Реферат на тему:

Методичні засади управління станом екосистем та якістю води
зарегульованих ділянок річок

Управління станом та якістю води водних екосистем безумовно актуальна
проблема. Не стільки кількість водних ресурсів, скільки їх якість в
сучасних умовах обмежує їх використання. Тому основною із задач нового
напрямку — екологічної гідрології (Тимченко, 1993; Timchenko, 1994;
Ecohydrology…, 1997) як раз і є розробка методів управління станом
водних екосистем та якістю поверхневих вод шляхом регулювання водного
режиму. Останній, як відомо, є найбільш дійовим фактором, котрий
обумовлює функціонування водних екосистем.

Водний режим визначає інтенсивність внутрішньоводоймних фізичних,
хімічних та біологічних процесів, завдяки яким відбувається розбавлення,
седиментація, сорбція, розклад забруднюючих речовин, продукування та
деструкція органічних речовин. Він же багато в чому формує баланс тепла,
енергії та маси в будь-якому водному об»єкті. Серед факторів, котрі
впливають на вказані процеси і умови, водний режим виділяється тим, що
частіше ніж інші може регулюватися штучно. Особливо це стосується
ділянок річок, розташованих нижче гідровузлів, водосховищ, каналів
перекидання стоку тощо.

Пошук важелів контролю та управління якістю поверхневих вод привів нас
перш за все до зарегульованих ділянок річок, де водний режим в значній
мірі залежить від режиму роботи гідровузлів (Оксиюк и др., 1996, 1997,
1999, Timchenko et al., 2000). Окрім загальних умов і вимог до
методології контролю та управління станом водних екосистем і якістю води
(Тимченко, Оксиюк, 1998), в процесі цього пошуку сформувався оптимальний
підхід до вирішення задачі безпосередньо для умов ділянок річок та так
званих річкових ділянок водосховищ, розташованих нижче ГЕС.

Екосистеми вказаних ділянок річок і водосховищ (нижче будемо іменувати
їх зарегульованими) складаються, як правило, з декількох підсистем:
руслової мережі, притоків, заплавних водойм та самої заплави. Кожна з
цих підсистем приймає участь у формуванні стану екосистеми в цілому та
якості води в ній. Ступінь цієї участі залежить від функціональних
характеристик підсистеми та інтенсивності взаємообміну водними масами
між цією підсистемою та основною русловою мережею. Функціональні
особливості підсистем, тобто інтенсивність фізичних, хімічних та
біологічних процесів, що в них протікають, також залежить від
водообміну.

Важливою особливістю гідрології зарегульованих ділянок є несталий режим
стоку, обумовлений нерівномірними протягом доби та тижня попусками ГЕС.
Останні, покриваючи пікові навантаження в енергосистемі, працюють
протягом декількох годин вранці та ввечері. Такий режим попусків
обумовлює, з одного боку, загальне переміщення водної маси по русловій
мережі, з другого — формування в нижньому б»єфі так званих хвиль
збудження (Железняк, Шерешевский, 1970). Останні формуються як реакція
водної системи підпертого нижнього б»єфу (такими є практично всі нижні
б»єфи рівнинних каскадних ГЕС) на збудження, що виникає при різкому
надходженні води під час попуску. Як сигнал цього збудження хвилі
переміщуються вниз зі швидкістю, що на порядок перевищує швидкість
течії. Ці хвилі утворюють прямі (на підйомі) та зворотні (на спаді)
похили водної поверхні між основним руслом та придатковою мережею
(водойми, заплава тощо), в зв»язку з чим протягом доби відбувається
періодичне втікання та витікання води з цієї мережі.

Як свідчать в якості інтегральних показників стану екосистем
зарегульованих ділянок багаторічні гідроекологічні дослідження (Оксиюк,
Стольберг, 1986; Романенко, Оксиюк, Жукинский и др., 1990), правомірно
використовувати концентрацію легкоокиснюваної органічної речовини (за
БСКповн) та вміст розчиненого в воді кисню (О2). Динаміка БСКповн та
розчиненого кисню відображає співвідношення основних процесів
функціонування водних екосистем — первинного продукування органічної
речовини і алохтонного забруднення нею, з одного боку, та її деструкції
— з другого. Важливо, що величини БСКповн і О2 нормуються для різних
видів водокористування та водоспоживання (ГОСТ 17.1.5.02-80; ГОСТ
2761-84; СаН ПиН №4630-88; Методика…, 1998).

