Конспект лекцій Науково-теоретичні основи екологічного моделювання стану водного середовища

 

Міністерство освіти і науки України

Сумський державний університет

 

 

МОДЕЛЮВАННЯ ТА ПРОГНОЗУВАННЯ СТАНУ НАВКОЛИШНЬОГО СЕРЕДОВИЩА

 

Конспект лекцій

для студентів спеціальності 6.040106 “Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природокористування”

усіх форм навчання

 

ЧАСТИНА 3

Науково-теоретичні основи екологічного моделювання стану водного середовища

Затверджено

на засіданні кафедри як

конспект лекцій з курсу

“Моделювання та прогно-

зування стану навколиш-

нього середовища”.

Протокол №1 від 29.08.09 р.

 

Суми

Видавництво СумДУ

 

 

Моделювання та прогнозування стану навколишнього середовища: конспект лекцій / Укладач О.О. Рибалов. - Суми: Вид–во СумДУ, 2010. - Ч.3. - 79 с.

Кафедра прикладної екології

 

 

Стисло розглянуті сучасні методичні принципи і підходи до моделювання та прогнозування стану водного середовища на прикладі локальних моделей прогнозування процесів розповсюдження та формування рівня забруднення водного середовища.

Може бути корисний для студентів і викладачів суміжних спеціальностей та фахівців з питань охорони довкілля і проблем природокористування.

 

 

ЗМІСТ

С.

Вступ . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 5

Розділ 3 Науково-теоретичні основи моделювання

екологічного стану водного середовища . . . . . . 6

Тема 1 Основи моделювання та прогнозування

екологічного стану поверхневих вод

1.1 Загальні поняття та основні визначення . . . . . . . . 6

1.2 Наукові основи процесу розповсюдження

забруднюючих речовин у воді водного об’єкта . . . . 8

1.3 Показники просторового розповсюдження

забруднюючих речовин у воді водного об’єкта . . . . 16

Тема 2 Моделювання процесів розповсюдження

забруднюючих речовин у воді водного об’єкта

2.1 Процес перемішування стічних вод

з водою водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . . . . 18

2.2 Процес розбавлення стічних вод у непроточній

водоймі . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 19

2.3 Процес розбавлення стічних вод у проточному

водному об’єкті . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 21

2.4 Період повного обміну стічних вод у воді

водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 22

Тема 3 Моделювання факторів впливу на процеси

розповсюдження забруднюючих речовин у воді

водного об’єкта

3.1 Фактори, що впливають на процеси перемішування та

розбавлення стічних вод у воді водного об’єкта . . . 23

3.2 Коефіцієнт турбулентної дифузії водойм . . . . . . . 28

3.3 Коефіцієнт турбулентної дифузії водотоків . . . . . 29

3.4 Уточнений коефіцієнт турбулентної дифузії . . . . . 30

 

Тема 4 Моделювання концентрації забруднюючих

речовин у водному середовищі

4.1 Процес концентрації забруднюючих речовин

у воді водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . . . . . . 34

4.2 Екологічне навантаження на водне середовище . . . 37

4.3 Баланс забруднюючих речовин

у воді водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . . . . . . 39

4.4 Біохімічна трансформація забруднюючих

речовин у водному середовищі . . . . . . . . . . . . 42

4.5 Осадження зважених забруднюючих

речовин у водному середовищі . . . . . . . . . . . . 45

 

Тема 5 Моделювання екологічного стану та якості

поверхневих вод

5.1 Екологічне нормування стану

водного басейна . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 48

5.2 Допустимий склад стічних вод. . . . . . . . . . . . . 49

5.3 Оцінка екологічного стану поверхневого

водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 51

5.4 Оцінка та ранжування небезпеки забруднення вод

поверхневого водного об’єкта . . . . . . . . . . . . . 52

Висновки . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 54

Додаток А - Глосарій . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 55

Список літератури . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . . 78

 

ВСТУП

Сучасний стан довкілля примусив сучасне суспільство різко підвищити вимоги до якості довкілля. Важлива роль у цьому відведена екологічній освіті і вихованню екологічного cвітогляду у спеціалістів усіх галузей. Настав новий етап суспільного розвитку. Поряд з оцінкою і контролем стану довкілля виникла можливість прогнозу його змін та використання цих чинників у механізмі регулювання.

Курс лекцій “Моделювання та прогнозування стану навколишнього середовища” є самостійною науково-прикладною дисципліною.

Об’єктом його дослідження є навколишнє середовище в цілому та його окремі складові.

Мета курсу - засвоєння студентами професійних знань, навичок та еколоорієнтованого світогляду.

Завдання курсу визначені необхідністю вивчення екологічних процесів і закономірностей, правил і вимог щодо охорони довкілля. Основним завданням є формування екологічних принципово нових напрямків трансформації поглядів на зв’язки між людиною і середовищем життя.

Розділ “Науково-теоретичні основи моделювання екологічного стану водного середовища” є складовою частиною цього курсу. В ньому розглядаються сучасні методичні принципи та підходи до моделювання стану водного середовища на прикладі локальних моделей. Розглядаються збуджувальні мотиви і стимули, що формують ефективну екологічну позицію.

Даний курс призначений для допомоги студентам в одержанні професійних знань щодо процесів перенесення і поширення забруднюючих речовин у воді, формування рівня забруднення водного середовища, оцінки екологічного стану та якості поверхневих вод, сприятиме систематизації екологічних уявлень. Може бути корисним для студентів і викладачів суміжних спеціальностей та фахівців з питань охорони довкілля і проблем природокористування.

 

РОЗДІЛ 3

НАУКОВО-ТЕОРЕТИЧНІ ОСНОВИ МОДЕЛЮВАННЯ ЕКОЛОГІЧНОГО СТАНУ ВОДНОГО СЕРЕДОВИЩА

 

Тема 1 Основи моделювання та прогнозування

екологічного стану поверхневих вод

1.1 Загальні поняття та основні визначення

Визначимося в основних термінах.

Витрати води – об’єм води, який проходить за одиницю часу через створ.

Гідросфера - це сукупність усіх вод Землі (материкових, океанічних, атмосферних).

Джерело забруднення – об’єкт, який вносить у водне середовище забруднюючі речовини (домішку).

Домішка (полютант) – речовина, яка спричиняє порушення природної якості природних вод або норм якості.

Забруднення гідросфери – це внесення у водне середовище або утворення у ньому фізичних агентів, хімічних речовин чи організмів, які несприятливо впливають на середовище життя або спричиняють шкоду матеріальним цінностям.

Зона активного забруднення - частина водного середовища, в якій при надходженні домішок порушуються природні біохімічні або біологічні процеси, а концентрація цих домішок перевищує нормативні санітарні чи інші показники.

Зона впливу – це частина водного середовища, в яку потрапляють стічні води із зони активного забруднення або ж безпосередньо із скиду стічних вод, але в якій внаслідок невисокої концентрації домішки або ж короткочасності забруднення в ній зберігається природний характер біологічних і біохімічних процесів. Проте, незважаючи на те, що в середньому концентрація домішки в цій зоні не перевищує ГДК (санітарну норму), в ній можуть спостерігатися окремі локальні об’єми порівняно сильно забрудненої води.

Небезпека забруднення водного середовища – це ступінь вірогідності перевищення природного чи санітарно допустимого рівня вмісту речовин у воді.

Небезпека екологічна – це реальна загроза виникнення несприятливих для людини (або живих організмів) наслідків у результаті впливу антропогенних факторів на водне середовище.

Мінералізація води – вміст у воді мінеральних речовин у розчиненому вигляді.

Рівень забруднення – числове значення показника вмісту домішки у воді (концентрація).

Стік – об’єм води, який проходить через створ за деякий визначений проміжок часу.

Стічні води – води, які були у виробничому, сільськогосподарському або побутовому використанні, а також води, які пройшли через яке-небудь забруднене середовище чи територію (зливні).

Створ – переріз русла водойми у місці дослідження.

Якість води – ступінь відповідності її характеристик потребам людини і технологічним вимогам.

У загальному випадку водойми живляться за рахунок припливу води водотоків-приток, що впадають в них. Так, у випадку водосховища – за рахунок рік, на яких вони створені. Вода приток перемішується з водою водойми. Оскільки мінералізація цих вод може відрізнятися, то при змішуванні води притоки з водою водойми відбувається водообмін, тобто встановлення нового рівня мінералізації води у зоні перемішування. Розглянемо процес водообміну у непроточній водоймі поверхневого водного об’єкта.

Основний вплив на рівень мінералізації води у зоні перемішування здійснюється за рахунок кратності Кв водообміну (ступеня проточності). Кратність Кв водообміну у водоймі розраховується за формулою

 

К_{в =} Q_в /Q_с , (1.1)

де Q_в – об’єм води водосховища;

Q_с - об’єм річного стоку (припливу) води у водосховищі.

У природних умовах водообмін може відбуватися як за умов Q_в >Q_с , так і за умов Q_с > Q_в . Отже, чим більша кратність Кв водообміну (Кв >1 при Q_в>Q_с), тим менші зміни будуть у режимі мінералізації водного об’єкта відносно води рік, що його живлять.

Між середньою мінералізацією води у водоймі U_в і мінералізацією води у річці притоки U_р, яка її живить, при будь-якому водообміні K існує залежність

 

U_в / U_р = 0,99 – 0,26 / K . (1.2)

Це дозволяє розрахувати очікувану мінералізацію води водосховища для заданих значень U_в і K.

Мінералізація води є основним показником якості води водного об’єкта.

Якість води у різних водних об’єктах (річках, водоймах, водосховищах, морях і т. д.) залежить від типу водного об’єкта, його гідрологічного режиму, а також виду і об’єму надходження стічних вод та домішок із суміжних сфер. Зміна якості води обумовлена як коливаннями водного режиму, так і біологічними внутрішніми процесами цієї водойми.

