Реферат на тему:

Оцінка впливу поверхневого стоку на продукційно-деструкційні процеси у
водотоках для цілей екологічної експертизи гідротехнічних об’єктів

Для розробки ефективних природоохоронних рішень необхідна методологія
експертних оцінок, що дозволяє відокремити дію певних чинників з
комплексу впливів на водні екосистеми. Така система експертних оцінок
розробляється нами в рамках формування методології ОВНС і екологічної
експертизи [1]. Важливою складовою системи є оцінка впливу поверхневого
стоку на продукційно-деструкційні процеси при будівництві гідровузлів.
Її актуальність викликана тим, що при проектуванні гідротехнічних
об’єктів інженерно-екологічні заходи повинні бути спрямовані не тільки
на запобігання негативного впливу на водяне середовище самих об’єктів,
але і на обмеження впливу зовнішніх джерел забруднення.

Розглянемо питання оцінки впливу поверхневого стоку на якість води на
прикладі р. Дністер на ділянці споруд Дністровської ГАЕС, що будується.
Експертна оцінка такого впливу проводилася нами під час Державної
екологічної експертизи проекту цієї ГАЕС — завершального об’єкта
гідроенергетичного комплексу, у який разом з будівлею ГАЕС входить
каскад з двох ГЕС, Дністровське, буферне і верхнє водоймища. Найбільшого
впливу від роботи ГАЕС зазнає буферне водоймище на р. Дністер, ємність
якого використовується для скидання і закачування води.

Поверхневий стік надходить у буферне водоймище по притоках — малих
річках, що мають переважно дощове і снігове живлення. Їх сумарна
средньобагаторічна витрата складає біля 1,5 м3/с. Стік річок
характеризується високою середньорічною каламутністю з вмістом завислих
речовин на рівні 700 мг/дм3 (за рахунок паводкових періодів). У межень
їх вміст становить 1-30 мг/дм3. З розчинених у воді забруднюючих речовин
головними є органічні сполуки, що обумовлюють підвищення БСКп до рівня
2-10 ГДК.

Сумарний винос забруднюючих речовин у буферне водоймище з бічною
приточністю наведений у таблиці 1.

Таблиця 1. Сумарний винос забруднюючих речовин з поверхневим стоком у
буферне водоймище, т/рік

Джерела забруднення Завислі речовини БСКп Нафто-продукти N P
Пести-циди

Стік з території м. Новодністровска 850 85 45 2 1

Стік з полів *

126 59 0,16

Стік з місць утримання худоби і з пасовищ 1586 645

163 8

УСЬОГО 2436 730 45 291 68 0,16

*Примітка. В таблиці не враховані завислі речовини, що виносяться з
орних земель. В умовах розвиненого ерозійного процесу їх річна маса
оцінюється у 46 тис. т., але основна її частка припадає на період
весняного паводка, тому її вплив на р. Дністер буде незначним.

Розрахунки показують, що приріст концентрацій домішок у воді буферного
водоймища за рахунок виносу забруднень з поверхневим стоком може
скласти: 0,8 мг/дм3 завислих речовин; 0,25 мг/дм3 БСКп; 0,015 мг/дм3
нафтопродуктів; 0,09 мг/дм3 азоту; 0,02 мг/дм3 фосфору і 0,00005 мг/дм3
пестицидів (за умов рівномірного розподілу виносу у часі і витратах води
у Дністрі в розмірі санітарного попуску – 100 м3/с). Це не може істотно
вплинути на якість води р. Дністер, спрямованість і інтенсивність
продукційно-деструкційних процесів.

Більш суттєвими можуть бути прояви дії означених забруднень на прилеглих
до гирл приток ділянках буферного водоймища і у місцях скидання стічних
вод м. Новодністровська, особливо після зливових опадів. В такій
ситуації вплив від роботи ГАЕС буде позитивним, бо вона сприятиме
активному перемішуванню води в буферному водоймищі.