В основу методу контролю та управління станом екосистем і якістю води
зарегульованих ділянок річок покладено рівняння, котрі враховують зміну
балансу легкоокиснюваної органічної речовини або розчиненого кисню в
елементарному об»ємі води, що надходить на ділянку за добу, за час його
переміщення по ділянці. При цьому визначається баланс в кожній із
вказаних підсистем і в усій екосистемі в цілому. Розрахункові рівняння
мають вигляд (для легкоокиснюваної органічної речовини — БСКповн):

, мгО2 дм -3; (1)

для концентрації розчиненого кисню:

,мгО2дм -3; (2)

В цих рівняннях:

і — номер підділянки, для якої розраховується Сn;

n- кількість підділянок на ділянці (призначається в залежності від
особливостей морфометрії ділянки та діапазону змін БСКповн або О2);

Со — концентрація легкоокиснюваної органічної речовини за БСКповн (або
розчиненого кисню) в воді, що надходить на зарегульовану ділянку через
створ ГЕС, мг О2 дм -3;

Сn — те ж в кінці ділянки;

?Сtr,i , ?Сr,i, ?Сap,i — добавки до вмісту органічної речовини (або
кисню) на і-тій підділянці (мг О2 дм-3) за рахунок надходження з
притоками та процесів в основному руслі і придатковій мережі відповідно;

Сtr,i — концентрація легкоокиснюваної речовини (або розчиненого кисню) в
воді, що надходить з притоками на і-ту підділянку;

Wi — добовий об»єм стоку води, що надходить до i-ї ділянки, котрий
дорівнює сумі об»ємів скидів ГЕС (WHEPS) та бокового притоку (Wtr),
м3доба-1;

Wap,i — добовий водообмін між основним руслом та придатковою мережею на
i-тій підділянці, м3доба-1;

Wr,i -частина стоку на i-тій підділянці, яка здійснюється по основному
руслу (Wr,i = Wi — Wap,i ), м3доба-1;

Ai — валова первинна продукція органічної речовини (за фотосинтетичним
виділенням кисню) на i-тій підділянці, мг О2 дм-3 доба-1;

Ri — деструкція органічної речовини (за витратами кисню на біологічні
процеси — дихання гідробіонтів) на і-тій підділянці, мг О2 дм-3 доба-1;

Fi — надходження легкоокиснюваної органічної речовини на i-ту підділянку
ззовні, мг О2 дм-3 доба-1;

Ati — атмосферна аерація на i-тій підділянці, мг О2 дм-3 доба-1;

Gi — витрати кисню на хімічне окиснення органічних і неорганічних
речовин на i-тій підділянці, мг О2 дм-3 .доба-1;

?i — тривалість перебування води (час добігання) на i-тій підділянці,
доба.

Функції управління станом екосистем та якістю води на зарегульованих
ділянках річок виконують водність та інтенсивність водообміну між
русловою та придатковою мережами. Перша залежить від об»ємів попусків
вищерозташованих ГЕС, друга — від діапазону та частоти внутрішньодобових
коливань цих попусків.

Якщо водність, тобто об»єм попусків ГЕС, є величина, що вимірюється, то
визначення водообміну між основним руслом і придатковою мережею потребує
вирішення ряду чисто гідрологічних задач.

Одна з них — оцінка трансформації хвиль збудження по мірі їх переміщення
вздовж ділянки. Аналіз численних даних фактичних спостережень дає
підстави вважати, що процес трансформації коливання рівня води по
довжині зарегульованої ділянки непогано описується експоненційною
залежністю виду:

?HL = ?HHEPS . e-?L
(3)

де: ?HL і ?HHEPS — амплітуда (м) (або інтенсивність, м . год-1)
коливання рівня води в заданому створі та в нижньому б»єфі
вищерозташованої ГЕС; L — відстань від ГЕС до заданого створа, км; е —
основа натурального логарифму; ? — емпіричний коефіцієнт. Останній
залежить від морфометричних параметрів ділянки і, як показали
дослідження на дніпровських водосховищах, може визначатися за формулою:

? = 0,0032 В + 0,0276
(4)

де: В — ширина в розрахунковому створі, км.

Одержані за рівнянням (3) показники коливання рівня води на будь-якій
ділянці є вихідною інформацією для розрахунку водообміну з придатковою
мережею. Але методики цього розрахунку для різних за характером водних
об»єктів принципово різні.