У природних умовах мінералізація вод притоки, як правило, відрізняється від мінералізації води у водному об’єкті. При цьому вона може бути як меншою, так і більшою порівняно з водою водойми. Проте у випадку скидання техногенних стічних вод рівень концентрації забруднюючих речовин у стоках набагато перевищує забрудненість ними водного об’єкта.

1.2 Наукові основи процесу розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об’єкта

Усі екологічні процеси в природних умовах проходять у просторі і часі. Тому розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об’єкта у зоні техногенного джерела скидів відбувається відповідно до законів матеріального світу у чотиривимірній системі координат: тривимірній прямокутній системі координат простору ХОУ та часі t. Поширення у просторі і часі, перенесення на деяку відстань від місця випуску стоків відбуваються залежно від чинників, що впливають на ці процеси в зоні джерела забруднення.

Забруднення води може відбуватися кількома шляхами: при скиді стічних вод (зливних стоків), при проходженні води через забруднені (мінералізовані) ділянки землі (ґрунту), при випадінні забруднюючих речовин із атмосфери.

Чинники впливу на розповсюдження домішок у воді дуже різноманітні. Проте їх можна умовно поділити на декілька груп факторів впливу:

- параметри джерела скидів стічних вод;

- параметри стічних вод;

- параметри водного об'єкта та його води.

Усі джерела як об’єкти, що вносять у водне середовище забруднюючі речовини, можна поділити умовно на такі види: промислові, сільськогосподарські, соціально-побутові, природні.

Джерела скидів стічних вод, що забруднюють водне середовище, розрізняють за їх типами: стаціонарні і нестаціонарні, організовані і неорганізовані, постійні і сезонні.

Джерело стоків може знаходитися як на березі, так і на деякій віддалі від нього десь в самій водоймі як на дні, так і на поверхні чи на якійсь глибині. Цей факт відіграє важливу роль у формуванні процесу розповсюдження домішок у воді.

Стічні води, тобто води, які були у виробничому, сільськогосподарському або побутовому використанні, а також води, які пройшли через яке-небудь забруднене середовище чи територію (зливні води), мають взагалі різний хімічний склад.

Стічні води характеризуються певними параметрами: витратами води (об’єм води, який проходить за одиницю часу через створ), стоком (об’єм води, який проходить через створ за деякий визначений проміжок часу), рівнем забруднення стічної води (числове значення показника вмісту певної домішки у воді, тобто її концентрація) тощо.

Усі водні об’єкти можна поділити на два типи: проточні (водотоки) і непроточні (водойми). Основною метою класифікації водних об’єктів є встановлення категорій і класів водойм та водотоків за їх природними особливостями.

В основу розподілу водних об’єктів (як водотоків так і водойм) покладені режимні і морфометричні особливості цих об’єктів. Критеріями є типові ознаки, які безпосередньо визначають умови формування якості і кількості води у них.

Для водотоків (річки, канали, ручаї, рудники тощо) використовують такі характеристики: географічну зону, пору року, період дії водотоку, характер меженного періоду, наявність пересихання, перемерзання, льодоставу, площу водозбору, витрати води, швидкість течії, коливання рівня води, температуру води.

Для водойм (озера, ставки, водосховища тощо) використовують такі характеристики: площу дзеркала поверхні води, об’єм води, максимальну глибину, коливання рівня водної поверхні, температуру води, тривалість льодоставу, водообмін, вертикальну циркуляцію, стратифікацію.

Зауважимо, що створення водосховищ на річках викликає в них зміну гідрохімічного режиму і якості води у них порівняно з водою річки, на якій вони споруджені.

Параметрами водного об'єкта є також створ (переріз русла водойми у місці спостереження, дослідження) та координати розрахункової точки на цьому створі.

Процес забруднення води – це динамічний багатоскладовий нестаціонарний процес.

Так, по-перше, забруднення води може відбуватися практично в усіх напрямках від місця випуску стоків. При скиданні стоків з берега забруднюючі речовини під тиском надходження з джерела все нових об'ємів стічних вод переносяться все далі від точки їх випуску в усіх можливих напрямках від місця випуску стоків за умови відсутності перешкоди на їх шляху.

У випадку непроточної водойми процес поширення забруднення води може відбуватися в усіх напрямках без винятку на весь об'єм її води чи на якусь певну частину її об'єму залежно від чинників.

Зона забруднення непроточної водойми на поверхні її води має вигляд півкола при скиданні стоків з берега або кола при скиданні стоків на деякій відстані від берега на дні водойми, на її поверхні чи на якійсь глибині.

У випадку водотоку (ріки) чи проточної водойми процес поширення забруднення води може відбуватися лише у певному напрямку, обумовленому течією. При цьому зона забруднення на поверхні води має вигляд сектора, в центральному куті якого міститься джерело, тобто на початку системи координат ХОУ.

По-друге, процес розповсюдження домішок у воді характеризується їх перенесенням від місця випуску стоків у деякому напрямку на деяку відстань від місця скиду.

Фактор часу має при цьому безпосередній вплив на процес поширення забруднення та розміри зони забруднення.

Розглянемо схему, що ілюструє основні моменти процесу розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об'єкта в зоні джерела скидів у системи координат ХОУ (рис.1.1).

 

 

 

Рисунок 1.1 - Схема розповсюдження забруднюючих речовин у воді в зоні скидів стічних вод

Так, якщо розглядати вміст забруднюючої речовини в одиниці об'єму води (наприклад, г/куб.м), на певних віддалях від місця випуску стоків Хо на відрізку прямої Хо,Хn в точках із координатами

Х₁, Х ₂, Х ₃,...,Хі-1, Хі, Хі+1,...,Хn

в певні моменти часу

t ₁, t ₂, t ₃,...,tі-₁, tі, tі+₁,..., t _n ,

то концентрація С даної речовини в цих розрахункових точках буде характеризуватися значеннями

Сх1,t₁ ; Сх_2,t ₂ ; Сх_3,t₃ ;...; Схі-_1,tі-₁; Схі,tі; Схі+_1,tі+₁;...; Схn_,tn.

При цьому концентрація речовини зменшується із віддаленням точки виміру від джерела, тобто Схі,tі > Схі+_1,tі+₁ за умови Хі< Хі+1.

Певна річ, забруднення водойми відбувається звичайно по всьому її об’єму води в усіх напрямках, а не лише по одній лінії. Сектор поширення характеризується кутом φ. Кут φ (в радіанах) - це кут сектора, в якому поширюється забрудненя. Цей сектор перш за все характеризує характер зони забруднення річок. У випадку непроточної водойми при випуску з берега φ = 3,14 (π), а коли точка випуску стічних вод віддалена від берега φ = 6, 28.

Водний об'єкт розглядається як складна екосистема, в якій у просторі і часі проходять біо-фізико-хімічні процеси самоочищення і яка характеризується в кожен момент часу певною тенденцією трансформації забруднюючих речовин.

Розрізняють два основних випадки: забруднення зростає – нестійка система або це зрівноважена екосистема, коли процеси розбавлення і самоочищення компенсують надходження забруднюючих речовин.

У випадку нестійкої системи важливим є визначення гранично допустимих навантажень, за яких екосистема ще здатна зберігати стійку рівновагу, тобто самоочищуватися.

Розглянемо деякі математичні (теоретичні) моделі перенесення забруднюючих речовин у водному середовищі.

Для моделювання перенесення полютантів у річках звичайно використовують одновимірну модель - диференціальне рівняння у частинних похідних, яке зводять до різницевого аналога методом різницевої апроксимації. Цей метод дає змогу скласти схему першого чи другого порядку апроксимації на прямокутній сітці для рівнянь з неперервними коефіцієнтами.

Одновимірна модель перенесення забруднюючих речовин у водотоці (ріках) має вигляд

(Ск,n+1 - Ск,n) / τ = D (Ск+1,n - 2 Ск,n + Ск-1,n) / ∆Х ² -

- W ( Ск+1,n - Ск-1,n ) / 2 ∆Х + (1.3)

+ λ Ск,n + f (Хn, tn) + η (Хn, tn) ,

де С - концентрація забруднюючої речовини;

D - коефіцієнт турбулентної дифузії;

W – швидкість водотоку;

λ - показник швидкості розпаду речовини (самоочищення);

f - функція потужності джерела скидів, що лежить на початку координатної системи;

η - вихідна величина з крайовими умовами для даного водотоку;

к, n – координати у просторі і часі розрахункової величини концентрації Схі,tі в розрахунковій точці Хі створу;

τ – крок у часі для визначення дальності перенесення забруднюючих речовин у потоці від джерела до розрахункової точки (часовий крок);

t – вимір у часі, тобто інтервал часу, впродовж якого виконується дослідження (спостереження) процесу перенесення речовин за допомогою даної моделі (розрахункова концентрація Ск,n забруднюючої речовини в точці з координатами у просторі к і часі n з кроком у просторі h і кроком у часі τ) ;

h - крок по відстані на досліджуваному відрізку Хо, Хn;

∆x - довжина відрізка, на якому виконується дослідження процесу перенесення речовин.

Довжина відрізка, на якому виконується дослідження процесу перенесення речовин, у заданій системі координат дорівнює величині ∆x = Хn - Хо, де Хо - початкова і Хn - кінцева координати досліджуваного відрізка.

Відрізок відстані ∆x розбивається на N рівних частин з кроком h = (Хn-Хо) / N. Відтак координата кожної к-ї розрахункової точки Хк на ньому (а при натурних дослідженнях – точки, де проводять заміри С) має значення Хк = Хо + к h, де к – порядковий номер точки на цьому відрізку.

