УДК 504:556.7
DOI: 10.15587/1729-4061.2021.243058
Розробка методу оцінки екологічного ризику забруднення поверхневих вод сполуками азоту
Н. С. Лобода, М. Є. Даус
Розроблено метод кількісної та якісної оцінки ризику забруднення поверх- невих вод сполуками азоту на базі використанням показника сумарного вмісту у воді форм неорганічного нітрогену (Nнеорг), а саме
NH4 NO2 NO .3
Цейпоказник розглядається як коефіцієнт чутливості kн. Вибір показника обумов- лений необхідністю захисту вод від забруднення, спричиненого сполуками азо- ту під час їх надходження від сільськогосподарських джерел (Директива 91/676/ЄС). Досвід розвинених країн показав, що сполуки азоту погіршують як- ість вод та протидіють досягненню “доброго екологічного стану” водних об’єктів. Для територій із розвинутим сільським господарством важливим є установлення екологічних ризиків нанесення збитків в залежності від ступеня забруднення нітрогеном. Кількісні оцінки екологічного ризику надані на базі ймовірнісного підходу. Ризик розраховувався як добуток ймовірності виникнен- ня небезпечної події помноженої на наслідки цієї події. Наслідки забруднення річки сполуками азоту оцінювалися як відношення сумарної концентрації спо- лук азоту (показник чутливості kн) до його порогового значення (50 мг/дм3 або 11,3 мг N/дм3). З метою розроблення шкали якісного та кількісного оцінювання ризику установлено зв’язки між показниками чутливості kн та показниками ризику R’. Зв’язки отримано як для окремих річок, так і досліджуваної тери- торії в цілому шляхом просторово-часового узагальнення. Ймовірнісні харак- теристики можливого екологічного збитку визначаються на основі отриманих регресійних рівнянь виду R’=f(kн) та статистичного закону розподілу величини ризику R’. Розроблений метод дозволить визначити ранг зони ризику та ймові- рність попадання в неї в залежності від заданого показника чутливості kн.
Ключові слова: ризик забруднення сполуками азоту, коефіцієнт чутливос- ті, шкала оцінювання ризику.
1. Вступ
Досвід розвинутих країн показав, що значні концентрації біогенних речо- вин, включаючи сполуки азоту, у поверхневих водах призводять до погіршення їх якості. До директив ЄС, спрямованих на досягнення “доброго екологічного статусу” водних об’єктів, відносяться директиви про міські стічні води, про пи- тні води та нітратна директива. Нітратна директива передбачає проведення за- ходів, які сприяють запобіганню забруднення поверхневих та підземних вод нітратами з сільськогосподарських джерел.
Хоча сполуки азоту є життєво важливими поживними речовинами, які сприяють зростанню рослин і сільськогосподарських культур, їх високі концен-
Not
a reprint
трації шкідливі для людини й природи. Майже всі нітрати розчиняються у воді.
Забруднення питної води цими речовинами може призвести до негативного впливу на здоров’я. Одним із найбільш поширених наслідків такого забруднен- ня є захворювання на метгемоглобінемію різні онкологічні захворювання, не- сприятливі репродуктивні наслідки (особливо дефекти нервової трубки плода), діабет і захворювання щитовидної залози [1, 2]. Систематичне порушення сіль- ськогосподарськими виробниками агротехнічних та агрохімічних прийомів зе- млеробства, розорювання заплавних земель до урізу води викликає прогресую- чу еродованість ґрунтів, зменшення вмісту гумусу. Надмірне використання мі- неральних добрив, змивання з поверхні водозборів відходів тваринницьких ферм та отрутохімікатів сприяє погіршенню якості вод. Через високі концент- рації сполук азоту у воді річок виникає ризик недосягнення екологічних цілей –
“доброго екологічного статусу води” [3]. Надмірна кількість нітратів у воді сприяє розмноженню водоростей і ціанобактерій, що породжує процес евтрофі- кації водних об’єктів. Евтрофікація є глобальною проблемою, яка шкідливо впливає на прісноводні та морські екосистеми.
