Экология водных ресурсов
Источники загрязнения и качество воды поверхностных водных объектов. Виды антропогенного воздействия на водные объекты. Формирование загрязнения поверхностных и подземных вод. Определение допустимой биогенной нагрузки на реки от источника загрязнения.
| Рубрика | Экология и охрана природы |
| Вид | лекция |
| Язык | русский |
| Дата добавления | 17.06.2018 |
| Размер файла | 1,2 M |
Отправить свою хорошую работу в базу знаний просто. Используйте форму, расположенную ниже
Студенты, аспиранты, молодые ученые, использующие базу знаний в своей учебе и работе, будут вам очень благодарны.
Рис. 6.26 Схема баланса минеральных веществ для участка реки, между створами 1-2
(6.12)
Внутри водоемные процессы отражены следующими составляющими баланса: поглощение веществ растениями и животными организмами (Gпогб), сорбцией веществ из донного грунта (-Gдб), выносом веществ на поймы или в старицы (Gпб), вторичное загрязнение при разложении органических веществ (Gрб) и десорбции их из донного грунта (+Gдб).
Табл.6.7
Содержание биогенных веществ в незагрязненных реках
|
Биогенные вещества |
Концентрация, мг/л |
|
|
Нитраты (N-NO3) |
0.1 |
|
|
Нитриты (N-NO2) |
0.01 |
|
|
Аммоний (N-NH4) |
0.01-0.1 |
|
|
Фосфор (P) |
0.001-0.01 |
|
|
Железо (Fe) |
0.1-1 |
Наличие небиогенных веществ в водных объектах связано с антропогенной деятельностью (металлы, кислоты, щелочи и др). Данные вещества в природных водах практически не встречаются и поступают в них с загрязненными сточными водами. В условиях загрязненного атмосферного воздуха они поступают в водный объект с атмосферными осадками, например, при выпадении кислотных дождей. Данные вещества могут быть ядовитыми и оказывать угнетающее и губительное действие на водные организмы. Они ухудшают свойства воды (в том числе и органолептические) приводят к деградации водных экосистем. Уравнение гидрохимического баланса конкретного не биогенного вещества содержит те же составляющие, что и уравнение биогенных веществ. Основная разница заключается в том, что их наличие (особенно ядовитых веществ) приводит к снижению самоочищающей способности воды, и они практически не поступают с естественных наземных объектов, таких как лес, луг, болото.
Рис. 6.27 Влияние биогенных и не биогенных веществ на продуктивность водной растительности
1.6 Экологическое состояние водных объектов
Современное состояние водных объектов России оценивается как неудовлетворительное. В Центральном регионе (по данным С.Н. Голубчикова) за последние 150 лет до 30% малых рек исчезли в связи с прямым или косвенным антропогенным влиянием, таким как:
§ вырубка лесов
Рис. 6.28 Влияние залесенности на сезонный сток рек центрального региона России (Вырубка лесов ведет к увеличению весенних расходов и снижению расходов в другие периоды года. Таким образом, это ведет к усилению водноэрозионных процессов и затоплению земель весной, и обмелению рек лет и зимой)
§ заиление, за счет поступления в реки продуктов водной эрозии с распаханных водосборов (в европейской части гидрографическая сеть уменьшилась на 30% / Научный портал ВИНИТИ. www.viniti.ru/ Наибольшее заиление происходит на реках черноземной зоны с распаханностью до 80%).
Экологическое состояние водных экосистем, во многом определяется их устойчивостью к внешним воздействиям, т.е. способностью сохранять свои параметры и структуру, находясь под воздействием внешних факторов. В первую очередь устойчивость экосистем определяется видовым разнообразием, которое изменяется в зависимости: от стадии развития водного объекта, объема жизненного пространства, гидрологических и гидрохимических условий и других характеристик и свойств экосистемы. Все они индивидуальны для конкретного водного объекта. Так, например, для водоемов и водотоков устойчивость обеспечивается разными механизмами. В водоемах, она определяется адаптационными свойствами (способностью сохранять исходное состояние или плавно переходить в другое состояние, что достигается процессами разбавления, сорбции, замедления интенсивности разложения органических веществ). Устойчивость водотоков определяется механизмами восстановления свойств системы до исходного состояния после временного внешнего воздействия. Это достигается высокой транспортирующей способностью и водообменом.
I - стадия обратимых изменений, II - пороговая стадия, III - стадия не обратимых изменений, IV - зона кризиса Уровень трофности: А- олиготрофный Б- мезотрофный В- эвтрофный Г- гиперэвтрофный
Рис. 6.29 Соотношение видового состава от класса качества воды и трофического уровня, в % от максимально возможного
Наибольшее видовое разнообразие соответствует эвтрофному уровню развития экосистемы. Эвтрофирование водных объектов ведет к увеличению биомассы биомассы водных оргнизмов. Однако по мере увеличения уровня трофности происходит смена крупных по размерам видов организмов более мелкими. Средняя биомасса (В) различных сообществ гидробионтов (фитопланктон - зообентос) связана с индексом видового разнообразия, индексом Шеннона (Н):
В =a *е - b*Н, г/м3 (a = 0.875…44.0, b = 0.77…0.92) (6.13)
Большое влияние на видовой состав оказывает объем жизненного пространства (например, объем стока, площадь мелководной зоны) и условия его образования (площадь формирования стока, уклон реки). Так, например, для рек видовой состав рыб (n) связан с площадью их водосборных бассейнов (Fбас):
n = 0.134 Fбас 0.544 (6.14)
Площадь мелководной зоны водоема (Fм) увеличивается при увеличении его емкости (Е = hср/hmax):
Fз = a* (hср/hmax)4.35 (6.15)
где a - коэффициент, учитывающий форму ложа водного объекта, hср - средняя глубина.