Аналогічно часовий інтервал ∆t= tпоч - tкін розбивається на N рівних частин з кроком τ =∆t / N. Відтак часова координата n кожної розрахункової точки Хк має значення tn=tо + кτ.

Отже, завдання рівняння полягає у знаходженні таких числових значень: D - коефіцієнта турбулентної дифузії; W – швидкості водотоку; λ - швидкості розпаду забруднюючих речовин за рахунок механіко-біологічних процесів їх перетворення.

Зазначимо, що функція λ(х,t) визначається у природних умовах дуже важко.

Для моделювання перенесення полютантів у непроточній водоймі для точкового джерела скидів звичайно використовують метод прямих для зниження розмірності рівняння у частинних похідних (так звана плоска задача).

Для цього джерело розміщують на початку координат, а процес розповсюдження домішок вважають стаціонарним.

У цьому випадку математична модель описується диференціальним рівнянням у частинних похідних у циліндричних координатах. Це диференціальне рівняння зводиться до системи одновимірних рівнянь. Модель має вигляд

0 = А { [∂² C (r, φk) / ∂ r² ] } +

+(1 / r²) { [∂²C(r, φk +1) – 2 C(r, φk) + C(r, φk -1)] / ∆φ² } +

+(В/r) [∂C(r,φk) / ∂ r ] + α C(r,φk), k=1,2,..., n (1.4)

При нестаціонарному процесі поширення домішок у непроточному водному об'єкті розглядають випадок, коли турбулентність зумовлюється слабкими течіями, що не враховуються через їх незначущість, а процес розповсюдження відбувається лише за рахунок перемішування і розбавлення стоків. Математична модель дифузії описується диференціальним рівнянням у частинних похідних у циліндричних координатах. Розрахунок здійснюється методом скінченних різниць. Модель має вигляд

Ск+1,n =(1–2 Вn) Ск,n + (Аn-Вn) Ск,n+1 + (Вn-Аn) Ск,n-1. (1.5)

При цьому маємо

Аn = ∆ t β / (2 ∆ r² (2 -1)) ,

Вn = ∆ t n g Кт / ( γ ∆ r² (2 -1)) , (1.6)

β = g А / γ – Q / φ Нс,

де С - концентрація забруднюючої речовини;

Q - витрати стічних вод, куб.м/с;

Нс - середня глибина водойми на відрізку сектора;

Кт – коефіцієнт турбулентного обміну, т ∙ с / куб.м;

r - координата розрахункової точки, тобто відстані до джерела, яке знаходиться у центрі координат;

t - час;

φ - кут (в радіанах) сектора розрахунку, в якому поширюється забруднення (при випуску з берега φ=3,14 (π), а коли точка випуску стічних вод віддалена від берега, φ = 6, 28);

g = 9,8 - прискорення сили ваги, м/c² ;

γ = 1 – питома вага води, т/куб.м.

Радіус кожного n-го відрізка Хк+1-Хк розраховується за формулою

rn = ∆ r (n - 1) . (1.7)

Індекси к, к+1 і т.д. відповідають порядковим номерам розрахункових інтервалів часу ∆t: к – інтервал часу, що розглядається, а к+1 – наступний за ним. Звернемо увагу при цьому, що сума коефіцієнтів (1 – 2 Вn), (Аn - Вn) і (Вn - Аn) завжди має дорівнювати одиниці, тобто ∑ [(1–2 Вn)+(Аn - Вn)+ +(Вn-Аn)] = 1.

Крім того, значення ∆t і ∆r добирають таким чином, щоб скінченно-різницева схема була стійкою.

Зазначимо, що ця методика не враховує процесу самоочищення, що призводить до завищення розрахункової величини концентрації відносно фактичних значень.

 

1.3 Показники просторового розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об’єкта

Розглянемо тепер систему показників, що характеризують просторове розповсюдження полютантів у воді водного об’єкта (річки, водойми). Зона забруднення у місцях скиду стоків у воду формується відповідно до режимних характеристик водотоків (швидкості течії, рівня та витрат води тощо) та залежно від зміни режиму скиду стічних вод.

Показниками просторового розподілу забруднюючих домішок у воді перш за все є такі відносні характеристики забруднення: лінійні, площинні, об’ємні.

Характеристика лінійних розмірів зони забруднення, що відображає відношення найбільшої лінійної протяжності зони забруднення (L^max_загр) до глибини Нзабр забруднення водойми чи річки, розраховується за формулою

L ^гдк_{н, забр}= L^max_забр / Н^гдк_забр . (1.8)

Характеристика лінійних розмірів зони забруднення, що відображає відношення найбільшої лінійної протяжності зони забруднення (L^max_забр) до ширини Взабр забруднення водного об’єкта, розраховується за формулою

L ^гдк_{в, забр=} L^max_забр / В^гдк _забр . (1.9)

Показник L^гдк характеризує відстань від місця випуску стоку до створу, де концентрація домішок дорівнює ГДК. Значення Н і В для річок визначають як середнє при конкретному режимі на досліджуваній ділянці русла. Для водойм цей показник береться за габаритами площі дзеркала L, В.

Показник відносної площі зони забруднення водного об’єкта (водойми чи річки) розраховується за формулою

S^гдк_забр= S^max_забр / S_{в. о} , (1.10)

де S^max_забр - забруднена найбільша площа при конкретному гідрологічному режимі;

S_{в. о} – загальна площа водної поверхні на даній ділянці.

Показник відносного об’єму зони забруднення рік і водойм розраховується за формулою

V^гдк_забр=V^max_забр / V_{в. о} , (1.11)

де V^max_забр - забруднений об’єм води при конкретному гідрологічному режимі;

V_{в. о} – загальний об’єм води на досліджуваній ділянці.

Використання цих показників дозволяє оцінити зміни санітарного стану під впливом визначальних факторів – зміни основних гідрологічних характеристик.

Методика визначення меж перенесення забруднюючих речовин у водному середовищі і поширення границі зони активного забруднення (ЗАЗ) водного об'єкта стічними водами зводиться до перевірки вимоги дотримання санітарно-гігієнічного регламенту, тобто умови

С_max ≤ ГДК , (1.12)

де С_max – максимально можливий рівень вмісту домішок у воді розрахункового створу, мг/л;

ГДК – гранично допустима концентрація речовини, мг/л.

У випадку С > ГДК перевірка вимоги санітарно-гігієнічної безпеки вимагає натурних вимірів з певним кроком у вибраному напрямку або ж розрахунку величини С_max , починаючи з місця випуску стоків аж до створу, де ця умова не порушується, тобто має місце ГДК > С_max .

 

 

Тема 2 Моделювання процесів розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об’єкта

2.1 Процес перемішування стічних вод з водою водного об’єкта

При потраплянні стоків у водний об’єкт (водойму, ріку і т. д.) стічні води перемішуються з його водою. Відбувається зниження рівня забрудненості стічної води за рахунок розбавлення з більш чистою водою водного об’єкта.

Коефіцієнт перемішування води стоку з водою водного об’єкта (водойми, водотоку) показує, яка частина об’єму води водойми (витрати води річки) перемішується із даним об’ємом стічних вод.

Коефіцієнт перемішування води стоку з водою водного об’єкта розраховується у тому разі, коли стічні води у розрахунковому створі розповсюджуються не по всій ширині русла.

Коефіцієнт Кз змішування визначається формулою

 

К_з = , (2.1)

 

або К₃ = [ 1 – exp (-к)] / [ 1 + ] ,

де Q_в – об’єм води у водоймі або витрати води у річці;

Q_c – об’єм (витрати) стічних вод;

L – довжина русла по фарватеру від випуску стоків до розрахункового створу;

к - коефіцієнт гідроумов змішування;

е = 2,71.

Коефіцієнт гідроумов визначається виразом

К = К_м К_р , (2.2)

де К_м – коефіцієнт місцеположення випуску стічних вод (для берегового випуску К_м =1, для випуску в розрізі русла К_м=1,5);

К_р – коефіцієнт звивистості русла;

Д_т – коефіцієнт турбулентності дифузії;

Q_с – об’єм (витрати) стоку.

Коефіцієнт звивистості русла визначається відношенням

Кр = L / Lm, (2.3)

де L – довжина русла по його фарватеру від місця випуску до розрахункового створу;

L_m – мінімальна відстань по прямій лінії між цими створами.

 

2.2 Процес розбавлення стічних вод у непроточній

водоймі

Рівень забруднення стоків, як правило, більш значний порівняно з концентрацією цих речовин у водному середовищі. Перемішуючись, стічні води у водному об’єкті розбавляються його водою. Відбувається розбавлення забрудненої стічної води збільш чистою водою водного об’єкта.

Розбавлення – це процес зменшення вмісту домішки у водному об’єкті (водоймі, річці і т. д.) з віддаленістю від місця випуску стоків, викликаний перемішуванням стічних вод із водним середовищем, в яке вони випускаються.

Кратність розбавлення – це показник, який показує, у скільки разів знизився вміст домішки у розрахунковому створі стосовно її первинної концентрації.

Розглянемо процес розбавлення стічних вод у непроточній водоймі. Для непроточних водойм кратність розбавлення розраховуються за формулою

n_в = (K_с Q_в + Q_с) / Q_с , (2.4)

де K_с – коефіцієнт змішування;

Q_в – об’єм водойми;

Q_с – об’єм стоку.

Зрозуміло, що у місці випуску стоків кратність розбавлення стічної води дорівнює одиниці (n_в = 1). З віддаленням від місця випуску в розбавленні тієї ж самої маси домішки, що була у даному об’ємі стоків, бере участь все більший об’єм води даної водойми. Кратність розбавлення стоків збільшується, а вміст забруднюючої речовини в одиниці об’єму води водойми пропорційно зменшується.