Так, для визначення притоку-відтоку води до заплавних водойм необхідно
враховувати морфометрію як самих водойм, так і проток, що з»єднують їх з
основним руслом. Наприклад, на ділянці Дніпра нижче Каховської ГЕС
добовий водообмін заплавних водойм з руслом (We) розраховується за
формулою:

, м3. доба-1 (5)

де: Vl i hl — об»єм (м3) та середня глибина (м) водойми; l, b, hs, n —
відповідно довжина, ширина, глибина (м) та коефіцієнт шорсткості
протоки.

Цю формулу можна використовувати для водойм інших зарегульованих ділянок
річок, уточнивши лише натурними спостереженнями постійний множник.

У відносно невеликих за площею глибоких затоках, озерах тощо, що мають
округлу форму і зв»язані з русловою мережею широкими протоками
(наприклад, Оболонь, Собаче гирло та ін. на Київській ділянці
Канівського водосховища), коливання рівня води відбувається майже
синхронно з його зміною в основному руслі. Тоді водообмін Wl
визначається досить просто — як добуток ?HL на площу дзеркала водойми.

Оцінка водообміну основного русла з заплавою, що відбувається на деяких
річкових ділянках, є окремою, не зовсім простою задачею. Для гирлової
ділянки Дніпра, де він досить суттєвий, нами розроблена спеціальна
методика (Тимченко, 1990; Оксиюк и др., 1996).

Як уже відмічалося, від об»ємів та режиму попусків ГЕС залежать складові
розрахункових рівнянь (1) і (2), котрі описують функціональні
характеристики водних екосистем зарегульованих ділянок річок. Так,
валова первинна продукція (А) визначається на основі врахування
продукційної здатності водоростей (а, мг О2. мг-1 доба-1) та їх біомаси
(В, мг. дм-3):

A = a B, мг О2 дм-3 доба-1
(6)

Продукційна здатність залежить від біомаси водоростей (Оксиюк и др.,
1996; 1999). А оскільки на біомасу здебільшого впливає водність, стає
очевидною визначальна роль об»ємів попусків ГЕС для валової продукції
досліджуваних ділянок.

Основу деструкції органічної речовини в воді складає дихання
гідробіонтів. Споживання кисню бактеріями (Rb), або бактеріальна
деструкція залежить від концентрації органічної речовини і визначається
за допомогою коефіцієнта бактеріальної деструкції (kb):

Rb = kb. BODtot, мг О2. дм-3 доба-1
(7)

Значення коефіцієнта kb встановлюється за даними експериментальних
досліджень (Оксиюк, Стольберг, 1986). Дихання мікроскопічних водоростей,
безхребетних тварин та макрофітів розраховується за даними про їх
біомасу та питоме дихання цих гідробіонтів (r):

Rhb = r Bhb, мг О2. дм-3 доба-1
(8)

Коефіцієнт r також визначається за експериментальними даними.

Інтенсивність надходження в воду кисню за рахунок атмосферної аерації
розраховується за формулою:

Ati = (Cs — Ci-1) (1-10-k2?) , мг О2. дм-3. доба-1
(9)

яка одержана на основі рішення диференційного рівняння, що описує процес
абсорбції газу без врахування будь-яких хімічних реакцій і при
відсутності інших джерел кисню (Adenеy, Becker, 1919; Whitman, 1923). В
наведеній формулі: Cs — концентрація насичення води киснем, мг . дм-3;
Ci-1 — вміст кисню в воді на початку і-тої підділянки; k2 — коефіцієнт
атмосферної аерації, доба-1; ? — час перебування води на підділянці,
доба.

Для потоків, що мають ізотропну турбулентність, до яких можна віднести
зарегульовані ділянки річок, коефіцієнт атмосферної аерації (k2)
пропонується визначати за формулою (Wilcock, 1982; Бреховских, 1988):

k2′ = 1,024T-20 . 1,6. u0,5.h-1,5, доба-1
(10)

де: u — швидкість потоку, м/с; h — середня глибина, м; Т — температура
води, 0С.