Природоохоронні заходи за цих умов доцільно орієнтувати на поліпшення
екологічного стану самих приток, виходячи з оцінки впливу поверхневого
стоку на їхні екосистеми.

Прикладом ситуації, що є значно складнішою для експертного аналізу, може
служити оцінка впливу попусків з Карачуновського водосховища на
продукційнно-деструкційні процеси в р. Інгулець. Водоймище розташоване в
середній течії річки вище м. Кривий Ріг і акумулює основну частину стоку
Інгульця, а також воду Дніпра, яка подається каналом у верхів’я річки.
Завдяки експлуатації водосховища у режимі багаторічного регулювання
стоку попуски з нього можуть значно перевищувати витрати води у річці,
розмір яких у межень стає нижчим 0.5 м3/с.

Вище водоймища ріка зазнає значного впливу поверхневого стоку з
територій сільськогосподарського використання і збагачується біогенними
елементами, у результаті чого у водоймищі спостерігається масовий
розвиток фітопланктону. Нижче водосховища до ріки потрапляє поверхневий
стік з міської території і стічні води підприємств Криворізького
промвузла (комунальні стічні води міста відводяться за межі басейну р.
Інгулець), а також значна додаткова кількість біогенних елементів з
бічною приточністю (таблиця 2).

Таблиця 2. Сумарний винос забруднюючих речовин із поверхневим стоком і
промисловими стічними водами в р. Інгулець, т/рік

Джерела забруднення Завислі речовини БСКп Нафто-продукти N P
Пести-циди

Стік із сільгоспугідь:

Ділянка вище м.Кривий Ріг

1510 1770 0,041

Ділянка нижче м. Кривий Ріг

1040 1160 0,013

Стік з міської території 49100 1820 360

Стічні води Криворізького промвузла 1526 550 87 550

УСЬОГО 50626 2370 447 3100 2930 0,054

Для оцінки впливу поверхневого стоку на продукційно-деструкційні процеси
на ділянці р Інгулець нижче водосховища за умов регульованих попусків у
нижній б’єф греблі нами була застосована розрахункова методика оцінки
впливу гідротехнічних споруд на якість води, (розроблена УкрНДІЕП
спільно з Інститутом гідробіології НАН України [2]), і програмний
продукт, що дозволяє робити вищевказані розрахунки на ПЕОМ широкому колу
експертів-екологів, завдяки уведенню вихідних даних у табличній формі з
поясненнями до кожного коефіцієнта.

Система розрахунків описує залежність трьох функціональних показників —
величини повного біохімічного споживання кисню (BOD), вмісту розчиненого
кисню (SO) і біомаси фітопланктону (B) — від антропогенних чинників
(Hn): форми поперечного перетину водотоку, швидкості течії,
фізико-хімічних показників якості води та ін.

Базовим є рівняння балансу продукційно-деструкційних процесів,
здійснюваних гідробіонтами в підсистемах планктону, бентосу, і вищої
водної рослинності (ВВР):

CBOD, SO, B(Hn) = ( Ai(Hn) — ( Ri(Hn) — ( Rbi(Hn), (1)

де

Ai — валова первинна продукція i-ї підсистеми біоти;

Ri — дихання гідробіонтів у підсистемі;

Rbi- бактеріальна деструкція мертвої органічної речовини в підсистемі.

Аi розраховується на основі біомаси фотосинтетиків підсистеми (Вi) і
питомої первинної продукції одиниці цієї біомаси на горизонті
максимального фотосинтезу (аio):

Аi(Нn) = аio(Hn,Bi)(Bi(Hn)(kfi, (2)

де kfi — коефіцієнт форми, що визначає співвідношення між аio і
середньою величиною питомої первинної продукції підсистеми у живому
перетині русла.

У рівняння введено коефіцієнти і функціональні залежності, що дозволяють
оцінити такі впливи поверхневого стоку на продукційно-деструкційні
процеси:

вплив завислих речовин на а0 за рахунок як зменшення прозорості води,
так і абразивної дії на клітини фітопланктону;

вплив розчинених органічних домішок і кисню на розміри R, BOD і SO;

вплив біогенних елементів (N, P) на аio внаслідок зменшення її
біогенного лімітування.