Экологическое состояние экосистемы характеризуется зонами кризисности (рис.6.29). Зоны кризисности выделяются по степени изменения процессов саморегуляции водных объектов, т.е. обратимость или не обратимость. Это позволяет определить:
§ сохраняет система устойчивость или она потеряна;
§ допустимость антропогенного воздействия;
§ достаточность проведения водоохранных мероприятий, для улучшения состояния водного объекта, или необходимы мероприятия по восстановлению системы.
Зона обратимых изменений характеризуется способностью водной системы сохранять свои свойства и состав практически без изменений, находясь под влиянием антропогенного воздействия. Увеличение антропогенного воздействия выводит систему на пороговый уровень. Состав и свойства системы, в этом случае, претерпевают определенные изменения, но она способна восстановиться при снижении нагрузки. Восстановление будет сопровождаться снижением продуктивности и видового состава. Дальнейшее увеличение воздействия переводит систему в зону необратимых изменений, когда она утрачивает способность вернуться в естественное исходное состояние даже после снятия нагрузки. Изменения, происходящие в ней существенны и необратимы. Переход в зону кризиса означает, что система деградирует.
Антропогенное влияние не должно выводить систему за пределы пороговой стадии. Достигается это установлением нормативов допустимого воздействия. Оценка допустимого воздействия это задача сложная, в силу разнообразного по видам, интенсивности, масштабам и продолжительности влияния, которое человек оказываете на природные системы.
загрязнение вода антропогенный водный
1.6.1 Определение допустимой биогенной нагрузки на реки от рассредоточенного источника загрязнения
Воздействие загрязняющих веществ, в том числе и биогенных, на водные объекты в значительной степени характеризуется интенсивностью их поступления (скоростью). Допустимая интенсивность поступления загрязняющих веществ может быть определена из условия: скорость самоочищения воды (dС/d) должна быть не менее интенсивности поступления веществ в водный объект (g):
dС/d ? g , dС/d = -к*С (6.16)
где к - коэффициент самоочищения воды, 1/сут; С - концентрация рассматриваемого биогенного вещества, мг/л.
Биогенное загрязнение, согласно определению, отмечается в случае превышения диапазона изменения концентрации рассматриваемого вещества в воде С*(1+Ссv), и учитывая, что активное самоочищение происходит в течение теплого периода года (Т,сут), получается выражение для определения допустимой биогенной нагрузке на реку:
, кг/га (6.17)
где ge - удельный вынос биогенных веществ с естественных угодий: вынос фосфатов с леса ge=0.056кг/га; f - относительная площадь источника загрязнения: f=F/Fбас; F, Fбас - соответственно, площадь источника загрязнения и бассейна реки.
1.6.2 Определение допустимой нагрузки на водные объекты от сосредоточенного источника
Допустимая нагрузка i-м загрязняющим веществом определяется величиной предельно допустимого сброса (ПДСi), которая должна гарантировать соблюдение нормативов качества воды в водном объекте. Таким образом, объем загрязняющих веществ (Gi), сбрасываемых в водный объект, должен удовлетворять условию:
Gi ? ПДСi (6.18)
1.6.3 Русловые процессы и сток наносов
Процессы формирования русла реки, связанные с деформацией, оказывают существенное влияние на водный объект, так как приводят к изменению местообитания водных организмов и объемов их жизненного пространства. Русловые деформации - изменение размеров и положения в пространстве речного русла и отдельных русловых образований, связанное с отложением и перераспределением наносов. Деформации являются результатом протекания русловых процессов, как в русле реки, так и на ее пойме. Деформации могут быть обратимые и необратимые. Обратимые деформации связаны с размывом и отложением наносов, не вызывающие изменения морфологических характеристик реки. Необратимые - это медленно протекающие процессы изменения русла и поймы, вследствие вековых процессов развития реки и хозяйственной деятельности человека. Все процессы характеризуются факторами, которые в данном случае делятся на руслоформирующие и ограничивающие.
Основными руслоформирующими факторами являются: расход воды, сток наносов. Критерием руслоформирования служит относительная транспортирующая способность потока, которая определяется как отношение транспортирующей способности потока (Qтр) к скорости поступления в реку наносов (Gн): Qтр'= Qтр/Gн. Превышение объема поступающих наносов (Gн) над транспортирующей способностью потока (Qтр) приводит к их осаждению (Qтр'1). В случае если объем поступления наносов меньше транспортирующей способности (Gн Qтр) происходит формирование меандр (Qтр'1)
Ограничивающие факторы сдерживают руслоформирование. К ним относятся: выходы неразрываемых пород (например, скал), базис эрозии, борта долины и др.
Русловые процессы -- постоянно происходящие изменения морфологического строения русла водотока и поймы, обусловленные действием текущей воды. Различаю следующие типы русловых процессов: меандрирование, русловая с пойменная многорукавность.
Меандрирование - деформации речного русла, приводящие к созданию излучин. Излучены либо сползают вниз по долине реки или разворачиваются в пределах одного места. Причинами меандрирования считаются: циркуляции потока в русле и размываемость русла.
Рис. 6.30 Меандрирование реки /ru.wikipedia.org/ и схема развития меандр по Кондратьеву А.Н./ http://bedload.boom.ru/
Многорукавность -- русловая деформация, приводящая к разветвлению русла, в случае резкого снижения транспортирующей способности речного потока на определенном участке реки.
А
Б
Рис. 6.31 Схема образования пойменных (А) и русловых (Б) разветвлений
Причины формирования пойменных разветвлений связаны с малой пропускной способностью русла реки, что приводит к выходу воды на пойму, и подверженность поверхности поймы к размыву.