Використання у сільському господарстві нітратів, які містяться в органіч- них та хімічних добривах, є основним джерелом забруднення води в Європі. На початку 90-х років (тобто після прийняття Нітратної Директиви 91/676/ЄС від 12 грудня 1991 року) використання мінеральних добрив почало поступово ско- рочуватись і стабілізувалось у 2000-х роках. Однак на сільське господарство все ще припадає понад 50 % від загального обсягу азоту, що надходить до поверх- невих вод [4].
Актуальність досліджень з даної проблематики для сьогодення полягає в необхідності розроблення методів оцінювання можливості виникнення неспри- ятливих екологічних ситуацій та їх наслідків в результаті неправильного веден- ня сільськогосподарських робіт. Ризикова подія (забруднення поверхневих вод сполуками азоту) розглядається як небажана, така, що може завдати шкоди на- вколишньому середовищу і здоров’ю людини. Кількісні та якісні показники ри- зикової події (ризики) мають слугувати підґрунтям для виявлення негативних впливів, контролю та запобігання або зменшення можливих наслідків.
2. Аналіз літературних даних та постановка проблеми
Зі сполук азоту у поверхневих водах найбільш поширені нітрати. Нітратна форма відноситься до числа мобільних і легкорозчинних сполук, яка легко ви- мивається з ґрунту підчас інтенсивних опадів та формування схилового стоку.
Переважання нітратної форми у сполуках азоту указує на дифузне (розподілене по території ) забруднення [5]. У роботі [6] підкреслюється, що найбільшу роль (74 %) у формуванні емісійних потоків біогенних сполук відіграє сільське гос- подарство.
У нормативних документах по запобіганню забрудненню нітратами [7]
значна увага приділена виділенню уразливих зон для поверхневих вод через сільськогосподарське виробництво та стічні води. Основою таких розрахунків є матеріали спостережень за вмістом азоту амонійного, нітратного та нітритного у поверхневих та підземних водах. На основі цих даних розроблені критерії чу-
For reading
only
тливості до забруднення нітрогеном та методика виявлення вразливих зон. Але залишилися невирішеними питання щодо кількісних та якісних оцінок ризиків забруднення вод. Причиною цього можуть бути об'єктивні труднощі, пов'язані з експертним підходом, який визначається наявністю інформації, особливостями природного середовища, способом надходження до нього забруднювальних ре- човин. Відсутність або нестача даних біологічних спостережень у багатьох кра- їнах робить принципово неможливим застосування оцінок екологічних ризиків, які ураховують збиток нанесений водним організмам.
У роботі [8] автори пов’язали фізичні характеристики затоки Swansea (те- мпературу, солоність, каламутність, розчинений кисень та неорганічний азот) із кількістю хлорофілу-а у біомасі фітопланктону, який використовувався у якості показника ризику при евтрофікації. При такому підході можуть виникнути об'- єктивні труднощі через відсутність дороговартісних біологічних спостережень.
У роботі [9] оцінка ризику забруднення підземних вод нітратами була ви- конана з використанням моделі DRASTIC та географічної інформаційної сис- теми (ГІС). Модель DRASTIC використовує багато специфічних параметрів, таких як глибина ґрунтових вод, поповнення їх запасів, товщина водоносного шару, характеристики ґрунтів, топографічні дані тощо. Показано, що концент- рації нітратів добре корелюються із показниками ризику [9]. Але принципово неможливо застосувати модель DRASTIC на територіях та водозборах, із рід- кою мережею постів спостережень та невеликою кількістю інформації.
Коефіцієнт ризику (HQ або RQ) визначається як відношення концентрації забруднювальної речовини до концентрації із високим рівнем негативних нас- лідків (токсичності). Наприклад, підчас оцінювання забруднення річок пести- цидами концентрація речовини у навколишньому середовищі порівнюється із концентрацією пестицидів, при якій гине 50 % організмів (токсична концентра- ція) [10]. Проте, визначення токсичної концентрації може потребувати додатко- вих досліджень, якщо концентрації з високим рівнем негативних наслідків не нормовані [11].