Існує багато напівемпіричних формул, що характеризують залежність
коефіцієнту атмосферної аерації від швидкості вітру (Banks, 1975). Для
найвірогідніших на території рівнинної частини України значень швидкості
вітру (3-8 м/с) більшістю дослідників пропонується лінійна залежність
коефіцієнта масопереносу від швидкості вітру, що з урахуванням відомого
співвідношення між коефіцієнтами масопереносу і аерації (Бреховских,
1988) приводить до рівняння:

k2″ = 1,024T-20. 0,067. w . h-1, доба-1 .
(11)

В цілому, коефіцієнт атмосферної аерації таким чином можна розраховувати
за формулою:

k2 = k2′ +k2″ = 1,024T-20 (0,067.w h-1 + 1,6 u0,5.
h-1,5), доба-1 . (12)

Для річкових ділянок Канівського та Кременчуцького водосховищ,
наприклад, k2 в літній період становить в залежності від об»ємів
попусків 0,088-0,250 доба-1, взимку — 0,056-0,155 доба-1.

Витрати кисню на хімічне окиснення органічних та неорганічних речовин
(G) визначаються експериментально. Надходження органічної речовини
ззовні (F) встановлюється за даними обліку антропогенного навантаження
безпосередньо на ділянку річки.

Модель (1,2) реалізована на зарегульованих ділянках Дніпра: 1) Київській
річковій ділянці Канівського водосховища (Оксиюк и др., 1999); 2)
річковій ділянці Кременчуцького водосховища, 3) гирловій ділянці — нижче
Каховської ГЕС (Оксиюк и др., 1996, 1997).

На річкових ділянках Канівського і Кременчуцького водосховищ в період
літньої та зимової межені стан екосистеми та якість води погіршуються в
зв»язку з дефіцитом розчиненого кисню. Для аналізу умов формування
показників кисневого режиму виконано розрахунки вмісту в воді кисню за
різних об»ємів попусків та різних амплітуд внутрішньодобового коливання
рівня води. При цьому використано модель (2). Для прикладу порядок
розрахунків наведено в таблиці.

Дані натурних спостережень та результати розрахунків вказують на те, що
в літній період існує пряма залежність вмісту кисню в воді вказаних
ділянок від об»ємів попусків ГЕС (Оксиюк и др., 1999). Тому основним
важелем покращання кисневого режиму в критичні періоди тут може бути
збільшення об»ємів попусків ГЕС. Крім того, для посилення позитивного
впливу на кисневий режим ділянок їх придаткової мережі слід забезпечити
максимально можливу внутрішньодобову амплітуду коливання рівня води в
нижніх б»єфах ГЕС.

Ефективним засобом покращання кисневого режиму на річкових ділянках
водосховищ в зимовий період може бути чергування протягом тижня високих
попусків ГЕС, котрі формують значну довжину пригребельних ополонок, з
низькими попусками, що забезпечують необхідний для атмосферної аерації
час перебування води в межах ополонок. Розроблено алгоритм визначення
параметрів вказаних зимових попусків.

Аналогічні, але дещо більш сприятливі завдяки меншому антропогенному
навантаженню умови формування кисневого режиму мають місце на річковій
ділянці Кременчуцького водосховища. Важелі управління цим режимом, тобто
станом екосистеми та якістю води, тут такі ж, як і на Київській ділянці.

Дослідження на гирловій ділянці Дніпра мали своєю основною метою
визначення такого режиму роботи Каховської ГЕС в період літньо-осінньої
межені, при якому зберігаються нормальні умови функціонування водної
екосистеми, а якість води відповідає діючим стандартам.

Основним чинником для управління функціонуванням екосистеми цієї ділянки
є, без сумніву, об»єм попусків. За матеріалами багаторічних натурних
гідроекологічних спостережень з використанням моделі (1) розраховано і
проаналізовано баланс продукційно-деструкційних процесів в кожній з
підсистем гирлової ділянки (водойми придаткової мережі, плавні, основне
русло) при різних об»ємах попусків Каховської ГЕС. В русловій мережі при
малих об»ємах попусків (середньодобова витрата менше 470 м3/с)
відмічається збільшення концентрації легкоокиснюваної органічної
речовини — БСКповн може перевищувати 13 мг О2 дм-3. При великих попусках
переважають процеси самоочищення — БСКповн може зменшитися до 4,0 мг О2
дм-3.

Для основної маси заплавних водойм гирлової ділянки Дніпра баланс
продукційно-деструкційних процесів в літній період позитивний при
середніх добових витратах нижче 1500 м3/с. Це обумовлює їх високий
біопродукційний потенціал. Тому заплавні водойми практично при будь-яких
реальних об»ємах попусків в цей період залишаються постачальниками
органічної речовини в руслову мережу.