Причиной русловых разветвлений считается образование осерёдков, которые впоследствии покрываются растительностью и иногда превращаются в острова. Осерёдок -- скопление наносов, обычно в средней части русла реки. Скопление наносов происходит при малой транспортирующей способности потока воды и большом поступлении наносов в русло. Осерёдки, при низкой воде, превращаются в островки, которые способны к перемещению вниз по реке, или, закрепляясь растительностью или по другим причинам, превращаются в русловые постоянные острова /ru.wikipedia.org/wiki/. Таким образом, формирование русловых островов связано с дисбалансом между большим количеством наносов и относительно малой транспортирующей способностью.
1.6.4 Санитарные попуски и экологический сток
Попуски воды - это искусственный эпизодический или периодический сброс воды из водохранилища, увеличивающий расход воды в русле. Они производятся для нужд энергетики, водного транспорта, рыбного хозяйства, а так же для улучшения санитарных условий в водном объекте и соблюдения экологических требований. В этом случае различают санитарные и экологические попуски, которые осуществляются, например, с целью:
§ повышения скорости течения воды, для снижения опасности заиления и зарастания русла, а также промывки русла;
§ повышения уровней воды на нижележащих участках реки для улучшения рекреационных;
§ регулирования уровенного режима, обеспечивающего условия водозабора;
§ поддержания благоприятных условий развития рыб и т.п.
1.6.4.1 Санитарный попуск
Санитарный попуск - минимальный расход воды, обеспечивающий соблюдение нормативов качества воды и благоприятные условия водопользования в нижнем бьефе водохранилища. Величина минимального санитарного попуска должна быть не меньше минимального среднесуточного расхода водотока летней и зимней межени года 95% обеспеченности.
(6.19)
При этом соблюдается условие - скорость течения воды должна быть не меньше минимальной скорости, которая была в данном месте водного объекта в естественных условиях.
В конкретном случае величина санитарного расхода воды определяется в зависимости от его назначения.
§ Попуски, предназначенные для очищения русла реки и улучшения качества воды в ней (например, весенний попуск в Москве-реке). В этом случае санитарный расход воды должен обеспечивать скорость потока (vсан) необходимую для транспорта донных отложений.
vсан vтр (6.20)
§ Попуски для создания условий препятствующих заилению русла, которое происходит в результате превышения объемов наносов поступающих на участок реки (Qпос.) над транспортирующей способностью потока (Qтр) на данном участке. Санитарный расход определяется из условия создания требуемой транспортирующей способности (Q'тр):
Qпос. Qтр,
Qсан = Q'тр = Qпос (6.21)
§ Попуски, предназначенные для создания требуемой площади мелководий (Fтреб). Мелководья на реках оказывают разное влияние на санитарную и экологическую обстановку, что зависит от продолжительности существования мелководных зон и их размеров. С одной стороны, при частом водообмене, на мелководьях создаются благоприятные условия для развития рыб и протекания процессов самоочищения воды. С другой стороны, при длительном застое, мелководья зарастают, вода прогревается, ухудшается кислородный режим, что приводит к ухудшению санитарно-эпидемиологической обстановки.
Рис. 6.32 Определение величины санитарного расхода с помощью зависимостей расхода воды (Q) и площади мелководий (F) от глубины (h)
§ Попуски, обеспечивающие условия машинного или самотечного водозабора. В этом случае их величина определяется из условия поддержания уровня воды на требуемых отметках.
Рис. 6.33 Схема определения требуемого санитарного расхода воды
§ Санитарные попуски, подаваемые с целью улучшения качества речной воды. В этом случае их величина определяется из условия снижения концентрации загрязнителя (С) до требуемого уровня (Стр), например ПДК, за счет разбавления загрязненного объема воды (Q) чистой речной водой санитарного попуска (Qсп) с концентрацией данного вещества Ср.
(6.22)
Следует отметить, разбавление загрязненных вод чистой водой не позволяет достичь значительного эффекта улучшения экологического состояния водного объекта, а иногда это просто невозможно. Разбавление позволяет снизить концентрацию загрязнителя, но объем вещества не только не снижается, а наоборот, происходит его накопление в водном объекте, что создает опасность вторичного загрязнения.
§ Санитарные попуски, предназначенные для создания необходимой проточности и обновления воды в водоемах, застойных зонах водотоков.
=, (6.23)
где V- объем водоема, t - требуемое время водообмена.
Окончательно санитарный попуск принимается с учетом указанных требований () и обязательного условия (), например, как максимальный из выше указанных:
Qсан = мах {Qсан i) (6.24)
1.6.4.2 Экологический сток
Экологический сток - это минимально допустимый объем естественного стока реки, необходимый для сохранения ее устойчивого состояния. Он должен отвечать ряду требований:
§ обеспечивать необходимый для нормального развития гидробионтов объем воды (жизненного пространства);
§ обеспечивать выполнение рекой ее природных функций в необходимом объеме;
§ учитывать внутригодовую изменчивость стока;
§ учитывать изменчивость стока по годам.
В настоящее время используются разные способы определения величины экологического стока, рассмотрим некоторые из них.
Способ пропорциональных расходов
Величина экологически допустимого стока, в год расчетной обеспеченности (Р), определяется как доля от природного речного стока в год данной обеспеченности (Qрр):
Qэкp = * Qрр, (6.25)
где - эмпирический, постоянный для всех расчетных лет, коэффициент, который изменяется в пределах (0.9-0.5) в зависимости от конкретных условий. Развитие данного метода привело к использованию переменного по годам коэффициента р. В этом случае, по предложению Шабанова В.В., величина экологического стока определяется по схеме:
Р?50% QР% эк ? 0,7*QР%p,
Р=75% Q75 эк ? 0,8*Q75р,
Р=95% Q95эк ? 0,9*Q95p. (6.26)
Способ повышения обеспеченности - способ Фащевского
В год расчетной обеспеченности Р % величина годового экологического стока принимается равной естественному объему стока воды в реке (не подверженной антропогенной деятельности) для года более высокой обеспеченности, в соответствии со схемой:
Расчетная обеспеченность Р=95% Q95эк ? Q97-99 мес. мин
Р=75% Q75 эк ? Q95 мес. мин,
Р=50% Q50 эк ? Q75 мес. мин. (6.27)
где Qэк - среднегодовой расход экологического стока, Q мес. мин - минимальный средне месячный естественный расход воды в реке.