Показник кратності розбавлення об’єму стічних вод у водному об’ємі водойми є універсальною характеристикою. Він показує, у скільки разів у розрахунковому створі збільшився об’єм води, що бере участь у розбавленні стоку, стосовно первинного об’єму стічних вод.

У граничному випадку, коли в процесі розбавлення бере участь увесь можливий для даної водойми об’єм води, настає повне перемішування стічних вод з водою водойми, тобто повне можливе розбавлення.

Вміст домішки у воді визначається концентрацією.

Концентрація конкретної забруднюючої речовини у стічних водах і у воді водойми, як правило, відрізняється. Від її величини залежить швидкість зниження вмісту домішки у воді даного розрахункового створу водойми, тобто ефективність процесу розбавлення. Тому, крім кратності розбавлення стоків, процес розбавлення характеризується ще й показником інтенсивності процесу розбавлення стічних вод.

Інтенсивність процесу розбавлення стічних вод у водоймищі без течії кількісно характеризується показником інтенсивності за формулою

n_вс = , (2.5)

де Сс - концентрація забруднюючої речовини у стічних водах, г/куб.м;

Св ^- концентрація даної речовини у водоймі до випуску стоків, г/куб.м;

Сн - концентрація речовини у розрахунковому створі, г/куб.м.

Інтенсивність процесу розбавлення стічних вод у водоймищі характеризує зниження концентрації даної речовини у водоймищі в розрахунковому створі відносно її концентрації у стічній воді.

Для водойм кратність n розбавлення і коефіцієнт Кз змішування пов’язані між собою залежністю

Kз = (n - 1) Qc / Qв . (2.6)

 

2.3 Процес розбавлення стічних вод у проточному водному об’єкті

При моделюванні процесу розбавлення стічних вод у проточному водному середовищі (водотоці, річці, каналі) кратність розбавлення стоків у річці обчислюється за формулою

n_р = (К_с Q_р + Q_с) / Q_с , (2.7)

де Q_р - річкова витрата 95% забезпеченості, куб.м/с;

Q_с - витрата стоків, куб.м/с;

К_с - коефіцієнт змішування.

Цей показник характеризує, у скільки разів у деякому розрахунковому створі річки на деякій відстані від місця випуску нижче за течією збільшився об’єм води, що бере участь у розбавленні стоку, порівняно з первинним об’ємом стічних вод.

У загальному випадку інтенсивність процесу розбавлення стічних вод у річці кількісно характеризується показником інтенсивності розбавлення за формулою

n_рс = (Сс-Ср ) / (См-Сс), (2.8)

де Сс - концентрація речовини у стічних водах, г/куб.м;

Ср - концентрація цієї речовини вище місця випуску стоку, г/куб.м;

См - максимально можлива концентрація даної речовини у розрахунковому створі, г/куб.м.

Інтенсивність процесу розбавлення стічних вод у потоці характеризує зниження концентрації даної речовини у розрахунковому створі на деякій відстані від місця випуску нижче за течією відносно її концентрації у стічній воді.

Отже, під розбавленням стоків розуміють процес зниження концентрації домішки, яка входить до складу стічних вод, за рахунок перемішування стоків з водою водного об’єкта.

Облік розбавляючої здатності водного середовища, що rрунтується на гідрологічних даних водного об’єкта та на його самоочищувальній здатності, дозволяє встановити режим скидання забруднених стоків у водойму та оцінити допустиму кількість стоків, тобто критичне екологічне навантаження.

При цьому враховують також природний стік та хімічний склад як водного середовища, так і стічних вод.

Отже, показники розбавлення стоків та перемішування їх з водою водного об’єкта є характеристиками зниження вмісту домішок у просторі і часі.

 

2.4 Період повного обміну стічних вод

Період повного обміну води у водоймищі, необхідний для повного перемішування стічних вод з водою всього об'єму водоймища, розраховується за формулою

 

Т_в = Q_в / (Q_в + Q_с – Q_п) , (2.9)

де Q_в – об'єм водоймища (витрата води у річці);

Q_с – об'єм стоку (витрата);

Q_п – втрати об'єму води без винесення домішки.

 

Тема 3 Моделювання факторів впливу на процеси розповсюдження забруднюючих речовин у воді водного об’єкта

3.1 Фактори, що впливають на процеси перемішування та

розбавлення стічних вод у воді водного об’єкта

Чинники, що мають вплив на розповсюдження речовин у воді водного об’єкта у зоні випуску стічних вод, обумовлені перш за все декількома групами факторів впливу: параметрами джерела скидів стічних вод, параметрами стічних вод, параметрами водного об'єкта та його води.

Розглянемо характеристики водойми, які впливають на розбавлення стічних вод.

Так, у озерах і водосховищах на процеси перемішування вплив чинять перш за все гідрологічні і метеорологічні умови. Тому для оцінки перемішування стічних вод необхідні розрахунки вітрових течій, врахування мінливості гідровеличин і гідроелементів, що підлягають впливу коливання вітру над водою. Найбільш характерні умови розбавлення при швидкості вітру різної забезпеченості Р наведені у табл.3.1.

Таблиця 3.1 - Найбільш характерні умови розбавлення

при швидкості вітру різної забезпеченості Р

Умови перемішування	Забезпеченість швидкості вітру Р, %
Сприятливі
Середні
Несприятливі

Перехід від швидкості вітру на суші Wc на висоті флюгера 10 м до швидкості вітру над водною поверхнею Wв на цій самій висоті здійснюється за спеціальним графіком (рис.3.1).

Дані про швидкості вітру над водною поверхнею Wв використовують для визначення швидкості вітрової течії Wт у досліджуваному водному об'єкті.

За відсутності графіка (рис.3.1) чи інших необхідних даних можна для наближеного розрахунку користуватися наступним підходом. Для цього для переведення швидкості вітру над сушею Wc на висоті 10 м у швидкість вітру Wв над водою на висоті 2 м вводиться коефіцієнт переведення Кw = 0,85.

Отже, швидкість вітру W₂ над водою на висоті 2 м визначається значенням

W_в = К_w W_c = 0,85 W_c . (3.1)

 

 

 

Рисунок 3.1 - Номограма для визначення середньої швидкості

вітру над водною поверхнею Wв (вісь ОУ) за даними

швидкості вітру на суші Wc на висоті флюгера 10 м

Середню вітрову швидкіть течії Wт у водному середовищі рекомендується визначати за номограмою (рис.3.2).

 

Рисунок 3.2 - Номограма для визначення середньої

вітрової швидкості течії Wт

 

За відсутності номограми (рис.3.2) можна для наближеного розрахунку користуватися такою залежністю:

 

W_вс = K_к W₂, (3.2)

 

де K_к – коефіцієнт, що залежить від обліку схилу дна русла;

W₂ – швидкість вітру на висоті 2 м над водою, м/с;

h - середня висота хвилі 1% забезпеченості в даній системі хвиль для даної ділянки русла, м.

Висота хвилі h є величина більш-менш постійна протягом визначеного періоду, тобто h=const.

Розглянемо характеристики водотоку, що впливають на дифузійні процеси перемішування стоків. Так, для розрахунку турбулентного перемішування у ріках важливим є показник витрати води. Як розрахункову витрату звичайно беруть мінімальну витрату 95 % забезпеченості.

Відповідно до розрахункової витрати Q (куб.м/с) визначаються: площа живого перетину створу S (кв.м), середня швидкість течії Wт (м/с), схил водної поверхні У (%о), середня ширина В (м), середня глибина на розрахунковій ділянці Н (м).

Схил У розраховується за формулою

У = ∆Н / 1000 , (3.3)

де ∆Н - падіння висоти дна русла над рівнем моря на відрізку 1000 м досліджуваної ділянки.

Падіння висоти дна русла над рівнем моря на відрізку 1000 м досліджуваної ділянки вимірюється різницею між початковою висотою Нп і кінцевою Нк, тобто ∆Н = Нп-Нк. Саме це падіння висоти дна русла над рівнем моря, тобто водної поверхні, спричиняє течію водних мас, тобто водотік.

За наявності змінних схилів обчислюється коефіцієнт схилу за формулою

К _сх = W_т / , (3.4)

де W_т – середня швидкість течії, м/с;

Нр - середня глибина русла на розрахунковій ділянці, м;

W_т – середня швидкість течії на ділянці, м/с;

У – схил водної поверхні, ‰ .

За відсутності даних про схили коефіцієнт схилу дна русла обчислюється за формулою

 

К _сх = = 33 , (3.5)

де – ефективний діаметр частинок донних відкладень, мм;

Нр – середня глибина русла, м.

Формула 3.5 також подана у вигляді номограми (рис.3.3). Це дозволяє визначати Ксх (вісь ОХ) без трудомістких розрахунків за результатами відношення Нр / de .

 

 

Рисунок 3.3 - Номограма для визначення значення

коефіцієнта схилу дна К _сх

 

Ефективний діаметр частинок донних відкладень в умовах озер і водосховищ визначається за інтегральною кривою гранулометричного складу як діаметр, обмежений 10% найбільш великих частинок.

Крім того, у діапазоні 10 К_сх 60 визначається функція коефіцієнта схилу за формулою

f _сх = 0,7 К _cх + 6 . (3.6)

При значеннях К_сх > 60 функція коефіцієнта схилу є const і дорівнює f _сх = 48.

Значення Ксх і Кк пов'язані між собою такою залежністю, наведені у табл. 3.2 .

Таблиця 3.2 - Значення коефіцієнта Кк залежного від значень коефіцієнта схилу Ксх

 

Ксх
К к

 

 

3.2 Коефіцієнт турбулентної дифузії водойм

Коефіцієнт турбулентної дифузії є основним параметром при розрахунку турбулентного перемішування стоків у водному середовищі.

