona 54-60. www.EcoPortal.net

* Instytut Geografii Tropikalnej im. Karla Meny Ulecia.
Calle F # 302 między 13 a 15, Plaza Municipality, Hawana, Kuba. CP-10600.


Wideo: Uciśnij to miejsce 10 razy i zobacz co się stanie (Wrzesień 2021).