Для определения величины экологического стока для других обеспеченностей, по найденным трем значениям, восстанавливается кривая обеспеченности экологического стока, например, с помощью логнормального закона распределения.
Внутригодовое распределение экологически допустимого стока делается пропорционально гидрографу стока реки расчетной обеспеченности.
Способ сезонных ограничений
Способ сезонных ограничений заключается в следующем. Год делится на три периода: весна (в), лето-осень (ло) и зима (з), для которых определяются значения: среднемноголетних расходов и коэффициентов вариации. Величина экологического стока для i-го месяца определяется по схеме:
Qэк. вi = Qр%вi, если Q вcp. мн.(1-Cv в) ? Qр%р вi
Qэк.вi = Q вcp. мн.(1-Cv в), если Q вcp. мн.(1-Cv в) Qр% р вi
Qэк. ло i = Qр%ло, если Q лоcp. мн.(1-Cv ло) ? Qр%р лоi
Qэк.лоi = Q лоcp. мн.(1-Cv ло), если Q лоcp. мн. (1-Cvло) Qр%р лоi
Qэк. з i = Qр%з, если Q зcp. мн.(1-Cv з) ? Qр%р зi
Qэк.зi = Q зcp. мн.(1-Cv з), если Q зcp. мн. (1-Cvз) Qр%р зi (6.28)
где Q P%pi - естественный расход воды в реке в i-й месяц конкретного сезона, в год обеспеченностью Р%; Q вcp. Мн., Q лоcp. Мн., Q зcp. Мн - среднемноголетний расход воды в реке в природных условиях в конкретный период года; Cvв, Cvло, Cvp -коэффициенты вариации сезонных расходов.
Годовое значение экологического стока рассчитывается на основе значений по месяцам:
Qэк = Qэк.i /12 (6.29)
Способ оценки по степени сохранности экосистемы.
Экологический сток определяется для заданного уровня степени сохранности экосистемы. В этом случае, для разных (j-х) режимов водопотребления, рассчитывается фактическая величина Рj, а минимально допустимый режим использования речной воды (jдоп) определяется с помощью задаваемой величины сохранности естественного стока Рдоп.
Необходимые исходные данные: кривая обеспеченности естественного стока реки (Wр%р) и его внутригодовое распределение для лет расчетных обеспеченностей (например, 75 и 95%). Коэффициенты вариации (Cvi ) и асимметрии стока (Csi ) по i-м периодам года (допустимо выделять 4-е периода: весна, лето, осень, зима; или 2-а периода: весна, лето-осень-зима).
Пример определения экологического стока способом оценки по степени сохранности экосистемы. Выразим объемы стока, для удобства вычислений, в виде модульных коэффициентов (Кр= Wр%р/Wр%р).
Коэффициенты вариации и асимметрии стока по периодам года примем на уровне характерных для средней полосы России: весна Cвv=0.3, Cл-о-зv=0.5 и Cs=2Cv (для 2-х рассматриваемых периодов). Кривые обеспеченности сезонного стока представлены в таблицах 6.8 и 6.9, где задано изменение стока при разных вариантах безвозвратного водопотребления: равномерно по годам с уровнем изъятия воды (W) в пределах 10, 20, 30 и 50% от нормы стока.
Табл. 6.8
Кривые обеспеченности модульных коэффициентов стока (Кр) для весеннего периода (Cвv=0.3), в зависимости от уровня безвозвратного водопотребления*
|
Р,% |
Значения Кр при разном уровне безвозвратного водопотребления, % |
|||||
|
0 |
10 |
20 |
30 |
50 |
||
|
0.001 |
2.82 |
2.72 |
2.62 |
2.52 |
2.32 |
|
|
10 |
1.40 |
1.30 |
1.20 |
1.10 |
0.90 |
|
|
20 |
1.24 |
1.14 |
1.04 |
0.94 |
0.74 |
|
|
30 |
1.13 |
1.03 |
0.93 |
0.83 |
0.63 |
|
|
40 |
1.05 |
0.95 |
0.85 |
0.75 |
0.55 |
|
|
50 |
0.97 |
0.87 |
0.77 |
0.67 |
0.47 |
|
|
60 |
0.89 |
0.79 |
0.69 |
0.59 |
0.39 |
|
|
70 |
0.82 |
0.72 |
0.62 |
0.52 |
0.32 |
|
|
80 |
0.75 |
0.65 |
0.55 |
0.45 |
0.25 |
|
|
90 |
0.64 |
0.54 |
0.44 |
0.34 |
0.14 |
|
|
99 |
0.44 |
0.34 |
0.24 |
0.14 |
0.1** |
* Безвозвратное водопотребление дано в процентах от нормы стока.