Для водойм при слабкому вітровому хвилюванні він обчислюється за формулою

D_в = g H_в W_т / f_сх К_сх , (3.7)

де H_в – середня глибина водойми на розрахунковій ділянці, м;

W_т – середня швидкість течії на ділянці, м/с;

К_сх - коефіцієнт схилу;

f _сх - функція коефіцієнта схилу;

g = 9,81 м/с – коефіцієнт вільного падіння.

Коефіцієнт турбулентної дифузії водойм за наявності хвилювання (вітру) обчислюється за формулою

D = , (3.8)

де - фазова швидкість хвиль, м/с;

- середнє по вертикалі значення абсолютної величини переносної швидкості хвиль, м/с;

h - висота хвилі 1% забезпеченості, м;

- середня глибина водоймища на розрахунковій ділянці, м;

- ефективний діаметр частинок донних відкладень, м;

= 700 – const;

= 3,14 – const.

Фазова швидкість хвилі за умови H0,5L обчислюється за формулою

= при H0,5L , (3.9-1)

де L – довжина хвилі, м .

Фазова швидкість хвилі за умови Н0,5L обчислюється за формулою

= при Н0,5L, (3.9-2)

де - висота хвилі 1% забезпеченості, м;

Н – глибина водоймища, м.

Дана формула 3.2 рекомендується для глибин менше 60 м, тобто Н 60 м.

 

3.3 Коефіцієнт турбулентної дифузії водотоків

Коефіцієнт турбулентної дифузії потоку Д_р розраховується за формулою

D_р = Н W _т / (К_сх f _сх ) , (3.10)

де W_т – середнє значення швидкості течії на ділянці розповсюдження забруднюючих речовин, м/с;

Н – середня глибина на розрахунковій ділянці, м;

К _сх – коефіцієнт схилу;

f _сх – функція коефіцієнта схилу;

g = 9,81 м/с – коефіцієнт вільного падіння.

 

 

3.4 Уточнений коефіцієнт турбулентної дифузії

Коефіцієнт турбулентної дифузії є основним параметром при розрахунку перемішування води у потоках .

Крім середньої поздовжньої складової швидкості течії W_x на перемішування стоків впливають складові поперечної швидкості. Тому суттєвим моментом в процесі розбавлення стічних вод у проточному водному середовищі є облік поперечної швидкості потоку.

Наявність поперечних складових швидкості потоку призводить до інтенсифікації процесу перемішування. Цей факт відіграє важливу роль у розрахунку розбавлення стічних вод.

Врахування цього фактора здійснюється шляхом введення поправкового коефіцієнта Кw у формулу розрахунку турбулентної дифузії.

Модель турбулентної дифузії будується на постійній глибині, що дорівнює середній на досліджуваній ділянці. Тому не менш важливим є також врахування нерівномірності розподілу глибин на досліджуваній ділянці русла.

Мінливість глибин по довжині русла посилює кінематичну неоднорідність потоку і є одним із факторів турбулізації водних мас.

Врахування цього фактора здійснюється шляхом введення поправкового коефіцієнта Кн в формулу розрахунку турбулентної дифузії.

Для обліку поперечної циркуляції Кw і мінливості глибин Кн на певній ділянці вводиться загальний поправковий коефіцієнт Ко у формулу 3.10 коефіцієнта турбулентної дифузії:

D_п = К_о D . (3.11)

Загальний поправковий коефіцієнт Ко>1 є функція врахування поперечних складових швидкості потоку Кz і мінливості глибин Кн русла:

К _о = f (К_w; К_н) . (3.12)

 

Поправковий коефіцієнт Кw є функція відношення:

Кw = (W_z + W_п ) / W_п , (3.13)

де W_z - середнє значення абсолютної величини поперечної складової швидкості по вертикалі, м/с;

W_п - середнє значення абсолютної величини поперечної складової пульсаційної швидкості, м/с.

Поперечна швидкість W_z потоку характеризує внутрішню циркуляцію. Середнє значення поперечної швидкості по вертикалі обчислюється за формулою

W_z = 0,13 N_т W_x , (3.14)

де Н_с – середня глибина на розрахунковій ділянці, м;

W_x – середнє значення поздовжньої складової швидкості потоку (течії), м/с;

- радіус кривизни русла нижче від місця випуску стоків, м;

N_т – параметр турбулентності потоку.

Параметр турбулентності потока визначається із співвідношення:

N_т = f _сх К _сх / g . (3.15)

Значення Nт і fсх залежно від Ксх можна визначити згідно з наведеною таблицею 3.3.

Таблиця 3.3 - Значення fсх і Nт залежно від Ксх

Ксх
fсх		16.5	20.5	23.5		30.5
Nт	13.3	25.2	40.8	59.9	82.6

 

Ксх
fсх		37.5		44.5
Nт

Вплив поперечної швидкості потоку Wz можна враховувати безпосередньо або шляхом введення поправкового множника Кw до коефіцієнта турбулентності D.

Середня абсолютна величина поперечної складової пульсаційної швидкості Wп визначається за формулою

W_п = W_х / , (3.16)

де Wx - середнє значення поздовжньої швидкості течії, м/с.

Крім поперечної циркуляції потоку, на інтенсивність перемішування значно впливає нерівномірний розподіл глибин на досліджуваній ділянці русла .

Мінливість глибин на досліджуваній ділянці русла річки підсилює кінематичну неоднорідність потоку і є одним із чинників посилення турбулентності водних мас.

Облік цього чинника здійснюється шляхом введення коефіцієнта Кт турбулентності дифузії.

Коефіцієнт турбулентності потоку дорівює величині

К_н = (Н_{макс.сер} - Н_с) / Н_с , (3.17)

де Н_{макс.сер} – максимальна із середніх глибин на досліджуваній ділянці, м;

Н_с – середня глибина для всієї ділянки, м.

Отже, для обліку поперечної циркуляції Кz і мінливості глибин Кт на певній ділянці вводиться загальний поправковий коефіцієнт Ко 1 у формулу коефіцієнта турбулентної дифузії:

D_п = К_о D . (3.18)

Для кількісного визначення К_w і К_н можна використати графік (рис.3.4) або виконати розрахунок за такою залежністю:

 

К _о = f (К_w; К_н) = f ( ) (3.19)

Виправлений коефіцієнт турбулентної дифузії Дп, що сумарно характеризує умови перемішування у річковому потоці з урахуванням поперечної циркуляції Кz потоку і мінливості глибин на ділянці русла, дорівнює величині

D _п = К_о g H_c W_c / f_сх К_сх . (3.20)

Таким чином, розглянуті моделі коефіцієнта турбулентності К_т та коефіцієнта турбулентної дифузії D є важливими розрахунковими показниками характеристик водного середовища, що впливають на перемішування та перенесення стоків у водному середовищі.

 

 

 

Рисунок 3.4 - Номограма для визначення значення

коефіцієнта К_о = f (К_w; К_н)

 

 

Тема 4 Моделювання концентрації забруднюючих речовин у водному середовищі

4.1 Процес концентрації забруднюючих речовин

у воді водного об’єкта

Концентрація речовини у воді поверхневого водного об'єкта в розрахунковій точці досліджуваного створу в загальному випадку залежить від ряду умов.

Розрахунок концентрації домішки в контрольному створі Ср здійснюється з урахуванням кратності розбавлення n.

Якщо в місці скидання стоків концентрація даної речовини С=0, то концентрація цієї речовини у контрольному створі розраховується виходячи із залежності

С = С_с / n, (4.1)

де С_с – концентрація даної речовини у стічних водах, г/м³;

n – кратність разбавлення.

Зниження рівня концентрації певної речовини у воді може відбуватися за рахунок осадження під дією сили тяжіння або за рахунок розбавлення.

Так звана зведена величина концентрації речовини в місці випуску стічних вод буде дорівнювати

С_пр = С_с - С_в , (4.2)

де С_с – концентрація речовин у воді стоку, г/м³;

С_в– концентрація речовини у водному об'єкті в місці скидання стічних вод, г/м³.

При виконанні розрахунків розбавлення теж користуються зведеним значенням концентрації речовини Сд в розрахунковій точці створу:

С_д = С_н – С_в , (4.3)

де С_н, С_в – дійсна (фактична) концентрація речовини у водному об'єкті до С_в і після С_н скидання стічних вод (для річки вище і нище місця випуску), г/м³.

Встановлення характеру розповсюдження забруднюючої речовини у воді і ступені розбавлення стійких хімічних речовин у водоймі або водотоці є гідравлічним завданням. Його вирішення дозволяє визначити значення концентрації речовин на будь-якій відстані від джерела (місця) випуску стічних вод.

Середня розрахункова величина концентрації лімітуючої забруднюючої речовини Сл у водотоці (річці) нижче за випуск стічних вод визначається з рівняння балансу речовини.

Середня концентрація лімітуючої забруднюючої речовини Сл обчислюється за формулою

С_л = (Q_р C_р + Q_с C_с) / (Q_р + Q_с), (4.4)

де C_р – концентрація речовини у воді річки в місці випуску, г/м³;

C_с – концентрація речовини у стоці, г/м³;

Q_р – витрата води у річці, м³/с;

Q_с – витрата стічних вод, м³/с.

Розрахунок максимальної можливої концентрації домішки в розрахунковому створі водного об'єкта на відстані L від місця скидання стоків для максимально забрудненого струменя потоку річки (без урахування розміщення цього струменя і без уточнення його форми і розмірів) виконується за формулою

С_м = С_р + (С_с - С_р) , (4.5)

де С_р – концентрація речовини у річці до випуску, г/м³;

С_с – концентрація речовини у стічній воді, г/м³;

L – відстань (довжина русла по фарватеру) від місця випуску до розрахункового створу, м;

К – коефіцієнт обліку гідроумов змішування;

е = 2,71.