Показники забруднення поверхневих вод часто розраховуються за даними стаціонарних гідрохімічних спостережень. Основною ланкою їх визначення є відношення фактичної (середньої або максимальної) концентрації забруднюва- льної речовини до фонового або допустимого (гранично допустима концентра- ція) значення. За значеннями індексу забруднення визначаються рівні забруд- нення. Кожному рівню відповідає своя якісна характеристика. У роботі [12]
шкала градацій складається відповідно до числа Міллера 7±2 [13]. Індекси за- бруднення можуть використовуватись як оцінка ризику забруднення. Так, у разі забруднення декількома хімічними речовинами використовується агрегований індекс забруднення у вигляді суми перевищень заданого порогу (гранично до- пустимої концентрації ГДК). Однак для урахування сумарного впливу забруд- нювальних речовин на розглядувану компоненту природного середовища скла- дові інтегрального індексу забруднення можуть ураховуватися з різними ваго- вими коефіцієнтами. Вагові коефіцієнти можуть визначатися водністю річок [14] або ймовірнісними характеристиками. Для уточненої оцінки ризику вико- ристовують ймовірнісні методи, тобто розглядається статистичний закон роз-
Not
a reprint
поділу ризику. У цьому випадку можна виявити діапазон можливих впливів на навколишнє середовище і проводити імітаційне моделювання [15].
Варіантом подолання відповідних труднощів може бути використання ймовірнісної моделі ризику на базі даних гідрохімічних спостережень. Саме такий підхід до оцінки ризиків використаний у роботі [16], але він не підходить для оцінки ризику забруднення вод сполуками азоту. Для вирішення цієї задачі пропонується застосовувати результати досліджень, отримані при виконанні положень Нітратної директиви. Сумарна концентрація мінеральних форм ніт- рогену, представлена у вигляді коефіцієнту чутливості з теоретично обґрунто- ваним порогом 11,3 мгN/дм3 утворює підґрунтя для подальших розрахунків.
Все це дозволяє стверджувати, що доцільним є проведення дослідження, прис- вяченого розробленню метода оцінки екологічних ризиків забруднення поверх- невих вод сполуками азоту.
3. Мета та задачі дослідження
Метою дослідження є розроблення методу оцінки ризику забруднення сполуками азоту поверхневих вод на базі використання даних про сумарний вміст у воді форм неорганічного нітрогену. Це дасть можливість. вдосконалити підходи до оцінок якості води внаслідок забруднення сполуками азоту та складе передумови для прийняття рішень щодо забезпечення техногенно-екологічної безпеки.
Для досягнення мети були поставлені наступні завдання:
– виявити зони чутливі до забруднення сполуками азоту за коефіцієнтом чутливості;
– установити зв’язки між показниками ризику та коефіцієнтом чутливості до забруднення сполуками азоту;
– установити межі зон забруднення сполуками азоту;
– розробити шкали якісного та кількісного оцінювання ризику на основі використання статистичного закону розподілу показника ризику.
4. Матеріали та методи досліджень
У роботі розглянуті річки південного заходу України, більшість з них від- носяться до малих, із площею менше 2000 км2 [17]. Виключенням є річки Ко- дима, Когильник, Тилігул, які відносяться до середніх. Річки досліджуваної те- риторії відносяться до чотирьох басейнів. Річки Кучурган, Ягорлик, Окна, Бі- лочі належать басейну Дністра. Річка Кодима розташована в басейні Південно- го Бугу. Річки Киргиж-Китай та Великий Ялпуг відносяться до басейну Дунаю, інші річки – до басейну Чорного моря.
У табл. 1 подані гідрографічні характеристики досліджуваних річок пів- денно-західної України [18–20]. Басейни річок розорані на 60–91 % (табл. 1), а вода річок використовується сільськогосподарськими підприємствами.