Для опису впливу біогенних елементів на аio використовується коефіцієнт
?i:

аio = (і ?(аio max (Bi), (3)

де

(і — коефіцієнт біогенного лімітування,

аio max — валова первинна продукція одиниці рослинної біомаси на
горизонті максимального фотосинтезу у відсутності лімітування.

Розмір коефіцієнта ( приймається рівним 1 при відсутності біогенного
лімітування і зменшується відповідно до зменшення питомої валової
первинної продукції, пов’язаного з дефіцитом біогенних елементів.
Співвідношення між вмістом у воді біогенних елементів і значеннями (?
визначається на підставі досліджень продукційної спроможності
фотосинтетиків в умовах різної забезпеченості біогенними елементами.

Нами в умовах натурного експерименту на дослідному полігоні досліджено
залежність між вмістом азоту й інтенсивністю фотосинтезу фітопланктону у
воді з каналу Дніпро-Донбас. У відкритих циркуляційних лотках ємністю 40
м3 і глибиною 0,7 м імітувалися умови, типові для водотоків Центральної
України в літній період по температурі води, її хімічному складу,
швидкості течії та освітленості.

Основною формою мінерального азоту в екосистемі лотка був амонійний
азот. Його вміст у дослідах змінювали східчасто, підвищуючи концентрацію
у воді лотка на 0,5 мг N/дм3 при кожному внесенні. Фосфорне лімітування
усували, підтримуючи концентрацію фосфатів у воді в межах 0,1-0,2 мг
Р/дм3 . Величина ao обчислювалася як відношення добової валової
первинної продукції фітопланктону на оптимальній глибині (Аo) до його
середньодобової біомаси В. Розмір (Аo) визначався експериментально за
методом Вінберга в кисневій модифікації при 24-годинній експозиції
склянок, що здійснювалася в лотках на глибині 0,1 м.

Значення ao max для відповідних дослідних значень В обчислювались за
допомогою рівняння, що апроксимує співвідношення між ao max і B і
отримане на підставі результатів досліджень, проведених на ряді
євтрофних водних об’єктів [2]:

ao max (B) = 3,9 exp(-0,4 B) + 0,52 — 2 ( 10-3 B (4)

За одержаними даними були визначені експериментальні значення (N, які
разом з відповідними значеннями концентрацій мінерального (Nm) і
загального (Nt) азоту наведені в таблиці 3.

Таблиця 3. Результати експерименту з дослідження впливу азотного
лімітування на продукцію фітопланктону

Час від початку експерименту aо max,

г О2/г(добу ao,

г О2/г(добу (N В,

г/м3 Nm,

г/м3 Nt,

г/м3

Дослід 1

До внесення 2,60 0,81 0,31 1,59 0,11 0,20

Після внесення:

30 хвилин

0,60 0,70

1 доба 1,40 1,09 0,78 2,49 0,16 0,70

2 доби 0,92 0,68 0,74 7,73 0,13 0,70

3 доби 0,80 0,31 0,39 14,70

5 діб 0,86 0,38 0,44 10,20 0,08 0,70

Дослід 2

До внесення 0,86 0,30 0,35 10,50 0,11 0,70

Після внесення:

30 хвилин

0,60 1,20

1 доба 0,83 0,55 0,66 12,30 0,08 1,20

2 доби 0,80 0,63 0,79 15,20 0,10 1,20

4 доби 0,77 0,44 0,57 19,20 0,08 1,20

Концентрація загального азоту визначалася виходячи з того, що весь
внесений азот протягом експерименту продовжував знаходитися в товщі
води, але вже переважно у формі органічних сполук (у тому числі в складі
біомаси фітопланктону).