**Принято минимальное значение среднемесячного стока.
Табл. 6.9
Кривые обеспеченности модульных коэффициентов стока (Кр) для меженного периода (Cл-о-зv=0.5), в зависимости от уровня безвозвратного водопотребления*
|
Р,% |
Значения Кр при разном уровне безвозвратного водопотребления, % |
|||||
|
0 |
10 |
20 |
30 |
50 |
||
|
0.001 |
4,67 |
4,57 |
4,47 |
4,37 |
4,17 |
|
|
10 |
1,67 |
1,57 |
1,47 |
1,37 |
1,17 |
|
|
20 |
1,38 |
1,28 |
1,18 |
1,08 |
0,88 |
|
|
30 |
1,19 |
1,09 |
0,99 |
0,89 |
0,69 |
|
|
40 |
1,04 |
0,94 |
0,84 |
0,74 |
0,54 |
|
|
50 |
0,92 |
0,82 |
0,72 |
0,62 |
0,42 |
|
|
60 |
0,8 |
0,7 |
0,6 |
0,5 |
0,3 |
|
|
70 |
0,69 |
0,59 |
0,49 |
0,39 |
0,19 |
|
|
80 |
0,57 |
0,47 |
0,37 |
0,27 |
0,1** |
|
|
90 |
0,44 |
0,34 |
0,24 |
0,14 |
0,1** |
|
|
99 |
0,21 |
0,11 |
0,01 |
0,1** |
0,1** |
Обозначения соответствуют принятым в табл.6.8.
По данным таблиц строятся кривые обеспеченности стока (рис.6.34). Они используются для определения координат относительного распределения модульных коэффициентов (рис.6.35). Кривые распределения удобно представлять в виде полигонов. В примере, полигоны распределения строятся для диапазонов модульных коэффициентов Кр=0,5, что разбивает весь ряд данных по стоку на 5-ть диапазонов состояний. Площади перекрытия кривых распределения: естественного и фактического стока для (j-х) вариантов водопотребления (ДРj) определены в таблице 6. Физический смысл данных площадей - вероятность сохранности естественного состояния системы или степень сохранности.
Рис. 6.34 Кривые обеспеченности модульных коэффициентов естественного стока (Кр) и стока учитывающего безвозвратное водопотребления на уровне 10, 20, 30 и 50% от нормы стока, для весеннего периода (Cвv=0.3)
Табл. 6.10
Определение относительных ординат кривых распределения коэффициентов естественного стока (Кр) и разных уровней безвозвратного водопотребления. Весенний период
|
Распределение |
Сток |
Диапазоны состояний |
|||||||
|
0-0,5 |
0,5-1 |
1-1,5 |
1,5-2 |
2-2,5 |
>2,5 |
||||
|
Процентное |
Ест. |
15 |
40 |
30 |
9 |
4 |
2 |
100 |
|
|
10% изъятие |
20 |
40 |
30 |
5 |
3 |
2 |
100 |
||
|
20% изъятие |
30 |
40 |
20 |
5 |
3 |
2 |
100 |
||
|
30% изъятие |
40 |
34 |
15 |
6 |
3 |
2 |
100 |
||
|
50% изъятие |
60 |
25 |
7 |
4 |
3 |
1 |
100 |
||
|
Относительное |
Ест. |
0,38 |
1,00 |
0,75 |
0,23 |
0,10 |
0,05 |
2,5 |
|
|
10% изъятие |
0,50 |
1,00 |
0,75 |
0,13 |
0,08 |
0,05 |
- |
||
|
20% изъятие |
0,75 |
1,00 |
0,50 |
0,13 |
0,08 |
0,05 |
- |
||
|
30% изъятие |
1,00 |
0,85 |
0,38 |
0,15 |
0,08 |
0,05 |
- |
||
|
50% изъятие |
1,00 |
0,42 |
0,12 |
0,07 |
0,05 |
0,02 |
- |
||
|
Минимальные значения относительного распределения* |
Ест.-10% изъятие |
0,38 |
1,00 |
0,75 |
0,13 |
0,08 |
0,05 |
2,38 |
|
|
Ест.-20% изъятие |
0,38 |
1,00 |
0,50 |
0,13 |
0,08 |
0,05 |
2,13 |
||
|
Ест.-30% изъятие |
0,38 |
0,85 |
0,38 |
0,15 |
0,08 |
0,05 |
1,88 |
||
|
Ест.-50% изъятие |
0,38 |
0,42 |
0,12 |
0,07 |
0,05 |
0,02 |
1,04 |
*Минимальное значение определяется между кривой распределения естественного стока и стока с определённым уровнем изъятия.
Табл. 6.11
Определение степени сохранности речного стока для вариантов безвозвратного водопотребления
|
Вариант изъятия стока |
Площадь перекрытия кривых распределения |
||
|
Не приведенная* |
ДРj |
||
|
Ест.-10% изъятие |
2,38 |
0,95 |
|
|
Ест.-20% изъятие |
2,13 |
0,85 |
|
|
Ест.-30% изъятие |
1,88 |
0,75 |
|
|
Ест.-50% изъятие |
1,04 |
0,42 |
*Не приведенная к площади полигона естественного стока, равной 2,5 ед. (табл.6.10).
В примере выделена область пересечения полигонов распределения естественного и фактического стока при уровне безвозвратного водопотребления 50%. Данная область представляет собой вероятность сохранности естественной экосистемы (ДР=56%).
Рис. 6.35 Полигоны распределения модульного коэффициента стока (Кр) для естественных условий и заданного уровня безвозвратного водопотребления (10, 20, 30 и 50% от нормы стока). Весенний период
В соответствии с оценкой состояния систем выбирается приемлемый уровень степени сохранности (не менее 60%), с помощью которого определяется величина экологически допустимого стока по кривой связи ДРj = f(W). Так в весенний период объем экологического стока составляет 70% или 53% от естественного стока половодья при допустимой степени сохранности, соответственно 80% и 60% (рис.6.36).
Рис. 6.36 Зависимость степени сохранности водной экосистемы (ДР) от уровня безвозвратного водопотребления ДРj = f(W), весенний период
Аналогичные построения проводятся для меженного периода года (рис.6.37). Доля экологического стока (кj) составляет 76% или 62% от естественного меженного стока при допустимой степени сохранности, соответственно 80% и 60%
Рис. 6.37 Зависимость степени сохранности водной экосистемы (ДР) от уровня безвозвратного водопотребления ДРj = f(W), меженный период
Внутригодовое распределение экологического стока делается с учетом полученных значений (кj) доли экологического стока в j-ый период года, по формуле:
wij = кj * wi (6.30)
wij - объем экологического стока в i-ый месяц j-го периода года; wi - объем естественного стока в i-ый месяц.