Річки межиріччя Дунай-Дністер (Алкалія, Хаджидер, Каплань, Когильник, Чага, Сарата) беруть початок на території Молдови та впадають відповідно в озеро Бурнас, озеро-лиман Хаджидер, озеро Сасик. Більшість річок межиріччя
For reading
only
Дунай-Дністер у 80-ті роки минулого сторіччя були складовими елементами Дунай-Дністровської зрошувальної системи.
Таблиця 1
Гідрографічні характеристики річок
№ п/п
Назва річ- ки
Площа водоз- бору, км2
Довжина річки, км
Середній ухил, ‰
Залісе- ність,
%
Розора- ність, %
1 Окна 157 27 5,50 23,7 65
2 Білочі 237 37 5,70 5,50 65
3 Ягорлик 1590 73 1,70 6,90 65
4 Кучурган 2150 109 1,60 0,57 59
5 Барабой 652 74 1,00 2,36 73,5
6 Кодима 2470 179 0,73 6,70 75
7 Алкалія 663 67 1,70 – –
8 Хаджидер 894 93 1,70 ≤1 91
9 Каплань 276 42 2,60 – –
10 Сарата 1250 119 1,80 10 65
11 Когильник 3910 243 1,10 16 60
12 Чага 1270 120 1,10 – –
13 Киргиж-
Китай 705 63 1,90 – –
14 Великий
Ялпуг 3280 142 1,10 – –
15 Малий Ку-
яльник 1540 89 0,78 0,8 –
16 Великий
Куяльник 1860 150 0,70 4,87 61,3
17 Тилігул 3550 173 0,90 8 60
Річки Малий Куяльник, Великий Куяльник, Тилігул протікають у межи- річчі Дністер-Південний Буг та впадають у Хаджибейський, Куяльницький та Тилігульський лимани, відповідно. Прісні води річок Тилігул та Великий Куя- льник впливають на формування водного та сольового балансів лиманів із від- повідною назвою [19]. Річка Барабой впадає у Чорне море, її водосховища ви- користовуються як водоприймачі вод Дністра з метою зрошування сільськогос- подарських земель.
Водна Рамкова Директива [21] та Нітратна Директива [22] визначили гра- ничне значення вмісту сполук азоту у воді (50 мг/дм3 або 11,3 мг N/дм3). З ме- тою кількісної оцінки чутливості річок до забруднення сполуками азоту була використана сума концентрацій іонів азоту у воді (мг N/дм3). Сумарне значення концентрацій розглядалося як критерій чутливості:
н=NH4 NO2 NO ,3
k (1)
Not
a reprint
де kн – показник чутливості території до забруднення сполуками азоту;
NH4 – концентрація азоту амонійного, мг N/дм3; NO2 – концентрація азоту нітритного, мг N/дм3; NO3 – концентрація азоту нітратного. мг N/дм3.
Якщо kн>11,3 мг N/дм3, то розглядувана зона визначається як “чутлива до нітратного забруднення”, тобто вона відноситься до зони ризику недосягнення водним об’єктом “доброго екологічного стану”.
Кількісний аналіз ризиків виконується за допомогою математичних і ста- тистичних методів, таких як: статистичний метод; метод оцінки ймовірності очікуваного збитку; метод мінімізації втрат; метод використання дерева ймові- рностей [23]. Метод оцінки ймовірності очікуваного збитку заснований на то- му, що ступінь ризику визначається як добуток очікуваного збитку на ймовір- ність того, що цей збиток відбудеться [24]. Кількісна оцінка екологічного ризи- ку може визначатися як добуток ймовірності виникнення небезпечної екологіч- ної події помноженої на наслідки цієї події. Екологічний ризик може описува- тися натуральними показниками збитку – кількістю жертв, числом зруйнованих об’єктів, величиною недоотриманого врожаю, можливим рівнем забруднення території та інше. Показником екологічних наслідків забруднення річок хіміч- ними речовинами може слугувати перевищення концентрації речовини С над її гранично-допустимою концентрацією СГДК: (С/СГДК).
