Geum.ru

Конспект лекцій для студентів спеціальності 040106 "Екологія, охорона навколишнього середовища та збалансоване природокористування" усіх форм навчання

Вид материалаКонспект

Содержание


Додаток а
Подобный материал:
1   2   3   4
[Cр(Qn+1 + Qусл i – ) +

+  - (1 - r i )] /

/ (Qn+1 + ) , (4.6)

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

(1-ri) – 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

Свп =  , (4.7)

де Q – об’єм водойми Qв і об’єм стоку Qc , м3;

Qп - 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

Свt = Тв (СвQв + СсQс) / Qв , (4.8)

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

Qс, Qв – 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

Са =  , (4.9)

де Qр, Qc – витрата води у водному об'єкті і в стоці;

Сс – концентрація речовини у стічних водах.

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

Са =  , (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 Рсп (%) середньою концентрацією Са дорівнює

Рса = 100 – РQ . (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 Рчис забрудненості стічних вод щодо норми, тобто забезпеченості „чистого” стоку.

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

Рчис = 100 – Рзаг . (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:

Кдоп =   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 = (Сб + Ср + См + Св + Сг + Са) –

– ( +  +  +  + ), (4.14)

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

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

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

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

Св і  - приплив і відтікання забруднюючих речовин при водообміні;

 - розкладання хімічне;

 – розкладання біохімічне;

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

Сг 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):

Сt+1 = Ct + ∆С, де ∆С = Mt+1 / Vt+1 - Mt / Vt , (4.15)

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

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

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

Наведемо рівняння у такому вигляді:

Сt+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

Сt+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 = tn – 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

∆Мt =  - , (4.19)

де М t - маса полютантів через проміжок часу (∆t = tкін – tпоч);

М о - початкова маса полютанта в початковий момент tпоч.

Швидкість надходження забруднюючих речовин за одиницю часу буде дорівнювати

Wt = Мп / 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 = Wt dt -  ∙ М dt . (4.21)

Після інтеграції одержимо

Мt = Wt /  - (Wt / - )  . (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

Мt = +  . (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

Мt = +  , (4.24)

де  - маса речовин у воді в початковий момент часу;

Мt – 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

Ct = C0 exp (- (Kн,1 + Kн,2 + … + Kн,n)t) =

= C0 exp (- ( (4.25)

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

Ct – 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

Ct = C0 exp (- Кн 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

Кб = , (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 = Кtн · 1,047 (t - 20), (4.28)

де Кtн – 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 Кн 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
0

ПБК5 біохімічна потреба кисню
-4 · 10-7


Таблиця 4.2 – Значення коефіцієнта Кtн неконсервативності

речовин (швидкість розкладання) при температурі

20 води (К20, 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 Кv

Темпера-тура,
Нафто-продукти
Детер-генти
Темпера-тура,
Нафто-продукти
Детер-генти

-1
0,0023
0,0195
18
0,0095
0,1514

0
0,0026
0,0214
20
0,0109
0,1862

2
0,0029
0,0263
22
0,0128
0,2291

4
0,0034
0,0309
24
0,0147
0,2884

6
0,0039
0,0398
26
0,0169
0,3548

8
0,0045
0,0501
28
0,0193
0,4467

10
0,0052
0,0683
30
0,0227
0,5495

12
0,0061
0,0776
32
0,261
0,6761

14
0,007
0,0955
34
0,0307
0,8511

16
0,0081
0,1202
36
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

Сі = Сті + (Спі – Сті) е m , (4.31)

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

Сті - 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 + Коі) / 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;

Коі – 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 Сті 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;

Nт – 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

 / ГДКi) ≤ 1 , i =  , (5.2)

де  - концентрація i-ї речовини в розрахунковому створі;

ГДКi – 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

Сдопзв ≤ Свзв + n ГДКзв , ( 5.3)

де Свзв - концентрація зваженої речовини у воді до скидання стічних вод;

ГДКзв- 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:

Qсп  , (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 БПКп: для незабрудненої ділянки річки Б р , для стоків Б с , гранично допустиме в розрахунковому створі Б д ;

К у – коефіцієнт обліку надходження стоків;

Кб – 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

Со  n (ГДКмах - 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;

ГДКмах – 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(Ci / 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(Ci / 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
1
1
1
1

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:


Rjm = Fjm (Σ bij · Сij )/(Σ bij · Рij ), i = i,N, (5.15)

де Сi – фактичний рівень концентрації i-ї речовини;

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

Fjm – 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;

bi – 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)