Табл. 6.12
Процентное внутригодовое распределение объемов естественного стока реки (wi) и рассчитанные значения экологического стока для лет 75 и 95% обеспеченности
|
Параметр |
Месяц |
Год |
|||||||||||||
|
1 |
2 |
3 |
4* |
5* |
6 |
7 |
8 |
9 |
10 |
11 |
12 |
||||
|
wi |
75% |
0,8 |
1,0 |
2,3 |
62,8 |
15,4 |
4,4 |
3,9 |
2,0 |
1,2 |
2,6 |
1,9 |
1,7 |
100 |
|
|
95% |
0,7 |
0,9 |
2,0 |
63,8 |
15,6 |
4,4 |
3,8 |
1,9 |
1,1 |
2,5 |
1,8 |
1,5 |
100 |
||
|
wij Р=80% |
75% |
0,6 |
0,8 |
1,7 |
44,0 |
10,8 |
3,3 |
3,0 |
1,5 |
0,9 |
2,0 |
1,4 |
1,3 |
71 |
|
|
95% |
0,5 |
0,7 |
1,5 |
48,5 |
11,9 |
3,3 |
2,9 |
1,4 |
0,8 |
1,9 |
1,4 |
1,1 |
76 |
||
|
wij Р=60% |
75% |
0,5 |
0,6 |
1,4 |
33,3 |
8,2 |
2,7 |
2,4 |
1,2 |
0,7 |
1,6 |
1,2 |
1,1 |
55 |
|
|
95% |
0,4 |
0,6 |
1,2 |
39,6 |
9,7 |
2,7 |
2,4 |
1,2 |
0,7 |
1,6 |
1,1 |
0,9 |
62 |
*весенний период - 4…5 месяцы. Меженный период (лето осень-зима) - 6…3 месяцы гидрологического года.
Годовая доля экологического стока получена суммированием месячных значений и изменяется в пределах 55….71% от годового естественного стока и 62….76%, соответственно для условий маловодного и остро маловодного года (табл.6.12).
Данный способ является универсальным. Он позволяет, путем статистического моделирования объемов стока, с учетом равномерного и/или неравномерного во времени антропогенного воздействия, определять величину допустимого изъятия воды для любого водного объекта (реки, озера, болота), разной степени зарегулированности. Экологические требования могут задаваться индивидуально для конкретного водного объекта или районировано, в соответствии со стоковыми характеристиками (Сv, Сs).
1.7 Методы оценки качества воды и состояния водных объектов
Оценка экологического состояния водных экосистем и качества воды осуществляется с помощью физико-химических и гидробиологических методов, которые основаны на определении индивидуальных или комплексных показателей состояния среды или водных гидробионтов.
Использование физико-химических методов связано с определением значений конкретных показателей качества воды, поэтому они позволяют ответить на вопросы, каким веществом и насколько загрязнена вода и сделать вывод о пригодности ее для тех или иных целей. Физико-химические методы дают оценку среды обитания водных организмов и не позволяют объективно судить о состоянии водной экосистемы в целом. Применяются данные методы для контроля и управления качеством воды на очистных сооружениях, оценки пригодности воды для питьевых и хозяйственных целей, контроля сброса загрязняющих веществ, расчетов платежей за сброс загрязненных сточных вод и т.п.
Гидробиологические методы основаны на анализе реакции водных организмов к изменению состава и свойств воды, поэтому они дают объективную оценку состояния водной экосистемы и позволяют судить о загрязненности воды, но только на качественном уровне.
Анализ состояния водных объектов проводится на разных экосистемных уровнях: организменном, популяционном и биоценотическом.
§ Организменный уровень оценки основан на анализе физиологических и морфологических признаков конкретных особей (изменение размеров особи или ее отдельных органов, частота сердцебиения и т.п.). В качестве биотестов используются: бактерии, планктонные организмы, водоросли или их отдельные клетки и др.
§ Популяционный уровень основан на анализе изменения состава и структуры тестируемой популяции организмов (изменения численности особей, скорости размножения и гибели, изменения половозрастной структуры и т.п.).
§ Биоценотический уровень основан на анализе состава и трофической структуры сообщества (изменение трофической структуры, изменение вклада видов в формирование устойчивости экосистемы, видовой состав). Данный подход является основным, среди биологических методов, в оценке экологического состояния водных объектов.
Показатели качества воды и состояния водных объектов делятся на три группы:
- физико-химические (индивидуальные и комплексные);
- биологические;
- смешанные, учитывающие физико-химические и гидробиологические параметры.
1.7.1 Физико-химические методы
Индивидуальные физико-химические показатели характеризуют качество воды по выбранному параметру, в конкретный момент времени. В этом случае, значение параметра сравнивается с его нормативной величиной. Например, концентрация загрязняющего вещества в воде (Сi) сравнивается с его предельно-допустимой концентрацией (ПДКi). Оценка загрязненности воды делается с учетом природы загрязнителя. Так, для биогенного вещества, вода считается не загрязненной, если его концентрация не превышает максимальное фоновое значение (Сф), встречающееся в естественных условиях. В противном случае отмечается загрязнение воды - допустимое или сверхнормативное.
СфiСi - вода не загрязнена
Сфi С i ПДК i - допустимое загрязнение
С i > ПДК i - сверхнормативное загрязнение (6.31)
В отношении не биогенных веществ, рассматриваются только случаи допустимого или сверхнормативного загрязнения.