Після кожного внесення основна кількість амонійного азоту вже протягом
першої доби утилізувалася водоростями. При цьому різко збільшувалася
питома валова первинна продукція і зростала біомаса фітопланктону.
Значення (N складали 0,74-0,79. На третю-четверту добу питома продукція
фітопланктону знижувалася, а його біомаса і значення (N стабілізувалися
на рівні, що відповідав концентрації загального азоту у воді модельної
екосистеми.

Результати експерименту показують, що після утилізації фітопланктоном
мінерального азоту його залишковий вміст визначається умовами
метаболізму в екосистемі і не впливає безпосередньо на величину (N. В
цій ситуації азотне лімітування визначається сумарним вмістом
органічного азоту, причому залежність (N від його концентрації в
дослідженому діапазоні значень може бути апроксимована прямою:

(N = 0,5 (Nt – Nm). (5)

З даних експерименту можна також встановити, що вмісту мінерального
азоту у водотоці 0,6 мг/дм3 відповідають значення (N 0,7 — 0,8, отже,
очікується, що при вмісті Nm понад 1 мг/дм3 значення (N будуть
наближатися до одиниці.

Уточнення зв’язку значень (N з концентрацією різних форм азоту і
визначення залежності ?N від вмісту у воді сполук фосфору є предметом
подальших досліджень на дослідному полігоні.

Для визначення поточних значень концентрацій мінерального азоту при
розрахунках з використанням (N у систему розрахунків нами уведено
наступне рівняння:

d CNm/d x = – (N(dB1/dx) ( (1 — KN2B2 ( (2 — KN3B3 ( (3 + fN (6)

Перші три члени в правій його частині описують поглинання мінерального
азоту, відповідно, фітопланктоном, фітобентосом і ВВР; fN враховує
надходження всіх форм азоту до водотоку; В1, В2 і В3 є поточними
значеннями біомаси вказаних підсистем, г/м3; ( — вагові коефіцієнти цих
підсистем у живому перетині водотоку; (N — частка азоту в біомасі
фітопланктону, прийнята рівною 0,05 за результатами вищеописаного
експерименту; KN2, KN3 — коефіцієнти поглинання мінерального азоту
бентосом і ВВР, визначення котрих також проводилося на полігоні [3].
Зокрема, для очерету озерного:

KN = 3 ( 10-9 g/m3(с (7)

У системі розрахунків [2] не було враховане поглинання кисню завислими
речовинами, що є необхідним при оцінці впливу поверхневого стоку з
територій міст і промплощадок на процеси гетеротрофної деструкції. Для
усунення цього недоліку в рівняння, що описує динаміку розчиненого
кисню, був введений новий член:

Rsus = bsus ( krsus ( Csus, (8)

де:

Rsus — споживання кисню (г/м3(с) завислими речовинами поверхневого
стоку,

krsus — кисневий коефіцієнт зависей;

bsus — коефіцієнт деструкції зависей, с-1;

Csus — концентрація завислих речовин у воді водотоку.

За результатами проведених в УкрНДІЕП досліджень у м. Харкові,
рекомендовано для поверхневого стоку з територій міст приймати bsus = 5
( 10-7 с-1; krsus = 0,034.

При обгрунтуванні розмірів екологічного попуску для поліпшення
напруженої екологічної ситуації в нижній течії річки були проведені
поліваріантні розрахунки на ПЕОМ для різних сезонів, початкових умов та
витрат води. У таблиці 4 наведені результати розрахунку для періоду
літньої межені при максимальному розвитку фітопланктону у водосховищі.