В цілому, продукційно-деструкційні процеси в русловій мережі гирлової
ділянки Дніпра збалансовані в умовах існуючого нерівномірного протягом
доби та тижня режиму попусків при водності 40,6 млн.м3. доба-1, тобто
при середній добовій витраті 470 м3/с. Це так званий екосистемний
попуск, котрий забезпечує благополуччя екосистеми без антропогенного
навантаження.

Дослідження в гирловій ділянці Дніпра (Оксиюк и др., 1996, 1997)
дозволили сформулювати уявлення про екологічний, екстремальний та
цільовий попуски.

Екологічний попуск — це попуск, при якому інтенсивність процесів
самоочищення в екосистемі достатня для деструкції органічної речовини,
що продукується самою екосистемою та надходить з антропогенних джерел.
Він більший за екосистемний. Так, наприклад, при антропогенному
навантаженні на гирлову ділянку Дніпра 43 т. доба-1, екологічний
попуск повинен становити близько 530 м3/с.

Цільовий та екстремальний попуски — це такі попуски, при яких
забезпечуються нормативні концентрації легкоокиснюваної органічної
речовини. Причому цільовий попуск дозволяє зберігати концентрацію
органічної речовини на рівні заданого нормативу необмежений час. При
його визначенні, наприклад, для Каховської ГЕС, нами запропоновані
спеціальні номограми, побудовані на основі моделі (1) (Оксиюк и др.,
1997).

Екстремальний попуск менший за цільовий і допускається на певний
обмежений час, протягом якого вміст у воді органічної речовини ще може
відповідати заданому нормативу.

Досвід використання розглянутої методичної бази управління станом
екосистем та якістю води на річкових ділянках Дніпровських водосховищ
свідчить про її перспективність у справі розробки екологічно
оптимального режиму експлуатації каскаду ГЕС на Дніпрі. Це ж стосується
інших водних об»єктів, де гідрологічний режим в тій чи іншій мірі може
регулюватися штучно.

Таблиця. Розрахунок концентрації розчиненого в воді кисню на Київській
ділянці Канівського водосховища в літній період при вихідних умовах:
QHEPS = 650 м3/с; Qtr= 200 м3/с; WHEPS = 56,2 млн.м3/доба; Wap = 17,3
млн.м3/доба;

W = WHEPS + Wap = 73,5 млн.м3/доба; C0 = 4,8 мг О2/дм3; Сtr = 8,7 мг
О2/дм3; k2 = 0,0471 доба-1

Номер підді-лянки,

І Русло-

ва ємкістьVr

(млн.м3) Водооб-мін з придат-ковою мере-жею, Wap (млн. м/3доба) Стік по
основ-ному руслу, Wr=