При вирішенні задач оцінки ризиків розраховувалися показники R, які ба- зуються на визначенні співвідношення концентрацій забруднювальної речови- ни та її ГДК [25]:
R≅Cі>CГДКi, (2)
R=Сі/CГДКі>1, (3)
R=СГДКі/Сі>1, (4)
де R – кількісний показник ризику;
Сі – рівень концентрації і-ї забруднювальної речовини;
СГДКі – гранично допустима концентрація для і-ї забруднювальної речови- ни. СГДКі призначається в залежності від виду водокористувача.
З урахуванням ймовірності настання ризикової події показник ризику R набуває вигляду
1
' 1,
I
n
i ai
i ÃÄÊ i
C N
R C N (5)
де Cі – концентрація i-тої забруднювальної речовини;
СГДКi – гранично допустима концентрація i-тої забруднювальної речовини;
Nai – кількість проб з хімічним показником, коли ГДК було перевищене;
For reading
only
Nі – загальне число відібраних проб.
У даному дослідженні розрахунок ризику забруднення сполуками азоту виконаний за рівнянням, у якому розглядаються відношення значення kн як су- ми концентрацій сполук азоту до порогового значення 11,3 мг N/дм3, помноже- ного на відносну частоту події:
1
' ,
11,3
n í ii
k N
R N (6)
де Nі – кількість випадків, коли kн>11,3;
N – загальна кількість випадків.
Для характеристики рівня ризикової ситуації нами досліджено зв'язок між показником ризику R` та показником чутливості до забруднення сполуками азоту kн на основі застосування регресійного аналізу.
Підчас розрахунків екологічних ризиків аксіоматичним є допущення, ще більшість результатів господарської діяльності, в тому числі й ті, які зумовлю- ють забруднення навколишнього середовища (зокрема, водного середовища), являють собою випадкові величини і підкоряються закону, близькому до нор- мального [26]. Перевірка рядів kн, R` за критерієм Гаусса показала, що вони можуть розглядатися як такі, що підпорядковуються нормальному закону.
5. Результати досліджень з розробки методу оцінки ризиків забруднен- ня поверхневих вод сполуками азоту
5. 1. Виявлення зон чутливих до забруднення сполуками азоту за кое- фіцієнтом чутливості
Основою розрахунків є дані гідрохімічних спостережень Басейнового Уп- равління водними ресурсами річок Причорномор’я та Нижнього Дунаю за пері- од 2000–2018 роки (табл. 2). Спостереження виконувалися відповідно до «Про- грами державного моніторингу довкілля в системі Держводгоспу України у ча- стині контролю якості поверхневих вод за радіологічними та гідрохімічними показниками» (наказ Держводгоспу № 125 від 14.06.2000 року) та «Програми державного моніторингу довкілля в частині здійснення Держводгоспом контро- лю якості поверхневих вод» (наказ Держводгоспу № 111 від 14.06.2010 року).
Загальна кількість постів, на яких проводилися гідрохімічні спостережен- ня, дорівнює 17. Кожне спостереження виконувалося 1 раз на квартал, загальна кількість спостережень змінюється від 38 до 70 за період спостережень. Пропу- ски у спостереженнях пояснюються тим, що деякі річки знаходилися у пересо- хлому стані.
Аналіз даних спостережень по концентраціях сполук азоту показав, що пе- ревищення порогового значення kн=11,3 мг N/дм3 спостерігалося у 104 випадках із 958, що складає близько 11 %. Установлено, що 96 % цих випадків сформова- но за рахунок азоту нітратного. Цей факт свідчить про наявність дифузного за- бруднення вод досліджуваних річок сполуками азоту. Найбільша емпірична ймовірність (відносна частота події) забруднення сполуками азоту виявлена на
Not
a reprint
річках Окна, Хаджидер, Каплань, Киргиж-Китай (табл. 2). Саме на цих річках (вище розглянутих створів) установлений ризик недосягнення доброго екологіч- ного стану вод (табл. 3). У більшості випадків (60 %) перевищення порогового значення спостерігалися у першому кварталі (січень, лютий, березень) та четвер- тому кварталі (жовтень, листопад, грудень). Зимові відлиги або весняне водо- пілля формуються у першому кварталі, осінні паводки – у другому.