Использование ПДК для характеристики качества воды позволяет учитывать вредность отдельно взятых веществ без учета их совместного влияния. Этот недостаток частично снимается при использовании комплексных показателей.
Среди индивидуальных показателей есть такие, которые связаны с целым рядом параметров водного объекта. Если эти связи достаточно сильные, то один такой показатель способен характеризовать целую группу параметров и свойств водной экосистемы. Такие показатели называются интегральными. Одним из таких показателей является величина биохимического потребления кислорода (БПК). БПК - показатель загрязнения воды, оцениваемый по количеству кислорода, которое за определенное время пошло на окисление органических веществ, содержащихся в единице объема воды. Окисление органических веществ определяется за разное количество суток, например: БПК1, БПК5, БПК20 или за время необходимое для полного окисления легко разлагаемой органики (БПКп). Например, величина БПК5 - в поверхностных природных водах изменяется обычно в пределах 0,5-4 мг O2/дм3 и хорошо отражает сезонные и суточные колебания загрязненности водоемов (табл.6.13).
Табл. 6.13
Классификация качества воды по величине БПК5 /Крылов А.В.,2000/
|
Степень загрязнения |
БПК5, мг O2/л |
Стадии экологического состояния экосистемы |
|
|
Очень чистые |
0,5-1,0 |
Стадия обратимых изменений |
|
|
Чистые |
1,1-1,9 |
||
|
Умеренно загрязненные |
2,0-2,9 |
Пороговая стадия |
|
|
Загрязненные |
3,0-3,9 |
Стадия необратимых изменений |
|
|
Грязные |
4,0-10,0 |
В инженерной водохозяйственной практике, однако, БПК используется, главным образом, в качестве одного из показателей загрязнения воды органическим веществом. В прогнозных расчетах, для характеристики крупномасштабных систем (участок реки или бассейн реки) использование БПК затруднено, в связи с влиянием на него изменяющихся во времени и пространстве устройстве затруднено (температура, содержание растворенного в воде кислорода).
Комплексные показатели, прямо или косвенно, связаны со многими физико-химическими и даже биологическими характеристиками качества воды, хотя бы по тому, что оценивают состояние одного и того же водного объекта. Поэтому комплексные показатели дают более полную оценку состояния среды обитания водных организмов.
Комплексные показатели должны удовлетворять ряду требований:
· иметь физический смысл;
· простота использования;
· сопоставимость для разных водных объектов;
· достаточная информативность.
Они определяются на основе конкретных физико-химических показателей загрязнении вод, с помощью различных математических приемов. Наиболее часто учитываются показатели:
· химического загрязнения - концентрации загрязняющих веществ, рН, растворенный в воде кислород;
· физического загрязнения - взвешенные вещества, температура воды.
В настоящее время используются такие комплексные показатели как: комбинаторный индекс, показатель Эрисмана, показатель предельной загрязненности (Wпз).
Комбинаторный индекс загрязнения (В) определяется с учетом повторяемости того или иного уровня загрязненности (Н), который оценивается по относительной загрязненности воды (К).
(6.32)
где Noi - количество случаев превышения ПДК по i-му загрязняющему веществу, из общего количества данных наблюдений Ni; Кi - показатель превышения норматива качества воды. Если СiПДКi то Кi принимается равным 1.
Значения комбинаторного индекса изменяется в широких пределах от 0 (не загрязненная вода Нi=0) и выше. Недостатком является использование собственной классификации качества вод по данному показателю, кроме того, требует строгое соблюдения методики отбора проб воды, так как определяется показатель по частотным характеристикам.
Показатель Эрисмана Ф.Ф. учитывает загрязняющие вещества по четырем групповым критериям:
· санитарный (Wс), оценивается по концентрации растворенного кислорода, БПК, ХПК и содержанию характерных для конкретного водного объекта, веществ;
· органолептический (Wорг), оценивается по концентрации взвешенных веществ и показателей, нормируемым по органолептическим критериям;
· санитарно-токсикологический (Wст.);
· эпидемиологический (Wэ).
Для каждого критерия (j) делается оценка (Wj):
(6.33)
где Nj - количество веществ в j-ой группе; - показатель превышения норматива качества воды. Если 1 то его значение принимается равным 1.
Групповые показатели, которые фактически оценивают загрязненность воды по группам лимитирующего признака вредности (ЛПВ). ЛПВ - признаки, характеризующиеся наименьшей безвредной концентрацией вещества в воде. При делении веществ по группам ЛПВ используется принцип порогового воздействия. Например: в органолептическую группу включены вещества, пороговая концентрация которых приводит к изменению таких свойств воды, как: запах, цвет, вкус, прозрачность - более чем на 1 балл. Вещества общесанитарной группы, на уровне пороговой концентрации, приводит к снижению самоочищения воды более чем на 20%.
Вывод о загрязнении воды делается по группам в соответствии с таблицей 6.14.
Табл. 6.14
Классификация качества вод по групповым показателям загрязненности
|
Уровень загрязнения |
Значения показателей |
||||
|
Wорг |
Wс |
Wст |
Wэ |
||
|
Допустимый |
1 |
1 |
1 |
1 |
|
|
Умеренный |
1-1.5 |
1-3 |
1-3 |
1-10 |
|
|
Высокий |
1.5-2 |
3-6 |
3-10 |
10-100 |
|
|
Чрезвычайно высокий |
2 |
6 |
10 |
100 |
Показатель Эрисмана, как и комбинаторный индекс, позволяет оценить уровень загрязненности, превышающий нормативное значение, при этом в пределах норматива классификация качества воды не проводится.