W-Wap (млн.м3/доба) Час перебу-вання води

?=V+Wap

W

(доба) Ar-Rr,

мг О2/дм3доба Atr,

мг О2/дм3доба Atr-Rtr,

мг О2/дм3доба ?Ctr, мг О2/дм3 ?Cr, мг О2/дм3 ?Cap, мг О2/дм3 ??Ci, мг
О2/дм3 n

Cn=C0+ ? ?Ci,

1

мг О2/дм3

?HHEPS = 0,5 м

1 46,2 4,51 69,0 0,69 0,03 0,43 2,82 0,92 0,26 0,12 1,30 6,10

2 42,2 3,85 69,7 0,63 -0,43 0,29 0,50 0 -0,08 0,02 -0,06 6,04

3 64,8 0,86 72,6 0,89 -0,96 0,30 0,35 0 -0,58 0 -0,58 5,46

4 33,1 3,02 70,5 0,49 -0,95 0,36 -1,07 0 -0,28 -0,02 -0,30 5,10

?HHEPS = 1,0 м

1 46,2 9,05 64,5 0,75 0,03 0,43 2,82 0,92 0,26 0,26 1,44 6,24

2 42,2 7,68 65,8 0,68 -0,43 0,28 0,50 0 -0,09 0,03 -0,06 6,18

3 64,8 1,70 71,8 0,90 -0,96 0,28 0,35 0 -0,60 0 -0,60 5,58

4 33,1 5,97 67,5 0,53 -0,95 0,35 -1,07 0 -0,29 -0,04 -0,33 5,25

?HHEPS = 1,5 м

1 46,2 13,6 59,9 0,81 0,03 0,43 2,82 0,92 0,26 0,42 1,60 6,40

2 42,2 11,5 62,0 0,73 -0,43 0,26 0,50 0 -010 0,06 -0,04 6,36

3 64,8 2,55 71,0 0,92 -0,96 0,26 0,35 0 -0,62 0,01 -0,61 5,75

4 33,1 9,00 64,5 0,57 -0,95 0,33 -1,07 0 -0,31 -0,07 -0,38 5,37

Список літератури

Бреховских В.Ф. Гидрофизические факторы формирования кислородного режима
водоемов. – М.: Наука, 1988. – 168 с. 2. ГОСТ 17.1.5.02.80. Охрана
природы. Гидросфера. Гигиенические требования к зонам рекреации водных
объектов.- М.: Госстандарт СССР.- 6 с. 3. ГОСТ 2761-84. Источники
централизованного хозяйственно-питьевого водоснабжения. Гигиенические,
технические требования и правила выбора.- Введ. 01.01.86. 4. Железняк
И.А., Шерешевский А.И. Упрощенный расчет трансформации половодья в
Киевском водохранилище // Тр. УкрНИГМИ.- 1970.- Вып.88.- С.148-162.
5. Методика екологічної оцінки якості поверхневих вод за відповідними
категоріями.- Київ: Символ-Т, 1998.- 28 с. 6. Оксиюк О.П., Стольберг
Ф.В. Управление качеством воды в каналах. – Киев: Наук. думка, 1986. –
176 с. 7. Оксиюк О.П., Тимченко В.М., Полищук В.С. и др. Управление
состоянием экосистемы и качеством воды в устьевом участке Днепра. —
Киев:, Ин-т гидробиологии НАНУ, 1996. — 64 с. 8. Оксиюк О.П., Тимченко
В.М., Полишук В.С. и др. Управление состоянием экосистемы и качеством
воды в устьевом участке Днепра. Часть 2. -Киев: Ин-т гидробиологии НАНУ,
1997. — 48 с. 9. Оксиюк О.П., Тимченко В.М., Якушин В.М. и др.
Состояние экосистемы Киевского участка Каневского водохранилища и пути
его регулирования.- Киев: Ин-т гидробиологии НАНУ, 1999.- 60 с. 10.
Романенко В.Д., Оксиюк О.П., Жукинский В.Н. и др. Экологическая оценка
воздействия гидротехнического строительства на водные объекты.- Киев:
Наук.думка, 1990.- 256 с. 11. Сан ПиН № 4630-88. Санитарные правила и
нормы охраны поверхностных вод от загрязнений.- М.: Минздрав СССР,
1988.- 69 с. 12. Тимченко В.М. Эколого-гидрологические исследования
водоемов Северо-Западного Причерноморья.- Киев: Наук.думка, 1990.- 240
с. 13. Тимченко В.М. Экологическая гидрология: предмет, задачи, методы,
опыт исследований в Украине // Гидробиол. журн.- 1993.- 29, №4.- С.3-15.
14. Тимченко В.М., Оксиюк О.П. Управление водными экосистемами как
перспективное направление экологической гидрологии // Гидробиол. журн.-
1998.- 34, №6.- С.120-128. 15. Adeney W.E., Becker H.G. The
determination of the rate of solution of atmospheric nitrogen and oxygen
by water // Phil. Mag.–1919. – Vol.38, N228. – P.317–337. 16. Banks T.L.
Some feature of wind action on shallow lakes// J.Environ. Eng. Div.
ASCE.- 1975.- 101, № 5.- P.813-817. 17. Ecohydrology. A new paradigm for
the sustainable use of aquatic resources / Edited by M.Zalewski, G.A.
Janauer, G. Jola’nkai.- UNESCO, Paris, 1997.- 58 p. 18. Timchenko V.M.
Ecological hydrology and its applications in Ukraine // Hydrobiological
Journal, 30, № 5.- 1994.- P. 70-79. 19. Timchenko V. et al.. A model
for ecosystem state and water quality management in the Dnieper River
delta // Ecological Engineering.- 2000.- 16.- P. 119-125. 20. Whitman
W.G. The two-film theory of absorption // Chem.and Met.Eng.– 1923. –
Vol.29, N4. – P.146–148. 21. Wilcock R.I. Simple predictive equations
for calculating streem reaeration rate coefficients // N.Z.J.Sci.– 1982.
– Vol.25, N1.– P.53–56.

Похожие записи