Очевидно, що величина концентрації речовини у будь-якому розрахунковому створі нижче випуску стоків змінюється в межах С_м ≥ С_п ≥ С_р ≥ 0.

Середня концентрація розчиненого у воді кисню в і-й розрахунковій точці досліджуваного створу дорівнює

С_n+1 = [C_р(Q_n+1 + Q_{усл i} – ) +

+ - (1 - r _i )] /

/ (Q_n+1 + ) , (4.6)

де С_р і С_i – концентрація кисню в чистій річковій воді і стічних водах в і-му розрахунковому створі [г О₂ / куб.м];

(1-r_i) – питоме споживання кисню на біохімокиснення речовин стічних вод на один кубометр стоку за одну секунду [г О₂ / куб.м];

r _i – коефіцієнт редукції забруднень на ділянці від місця скидання стоків до розрахункового створу.

Концентрація забруднюючої речовини за умови повного перемішування стічних вод обчислюється за формулою

С_вп = ,(4.7)

де Q – об’єм водойми Q_в і об’єм стоку Q_c , м³;

Q_п - втрати води у водоймищі без винесення речовин (випаровування і т.п.), м³;

С – концентрація речовини у воді стоку Сс і у воді водного об'єкта Св до випуску, г/м³.

У довільний момент часу за умови повного перемішування стоку у воді водойми концентрація домішки у водному об'єкті визначається за формулою

С_вt = Т_в (С_вQ_в + С_сQ_с) / Q_в , (4.8)

де Т_в – період часу повного обміну стічних вод у воді водного об'єкта, доба;

Q_с, Q_в – об'єм відповідно стоку і водойми, м³;

С – концентрація певної домішки у стічних водах і у водоймі, г/м³.

 

 

4.2 Екологічне навантаження на водне середовище

Розглянемо питання оцінки екологічного навантаження на водне середовище. Такими показниками екологічного навантаження потоку консервативними речовинами служать перш за все абсолютна і відносна величини забруднення.

Так якщо у воді концентрація даної речовини Ср = 0, то абсолютний показник загального навантаження виражається концентрацією цієї речовини, виходячи з умови балансу, за формулою

С_а = , (4.9)

де Q_р, Q_c – витрата води у водному об'єкті і в стоці;

С_с – концентрація речовини у стічних водах.

Якщо у воді концентрація даної речовини Ср > 0, то абсолютний показник загального навантаження виражається концентрацією цієї речовини за формулою

С_а = , (4.10)

де Qp, Qc - витрати води у водному об’єкті і в стоках;

Сс - концентрація речовини у стічних водах.

Величина Са в створі повного перемішування виражає дійсне значення концентрації домішки.

Для створів, розміщкних між місцем скидання стоків і створом повного перемішування, величина Са лише умовно характеризує середню концентрацію. Показник Са дозволяє одержати повну характеристику навантаження водного об'єкта домішками протягом заданого проміжку часу.

Оцінку мінливості показника Са в часі можна подати як функцію забезпеченості РQ добових витрат води водного об'єкта за умови Qc = const і Сс = соnst. Тоді забезпеченість Р_сп (%) середньою концентрацією Са дорівнює

Р_са = 100 – Р_Q . (4.11)

Показник перевищення забрудненості води водного об'єкта щодо норми виражається забезпеченістю Рзабр стоку забрудненої води у конкретному створі. Забезпеченість Рзабр стоку розраховується за кількістю днів, необхідних для проходження через цей створ вод стоку від місця його випуску.

Іноді замість показника перевищення забезпеченості Рзабр стоку користуються показником неперевищення Р_чис забрудненості стічних вод щодо норми, тобто забезпеченості „чистого” стоку.

Показник неперевищення забрудненості стоку щодо норми, який виражає забезпеченість „умовно чистого” стоку (%), дорівнює

Р_чис = 100 – Р_{заг .} (4.12)

Розглянемо оцінку відносної величини забруднення водного об’єкта консервативними речовинами.

Показник відносного екологічного навантаження забруднюючою речовиною визначається виходячи із співвідношення величини середньої концентрації речовини з гранично допустимим значенням концентрації:

К_доп = 1 , (4.13)

де ГДК – гранично допустима концентрація речовини у воді водойми.

Якщо Кд>1, то така вода називається брудною.

Якщо Кд<1, то така вода називається умовно чистою.

У разі Кд = 1 маємо граничні умови навантаження водного об'єкта забруднюючою речовиною, тобто випадок гранично допустимого забруднення водного середовища даною речовиною.

Отже, показник загального абсолютного екологічного навантаження на водний об’єкт і показник відносного екологічного навантаження консервативними речовинами служать для оцінки екологічного стану водного середовища.

 

4.3 Баланс забруднюючих речовин

у воді водного об’єкта

Розглянемо модель балансу забруднюючих речовин у воді водного об’єкта.

Результати досліджень балансу забруднюючих речовин у воді водних об’єктів дають базу, на якій стає можливим прогнозувати динаміку забруднення водного середовища за відомими характеристиками стічних вод скидів забруднюючих речовин у водні басейни.

Це дає можливість розробляти рекомендації щодо оптимального режиму цих скидів і визначати рівні гранично допустимого навантаження на водний басейн або, з іншого боку, необхідною для даного обсягу скидів асиміляційної місткості.

Якісно баланс забруднюючих речовин для водного об'єкта у цілому може бути виражений такою схемою:

∆С = (С_б + С_р + С_м + С_в + С_г + С_а) –

– (+ + + + ), (4.14)

де ∆С – приріст концентрації речовини за період часу ∆t;

С_б – скидання з берега у даний водний об'єкт забруднюючих речовин у складі стічних вод;

С_р – внесення у даний водний об'єкт забруднюючих речовин з річковим стоком притоків цього водного об'єкта;

С_м – скидання безпосередньо у воду (із суден, естакад і т. п.);

С_в і - приплив і відтікання забруднюючих речовин при водообміні;

- розкладання хімічне;

– розкладання біохімічне;

С_а і – приплив і відтікання на межі фаз вода - повітря;

С_г і – приплив і відтікання на межі фаз вода - ґрунти.

Загальну модель розрахунку динаміки забруднення можна подати у вигляді рівняння для розрахунку середньої концентрації забруднюючих речовин на момент часу (t+1):

С_t+1 = Ct + ∆С, де ∆С = M_t+1 / V_t+1 - M_t / V_t , (4.15)

де Ct і С_t+1 – концентрація речовини у моменти t і (t+1);

Mt і M_t+1 – маса речовини на моменти t і (t+1);

V_t і V_t+1 – об'єм моря на моменти t і (t+1).

Наведемо рівняння у такому вигляді:

С_t+1 = Ct (1 - ) + , (4.16)

де - прирости маси речовини;

- приріст об'єму моря.

Перший член правої частини рівняння враховує зміни об'єму внутрішнього водного басейну за рахунок зменшення річкового стоку. При цьому вираз (1-/ ) 1 прагне (наближається близько) до одиниці в околичних басейнах.

У цьому випадку маємо

С_t+1 = Ct + . (4.17)

Так виглядає одна з простих моделей оцінки стану водного середовища.

Рівняння балансу забруднюючих речовин для водного об'єкта можна виразити через зміну маси полютантів за розрахунковий період ∆ t = t_n – t₀ у такому вигляді:

 

∆М = - , (4.18)

де М _п – маса приходу полютантів;

М _р - маса витрати полютантів.

Маса полютантів змінюється з часом на величину

∆М_t = - , (4.19)

де М _t - маса полютантів через проміжок часу (∆t = t_кін – t_поч);

М _о - початкова маса полютанта в початковий момент t_поч.

Швидкість надходження забруднюючих речовин за одиницю часу буде дорівнювати

W_t = М_п / t . (4.20)

Одночасно з надходженням речовин відбувається їх розпад, перехід у rрунти, атмосферу, в сусідні акваторії.

Кожен з цих процесів характеризується своїм коефіцієнтом швидкості Kv. Якщо прийняти їх значення постійними за проміжок часу (∆t), то їх сума буде дорівнювати ∑ К.

У цьому випадку баланс домішок можна описати диференціальним рівнянням:

dM = W_t dt - ∙ М dt . (4.21)

Після інтеграції одержимо

М_t = W_t / - (W_t /- ) . (4.22)

При сталих Wt і ∆t маса Мt асимптотично прагне до величини Wt / Мt і досягає кінцевого сталого значення з деяким запізнюванням, яке характеризується членом Wt [-ехр(-)] і визначає динамічні властивості процесів, що відбуваються.

Шляхом розкладання в ряд рівняння балансу домішок зводиться до вигляду

М_t = + . (4.23)

Це рівняння придатне для розрахунку балансу забруднюючих речовин при виконанні таких умов: розрахунок проводиться за середньоваговими концентраціями речовин і середньомісячними температурам водного середовища, при рівномірному припливу стоків у часі, потік полютантів на нижній межі приймається пропорційним вертикальному градієнту концентрацій і здійснюється в сезони розвитку вертикальних конвекцій, а поле забруднення безперервне і однорідне.

Отже, модель балансу речовин у водному об'єкті має вигляд

М_t = + , (4.24)

де - маса речовин у воді в початковий момент часу;

М_t – маса речовини у воді через проміжок часу;

- швидкість надходження речовини у воду, г/с;

- узагальнений коефіцієнт обліку швидкості процесів убування речовини;

∆- період часу (∆= _поч – _кін).

Таким чином, розглянута модель балансу забруднюючих речовин у воді водного об’єкта дозволяє на достатньо задовільному рівні визначати цей важливий показник.

 

4.4 Біохімічна трансформація забруднюючих речовин у водному середовищі

До зниження концентрації забруднюючих речовин у воді водного об'єкта призводять не тільки процеси розбавлення стічних вод, але й біохімічні і фізико-хімічні процеси, тобто процеси самоочищення водного середовища.