Таблиця 4. Значення функціональних показників продукційно-деструкційних
процесів у контрольних створах р. Інгулець, г/м3

Натурні дані, Результати розрахунків на ПЕОМ

Контрольні створи травень 1993 р. Q=0,5 м3/с Q=4,4 м3/с Q=18 м3/с

BOD SO B BOD SO B BOD SO B BOD SO B

Кривий Ріг:

Вище міста 7,1 8,0 12,3 7,1 8,0 12,0 7,1 8,0 12,0 7,1 8,0 12,0

Нижче міста 17,4 20,4 20,7 20,6 4,5 12,9 8,9 7,6 12,1 7,7 8,0 11,3

Вище м. Інгулець 9,3 16,8 15,0 17,0 4,0 16,4 4,9 6,2 5,5 6,4 7,2 8,9

Вище с. Архангельске 8,6 15,9 12,6 3,6 8,4 5,2 2,9 7,1 3,2 3,7 6,0 4,7

Вище м. Снігірівка 12,7 16,1 21,0 6,1 8,6 9,1 5,4 8,9 6,8 4,6 7,5 5,5

Аналіз даних таблиці показує, що повної відповідності між розрахунковими
і натурними даними немає з ряду причин: по-перше, у період обстеження в
товщу води надходила значна кількість бентосних водоростей, що не
відображалося у розрахункових умовах; по-друге, відбір проб води
відбувався в денний час, у період найактивнішого фотосинтезу водоростей,
що обумовило високі значення BOD і SO, а результати розрахунків
відбивають середньодобові значення показників; по-третє, у період
обстеження дощовий стік був відсутнім, а у розрахунках його вплив
враховано.

Проте результати розрахунків досить вірно відображали загальну
спрямованість продукційно-деструкційних процесів у р. Інгулець:
підвищення BOD і біомаси фітопланктону в річці нижче м. Кривий Ріг,
самоочищення річки від органічного забруднення і зменшення біомаси
фітопланктону на ділянці м. Інгулець — с. Архангельське, а потім новий
підйом біомаси і BOD у результаті продукційних процесів на ділянці
с. Архангельське — м. Снігірівка.

Розрахунки на ПЕОМ дозволили зробити висновок про те, що в період
літньої межені попуск з витратою 4,4 м/с дозволить істотно поліпшити
екологічну ситуацію на великому відрізку ріки, але подальше збільшення
витрати в умовах сильного євтрофування призведе до збільшення відстані
поширення забруднення і лише в створі м. Снігірівка — до додаткового
покращання якості води у річці. Більш ефективним шляхом поліпшення стану
річки, відповідно до розрахунків, є біогенне лімітування процесів
первинної продукції, однак необхідне для цього зниження вмісту азоту в
кілька разів не може бути досягнуте в близькій перспективі.

Таким чином, вищенаведені приклади демонструють методологічні підходи,
що дозволяють при експертній оцінці впливів гідротехнічних об’єктів на
водне середовище враховувати у різноманітних ситуаціях вплив
поверхневого стоку на продукційно-деструкційні процеси у водотоках
залежно від умов його формування, параметрів гідровузлів, режиму
попусків з водосховищ. Використання поліваріантних розрахунків на ПЕОМ
забезпечує при цьому високий рівень об’єктивності висновку екологічної
експертизи про допустимість впливу гідротехнічних об’єктів на водні
екосистеми та якість води, про оптимальність вибору технічних рішень,
місць розміщення і режимів експлуатації споруд, достатність
водоохоронних заходів.

Список літератури

1. Аніщенко Л.Я. Підсумки та подальші перспективи досліджень по розробці
методології ОВНС і екологічної експертизи // Проблемы охраны окружающей
природной среды: Сб. науч. тр./УкрНЦОВ. Харьков, 1996. С. 75-85. 2.
Романенко В.Д., Оксиюк О.П., Жукинский В.Н., Стольберг Ф.В., Лаврик В.И.
Экологическая оценка воздействия гидротехнического строительства на
водные объекты. Киев: Наук.думка, 1990. 256 с. 3.Сукач И.С., Свердлов
Б.С., Селегей Л.А., Семакова Л.В. Извлечение биогенных элементов из воды
в условиях натурного эксперимента // Биологические ресурсы водоемов в
условиях антропогенного воздействия: Сб.науч.тр./ Киев: Наук. думка,
1985. С. 113-115.

Похожие записи