Индекс загрязнения воды (ИЗВ) представляет собой осредненную кратность сверхнормативного загрязнения воды и определяется по формуле:
(6.34)
где N - количество показателей, принятых для оценки качества вод (включая содержание растворенного в воде кислорода, БПК, рН); Сi - значение учитываемого показателя, например, концентрация i-го загрязняющего вещества в речной воде; Снорм.i - нормативное значение показателя Сi (например, предельно допустимая концентрация i-го загрязняющего вещества).
Табл.6.15
Классификация воды по ИЗВ
|
Класс качества воды |
||||||
|
1 |
2 |
3 |
4 |
5 |
6 |
|
|
Очень чистая |
Чистая |
Умеренно загрязненная |
Загрязненная |
Грязная |
Очень грязная |
|
|
0…0.2 |
0.2…1 |
1…2 |
2…4 |
4…6 |
>6 |
При выполнении расчетов, для таких параметров как содержание растворенного кислорода (О2), БПК5 и рН, в качестве нормативного значения (Снорм.), используются переменные нормативные значения.
Нормативные значения для БПК5 используемые в расчетах ИЗВ
|
БПК5,мг/л |
<3 |
3…15 |
>15 |
|
|
Снорм. |
3 |
2 |
1 |
Нормативные значения для О2 используемые в расчетах ИЗВ (в виде Cнорм./C)
|
О2,мг/л |
6 |
6 … 5 |
5 … 4 |
4 … 3 |
3 … 2 |
2 … 1 |
1 |
|
|
Снорм. |
6 |
12 |
20 |
30 |
40 |
50 |
60 |
Нормативные значения для рН используемые в расчетах ИЗВ
|
рН |
<3 |
3…5 |
5…6.5 |
6.5…8.5 |
8.5…9 |
9…9.5 |
>9.5 |
|
|
С/Снорм. |
20 |
5 |
2 |
1 |
2 |
5 |
20 |
Индекс загрязнения воды широко используется для оценки качества воды, так как он прост в определении, позволяет учитывать разнородные величины и достаточно универсален.
1.7.2 Биологические методы
Биологические методы (биоиндикация) предназначены для оценки состояния водной экосистемы. При этом загрязненность воды оценивается не на количественном( чем загрязнена вода и на сколько), а на качественном уровне (вода загрязнена или нет). Биоиндикация в ряде случаев является более дешевым экспресс - методом, по отношению к физико-химическим методам анализа воды.
Биологические методы:
§ нуждаются в привязке к конкретным условиям. Например, большая численность олигохет (малощетинковые черви, класса кольчатых червей. В российских водах проживает около 200 видов. Питаются в основном растительным детритом, но встречаются и хищники. Играют важную роль в самоочищении воды и круговороте веществ, определяя темпы образования ила) является признаком загрязнения воды органическими веществами, но их отсутствие не всегда является гарантией чистоты водоема;
§ обладают малой достоверностью для крупных экосистем.
Наибольшее распространение нашли методы, основанные на определении: индекса сапробности, биотического индекса (Вудивиса), индекса видового разнообразия (Шеннона).
Индекс сапробности (S). Сапробность - это степень насыщенности воды разлагающимися органическими веществами. Сапробность оценивается по видовому составу организмов-сапробионтов в водных сообществах, путем расчета индекса сапробности. В соответствии с этой классификацией водные объекты делятся на: поли -, мезо - и олигосапробные.
§ Полисапробные водоемы характеризуются: почти полным отсутствием растворенного в воде кислорода, большим содержанием углекислого газа, сероводорода, метана, протеканием процессов самоочищения за счет бактерий, наличие неразложившихся белков, протеканием анаэробных процессов.
§ Мезосапробные водоемы характеризуются: заметным количеством кислорода, отсутствием неразложившихся белков, низким содержанием углекислого газа и сероводорода. отсутствием метана, преобладающим протеканием аэробных процессов, в самоочищении воды участвуют кроме бактерий, губки, моллюски, сине-зеленые водоросли.
§ Олигосапробные водоемы характеризуются: высоким содержанием кислорода, низким содержанием углекислого газа, отсутствием ядовитых газов, большим видовым разнообразием, активным протеканием процессов самоочищения.
Индекс сапробности рассчитывается исходя из индивидуальных характеристик сапробности видов, представленных в различных водных сообществах (фитопланктоне, перифитоне):
(6.35)
где Si - коэффициент значимости видов организмов, принимается для олиго -, мезо- и полисапробных видов, соответственно: 1, 2 и 3; hi - относительная численность видов, принимаемая равной 1 (случайные находки), 3 (частая встречаемость) и 5 (массовое развитие); N - число выбранных индикаторных организмов.
Индекс сапробности широко используется в практике мониторинга, например для составления Государственного водного кадастра (ГВК).
Биотический индекс, разработанный Вудивиссом, рекомендуется РОСГИДРОМЕТ для оценки качества вод. Метод основан на упрощении структуры биоценоза при увеличении загрязненности воды. Это происходит за счет выпадения индикаторных видов организмов. Индикаторные виды объединены в группы. Оценка проводится на основе сравнения общего разнообразия организмов и их разнообразию в условиях загрязнения. В качестве индикаторных групп выбраны отряды веснянок, поденок, ручейников, ракообразных и других представителей зообентоса.
Биотический индекс Вудивисса используется во всем мире для определения качества воды в водотоках и водоемах Его определение проводится по схеме:
§ определяется общее количество групп (например, в водном объекте есть представители личинок ручейников, бокоплавов, равноногих раков и личинок комаров и общее количество групп в которые они входят равно 14);
§ по таблице значение индекса находят на пересечении колонки общего количества групп и строчки, наиболее чувствительной к загрязнению, индикаторной группы, начиная сверху (личинок ручейников). Индекс равен 6;
§ определяет степень загрязнения водоема (умеренно загрязненный - табл.6.16)
Табл.6.16
Определительная таблица расчета индекса Вудивисса