Одним з методів кількісної оцінки їх впливу служить так званий коефіцієнт неконсервативності Кн, який враховує швидкість перетворення речовин.

При розпаді речовини він набуває негативного значення Кн, тобто його розмірність має значення 1/доба (доба ^-1 ) чи 1/с (с^-1 ).

У загальному вигляді кінематика процесу біохімічного перетворення домішки може бути описана рівнянням

C_t = C₀ exp (- (K_н,1 + K_н,2 + … + K_н,n)t) =

= C₀ exp (- ((4.25)

де C₀ – концентрація речовини у початковий момент t _о= 0;

C_t – концентрація речовини в момент t;

- коефіцієнт неконсервативності конкретного з процесів перетворення речовини, що враховується;

t – момент часу від початку процесу розпаду.

Практично допустимо проводити розрахунок за основним процесом трансформації речовини за формулою

C_t = C₀ exp (- К_н t) . (4.26)

Отже, при прогнозі поля забруднення у разі випуску стоків у водне середовище для розрахунку розподілу концентрації полютанта (консервативного або неконсервативного) у воді, а також для розрахунку дефіциту кисню у воді при береговому випуску стоків необхідно мати такі початкові дані:

- мінімальні витрати води у створі випуску (95% забезпеченості);

- глибину і ширину створу та площу поперечного перерізу;

- гідравлічний схил русла (водної поверхні);

- радіус кривизни русла;

- середню і динамічну швидкість течії;

- фонову концентрацію і фоновий дефіцит кисню у воді;

- коефіцієнт швидкості біохімічного споживання кисню;

- коефіцієнт швидкості реаерації;

- витрати стічних вод на виході з точки випуску;

- концентрацію речовин у стічних водах при випуску консервативних і неконсервативних речовин .

Кількість і надійність початкової інформації визначають ступінь складності моделі і точність, достовірність та репрезентативність результатів моделювання.

Коефіцієнт обліку процесів біохімічного окиснення стоків (коефіцієнт самоочищення) визначається за формулою

К_б = , (4.27)

де К – константа швидкості біохімічного окиснення при певній температурі води t ;

Т – період часу проходження води від створу випуску стоку до розрахункового створу (час добігання), доба .

Значення константи швидкості самоочищення води можна обчислити за формулою

К = К_tн · 1,047 ^{(t - 20)}, (4.28)

де К_tн – константа швидкості самоочищення води водного об'єкта (швидкість розкладання) при температурі t = 20(коефіцієнт неконсервативності речовин, табл. 4.2).

t – температура води, .

Таблиця 4.1 - Значення коефіцієнта К_н неконсервативності

речовин при температурі 0

Забруднююча речовина	Кн [c-1]
Нафтопродукти	-2 · 10-7
Феноли	-1,5 · 10-8
Мийні засоби (СПАР), синтетичні	-2,1 · 10-7
Фосфор мінеральний та інші мінерали
ПБК5 біохімічна потреба кисню	-4 · 10-7

 

Таблиця 4.2 – Значення коефіцієнта К_tн неконсервативності

речовин (швидкість розкладання) при температурі

20води (К_20, доба^-1 )

Речовина	Значення Кt , 1/доба	Речовина	Значення Кt , 1/доба
БПК20	0,23	Нафтопродукти	0,044
Азот амонійний	0,069	Феноли	0,32
Азот нітритів	10,8	СПАР	0,046
Азот нітратів	0,148	Фосфор(мінерал)	0,0
Кисень розчинний	0,46	БПК5	0,34

 

Таблиця 4.3 - Значення константи розкладання К_v

Темпера-тура,	Нафто-продукти	Детер-генти	Темпера-тура,	Нафто-продукти	Детер-генти
-1	0,0023	0,0195		0,0095	0,1514
	0,0026	0,0214		0,0109	0,1862
	0,0029	0,0263		0,0128	0,2291
	0,0034	0,0309		0,0147	0,2884
	0,0039	0,0398		0,0169	0,3548
	0,0045	0,0501		0,0193	0,4467
	0,0052	0,0683		0,0227	0,5495
	0,0061	0,0776		0,261	0,6761
	0,007	0,0955		0,0307	0,8511
	0,0081	0,1202		0,0366	1,0899

 

 

4.5 Осадження зважених забруднюючих речовин у водному середовищі

Осадження зважених забруднюючих речовин у водному середовищі та вторинне забруднення водних мас за рахунок змиву з поверхні дна частинок, що осіли на ньому за певних умов суттєво впливає на баланс речовин у воді. Рівняння балансу зважених речовин на певній (контрольованій) ділянці річкового потоку можна виразити таким чином:

Qп + Qб – Qн – Qк = 0 , (4.29)

де Qп і Qк – відповідно витрати (за одиницю часу) зважених речовин (наносів) у початковому і кінцевому створах ділянки;

Qб – сумарні витрати наносів усіх бокових притоків, у т.ч. стічних вод, річок, ручаїв, рівчаків тощо на цій ділянці;

Qн - сумарні вертикальні витрати наносів.

Сумарні вертикальні витрати наносів визначають деформацію русла. Вони є результатом наносів, що відкладаються у межах даної ділянки за рахунок надходжень з розмиву русла і пойми та за рахунок відкладень (осаджень) з води потоку, тобто

Qн = ∑ Qр + ∑ Qв , (4.30)

де Qр - сумарні витрати частинок розмиву русла і пойми;

Qв - сумарні витрати частинок відкладень (осаджень) з води потоку.

Рівняння розподілу концентрації зважених частинок Сі по довжині водотоку в розрахунковому створі на певній віддалі Х від початкового створу ділянки має вигляд

С_і = Ст_і + (Сп_і – Ст_і) е ^m , (4.31)

де Сп_і - концентрації зважених часток на початку ділянки при Х = 0 (каламутність води, г/куб.м);

Ст_і - концентрації зважених часток на ділянці (каламутність води), що відповідає транспортуючій здатності водотоку;

m - показник степеня;

e = 2,71.

Показник степеня у цій формулі має значення

m = Х В (d + Ко_і) / Q , (4.32)

де Х - віддаль від початкового створу ділянки до розрахункового створу;

В – ширина русла річки;

Q – витрати води водотоку річки;

d – середня гідравлічна крупність зважених частинок на досліджуваній ділянці русла;

Ко_і – коефіцієнт умов динамічної рівноваги русла, при якому середні на ділянці русла вертикальні витрати зважених частинок, що переносяться через одиницю поверхні русла (одиничні вертикальні витрати), дорівнюють нулю.

Концентрації Ст_і зважених частинок на ділянці (каламутність води), що відповідає транспортуючій здатності водотоку, мають значення

Ст _і = 0,01 αі b Nт Wт / g Н , (4.33)

де Wт - швидкість течії водотоку ріки;

Н - глибина русла ріки;

N_т – параметр турбулентного потоку (ф.3.15);

αі – відсотковий вміст зважених забруднюючих речовин у водному середовищі у складі донних відкладень;

b - коефіцієнт, що залежить від коефіцієнта Ксх схилу русла (для рівнинних рік, для яких має місце 20 ≤ Ксх ≤80 він має значення b = 650, а для гірських рік при 10≤ Ксх ≤20 він дорівнює b = 450 );

g = 9,81 м/с – коефіцієнт вільного падіння.

Швидкість Wос осадження зважених частинок під дією тяжіння обчислюється за формулою

Wос = g d ² (Р -1) / 18 ν , (4.34)

де d – середня гідравлічна крупність зважених частинок;

Р - питома вага частинок;

ν - кінематична в’язкість води.

 

 

Тема 5 Моделювання екологічного стану

та якості поверхневих вод

5.1 Екологічне нормування стану водного басейна

Збереження екологічно нормального стану водного середовища вимагає виконання умови

0 ≤ С ≤ ГДК , (5.1)

де С - концентрація забруднюючої речовини;

ГДК – гранично допустима концентрація речовини у воді.

Санітарні вимоги щодо стану водойм також зводяться до виконання умови

/ ГДК_i) ≤ 1 , i = , (5.2)

де - концентрація i-ї речовини в розрахунковому створі;

ГДК_i – гранично допустима концентрація і-ї речовини.

Щодо якості води, то, перш за все, нормативними документами передбачені жорсткі вимоги. Метою цих вимог є попередження і усунення існуючого забруднення стічними водами річок, озер, водосховищ, ставків, каналів тощо, що використовуються для господарсько-питного водопостачання, культурно-побутових потреб населення, рибогосподарських цілей тощо.

Вимоги до складу і властивості води для кожного виду водокористування диференційовані. Диференційовані також і названі принципи обов'язковості захисту всіх водокористувачів.

У випадку одночасного використання водойми для різних потреб необхідно виходити з більш жорсткіших вимог нормативів щодо цього водного об'єкта.

Умови скидання стічних вод у водне середовище визначаються з урахуванням ступеня можливого змішування. При цьому склад і властивості води водного об'єкта (річки, водойми) повинні відповідати нормативам у створі, розміщеному на відстані 1 км від найближчого пункту водокористування.

5.2 Допустимий склад стічних вод

Спочатку визначемо допустимий склад стічних вод за концентрацією зважених речовин, що ще не порушує санітарних вимог стосовно екологічного стану водного середовища.

Допустиму концентрацію зважених речовин в очищених стічних водах визначають за формулою

С_доп^зв ≤ С_в^зв + n ГДК^зв , ( 5.3)

де С_в^зв - концентрація зваженої речовини у воді до скидання стічних вод;

ГДК^зв- гранично допустима концентрація речовини;

n - кратність розбавлення стічних вод у воді водойм, яка характеризує ту частку витрати води водойми, що бере участь в процесі перемішування і розбавлення стічних вод.

Визначимо допустимий об’єм стічних вод, що ще не порушує санітарних вимог щодо стану водного об'єкта. Так, залежно від співвідношення витрати стічних вод і витрати водотока річки або об'єму водойми з урахуванням хімічного складу й інтенсивності процесів розбавлення та самоочищення водного середовища у водні об'єкти може бути скинуто різну кількість стічних вод за певний часовий період. При цьому гранично допустимий об'єм стічних вод, який можна допустити не порушуючи санітарних вимог, обумовлюється певною залежністю стосовно норм якості води.

При здійсненні фізико-хімічного і біологічного очищення стоків лімітуючими показниками якості води служать вміст розчиненого кисню і повна біохімічна потреба в кисні (БПКп).

Допустимий (гранично можливий) об'єм стоків, що скидаються в річку, визначається так:

Q_сп , (5.4)

де – витрати води у першому розрахунковому створі () нижче створу скидання , м³/с;

- витрати води, що забирається з річки, м³/с;

- витрати скидів умовно чистої води, м³/с;

- витрати скидів стічних вод вище створу скидання n, м³/с;

Б – значення БПК_п: для незабрудненої ділянки річки Б _р , для стоків Б _с , гранично допустиме в розрахунковому створі Б _д ;

К _у – коефіцієнт обліку надходження стоків;

К_б – коефіцієнт обліку природного процесу окиснення стоків на ділянці річки від місця скидання стоків до розрахункового створу.

Таким чином, об’єм стічних вод залежить від витрати води у водотоці, який визначає його розбавляючу здатність.

У той самий час відбір вод з річки може призвести до зміни самоочищувальної здатності і спричинити перевантаження водного об'єкта.

Розглянемо тепер методику розрахунку допустимої концентрації у стічних водах розчинених в ній речовин.

Концентрація кожної розчиненої у воді стоку (в очищених стічних водах) речовини Со визначається за формулою

С_о n (ГДК_мах - Св ) + Св, (5.5)

де Св – концентрація речовини у воді вище місця скидання стічних вод у річку чи у воді ділянки водойми, що не зазнала впливу даного стоку;

n - кратність розбавлення стічних вод у воді цього об'єкта;

ГДК_мах – максимально допустима концентрація i-ї речовини з урахуванням максимальної концентрації Смах і ГДК усіх речовин, що належать до однієї групи лімітуючого показника шкідливості (ЛПШ), а саме санітарно-токсикологічного, загальносанітарного, органолептичного.

Крім того, для рибогосподарських водойм є ще й токсикологічні та рибогосподарські групи лімітуючого показника шкідливості ЛПШ.

 

5.3 Оцінка екологічного стану поверхневого водного об’єкта

Оцінка екологічного стану забруднення водного середовища окремою і-ю речовиною здійснюється за допомогою простого індексу (коефіцієнта) забруднення

Кі = Сі / ГДКі , (5.6)

де Сі – вміст і-ї домішки у воді (фактична чи розрахункова концентрація);

ГДКі – гранично допустима концентрація і-ї речовини.

Екологічно безпечний стан водного басейну забезпечується дотриманням вимоги

Кі ≤ 1 , тобто Сі ≤ ГДКі . (5.7)

Відповідно до існуючих правил охорони вод загальний вплив суміші N забруднюючих речовин оцінюється відношенням фактичної концентрації С забруднюючих речовин до їх ГДК:

Кс = S(C_i / ГДК _i), i =1, N . (5.8)

При цьому якщо фактичний рівень вмісту окремої речовини не перевищує її гігієнічного нормативу (С ≤ ГДК), то значення показника дорівнює 1 (Кс = 1). В інших випадках цей показник дорівнює кратності перевищення ГДК (Кс = C / ГДК).

Для групи параметрів величина показника визначається сумою кратностей перевищення ГДК відповідно тільки для чотирьох ознак шкідливості, що лімітують: загальносанітарної, санітарно-токсичної, органолептичної, епідеміологічної.

Екологічно безпечний стан поверхневого водного басейну повинен задовольняти вимогу

S(C_i / ГДК _i) ≤ 1, i =1, N . (5.9)

Гігієнічний показник ступеня забруднення водойм розраховується за формулою індексу (в умовних одиницях):

, і = 1, N , (5.10)

де Кі – коефіцієнт забруднення води і-ю речовиною;

N – кількість речовин, які одночасно наявні у воді.

На базі цього показника запропонована гігієнічна класифікація стану забруднення водойм (табл.5.4).

Таблиця 5.4 - Гігієнічна класифікація забруднення водойм

Рівень забруднення водойм	Критерій забруднення Ігіг
органо-лептичний	сані- тарний	санітарно-токси-кологічний	епідеміоло-гічний
Допустимий
Помірний	≤ 1,5	≤ 3	≤ 3	≤ 10
Високий	≤ 2	≤ 6	≤ 10	≤ 100
Надмірний	> 2	> 6	> 10	> 100

 

5.4 Оцінка та ранжування небезпеки забруднення вод поверхневого водного об’єкта

Для оцінювання небезпеки забруднення водного середовища сигніфікатором екологічного стану може служити модель у вигляді виразу зваженого агрегатного індексу:

 

R_j^m = F_j^m (Σ b_ij · С_ij )/(Σ b_ij · Р_ij ), i = i,N, (5.15)

де Сi – фактичний рівень концентрації i-ї речовини;

Рi – базисний рівень i-ї речовини (ГДКі);

F_j^m – функція ефектів дії шкідливих речовин j–го типу для реципієнтів m–го виду (загальносанітарного, санітарно-токсичного, органолептичного, епідеміологічного);

N – кількість речовин, що одночасно наявні у воді;

b_i – так звана вага i-ї речовини при регламентованому рівні забруднення сумішшю даного складу.

Нормативна вага bi окремої і-ї речовини в сумарній масі домішок регламентується величиною

bi = ГДКi / Σ ГДКi , ∑bi =1 . (5.16)

Значення функції ефектів дії суміші домішок на водне середовище поки що не встановлені, тому беремо F=1.

 

 

 

ВИСНОВКИ

Таким чином, інформаційно-методична база моделювання і прогнозування стану, зокрема, водного середовища, дозволяє на задовільному науковому рівні виконувати дослідження рівня забруднення, оцінки стану середовища, впливу забрудненого середовища на живі організми та господарські об'єкти.

Успішне розв'язання цих задач багато в чому залежить від фаховості спеціаліста, його вміння використовувати багатий арсенал моделей та процесів моделювання. У цьому першочергову допомогу йому можуть надати базові поняття теорії систем і особливо системного аналізу.

Основні теоретичні положення моделювання стану водного середовища, викладені у третьому розділі цього курсу, стануть у пригоді при дослідженні джерел забруднення водойм, моделюванні розповсюдження поля забруднення, факторів впливу на стан забруднення водного басейну.

Вони особливо будуть корисні для оцінки концентрації забруднюючих речовин у воді та якості водного середовища.

Важливим моментом слід вважати можливість ранжувати стан водойми, досліджувати її динаміку в часі і просторі за допомогою розглянутих моделей.

 

ДОДАТОК А

(інформаційний)

ТЕЗАУРУС

Адсорбція - поглинання речовини з газоподібного середовища або розчину поверхнею даної речовини (тіла) під впливом молекулярних сил. Аерозоль - завислі в газоподібному середовищі частинки твердих або рідких… Акумуляція - процес накопичення, збирання воєдино.

Навчальне видання

 

 

Моделювання та прогнозування стану

Навколишнього середовища

Конспект лекцій

для студентів спеціальності 6.040106 „Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природокористування”

усіх форм навчання

 

Частина 3

Науково-теоретичні основи екологічного моделювання стану водного середовища

 

Відповідальний за випуск Л.Д. Пляцук

Редактор С.М.Симоненко

Комп’ютерне верстання О.О. Рибалова

 

 

Підписано до друку 16.07.2010, поз.

Формат 60х84/16. Ум. друк. арк. 4,65.

Обл.- вид. арк. 4,21 Тираж 80 пр. Зам. №

 

Видавець і виготовлювач

Сумський державний університет,

Вул. Р.-Корсакова, 2, м.Суми , 40007

Свідоцтво суб’єкта видавничої справи ДК №3062 від 17.12.2007.

 

Міністерство освіти і науки України

Сумський державний університет

 

До друку та в світ дозволяю

на підставі “Єдиних правил”, п. 2.6.14

Заступник першого проректора-начальник

Організаційно-методичного управління В.Б.Юскаєв

 

 

Конспект лекціЙ

з курсу “Моделювання та прогнозування стану

навколишнього середовища”

для студентів спеціальності 6.040106 “Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природокористування”

усіх форм навчання

ЧАСТИНА 3

Науково-теоретичні основи екологічного моделювання стану водного середовища

 

Усі цитати, цифровий та фактичний

матеріал, бібліографічні відомості

перевірені, запис одиниць відповідає

стандартам

 

Укладач О.О. Рибалов

Відповідальний за випуск Л.Д. Пляцук

Декан інженерного факультету О.Г. Гусак

Суми

Видавництво СумДУ

О.О. РИБАЛОВ

 

 

МОДЕЛЮВАННЯ ТА ПРОГНОЗУВАННЯ СТАНУ НАВКОЛИШНЬОГО СЕРЕДОВИЩА

Конспект лекцій

 

ЧАСТИНА 3

Науково-теоретичні основи екологічного моделювання стану водного середовища

 

 

О.О. РИБАЛОВ

 

МОДЕЛЮВАННЯ ТА ПРОГНОЗУВАННЯ СТАНУ НАВКОЛИШНЬОГО СЕРЕДОВИЩА

Конспект лекцій