Таблиця 2
Відносна частота випадків перевищення критерію чутливості до забруднення сполуками азоту
№ п/
п Річка - Пост Період спосте-
режень, роки
Кіль- кість вимірю-
вань
Кількість випадків
переви- щення
Відносна частота переви- щення, % 1 Окна – с. Лабушне 2000–2008,
2010–2018 59 29 49
2 Білочі – с. Шершенці 2000–2018 66 0 0
3 Ягорлик – с. Артирівка 2000–2018 67 4 6
4 Кучурган – с Степанівка 2000–2018 69 0 0
5 Барабой – с. Барабой 2000–2018 68 0 0
6 Кодима – м. Балта 2000–2018 70 5 7
7 Алкалія – с. Широке 2004–2009,
2011–2018 43 0 0
8 Хаджидер – с. Сергіївка 2003–2018 61 20 33
9 Каплань – с. Крутоярівка 2007–2018 47 23 49
10 Сарата – с. Міняйлівка 2007–2018 38 2 5
11 Когильник – с. Серпневе 2007–2018 48 4 9
12 Чага – с. Петрівка 2007–2018 46 0 0
13 Киргиж – Китай-
с. Малоярославець 2003–2018 55 11 20
14 Великий Ялпуг – с. Табаки 2003–2018 59 3 5
15 Малий Куяльник – с. Бараново 2000–2008,
2010–2018 49 0 0
16 Великий Куяльник – с. Руська Слобідка
2000–2006, 2008, 2010–
2018
50 1 2
17 Тилігул – смт. Березівка 2000–2018 63 3 5
Найбільш значні перевищення kн виявлені на річці Окна (рис. 1).
Установлено, що для рядів kн критерій Гаусса змінюється від 1,23 до 1,29, що дозволяє прийняти нульову статистичну гіпотезу про їх підпорядкування рядів нормальному закону розподілу.
Аналіз закономірностей хронологічного ходу, виконаний на основі регре- сійного аналізу [27], показав, що статистично значущих трендів (від’ємних або додатних) у коливаннях сумарного вмісту нітрогену не виявлено (рис. 2).
Закон розподілу kн як випадкової величини представлений у вигляді емпі- ричної кривої забезпеченостей (рис. 3, 4). Ймовірність перевищення порогового значення kн знаходиться у межах 20–40 %.
For reading
only
Таблиця 3
Зони ризику, установлені за показником чутливості kн до забруднення сполука- ми азоту (kн>11,3 мг N/дм3), визначені за середніми багаторічними даними, у дужках наведені максимальне та мінімальне значення.
№
п/п Річка - Пост
Показник чутливості до нітрогену kн,
мг N/дм3
Висновок 1 Окна – с. Лабушне 11,8 (37,56–0,03) є ризик забруднення 2 Білочі – с. Шершенці 5,69 (10,44–0,11) зона без ризику 3 Ягорлик – с. Артирівка 3,02 (22,98–0,01) є ризик забруднення
в окремі роки 4 Кучурган – с Степанівка 1,55 (7,38–0,77) зона без ризику 5 Барабой – с. Барабой 1,93 (8,83–0,01) зона без ризику 6 Кодима – м. Балта 3,35 (20,26–0,04) є ризик забруднення
в окремі роки 7 Алкалія – с. Широке 1,64 (6,36–0,04) зона без ризику 8 Хаджидер – с. Сергіївка 9,65 (25,98–0,37) є ризик забруднення
в окремі роки 9 Каплань – с. Крутоярівка 11,31 (25,64–0,77) є ризик забруднення 10 Сарата – с. Міняйлівка 3,73 (11,79–0,06) є ризик забруднення
в окремі роки 11 Когильник – с. Серпневе 4,64 (18,09–0,03) є ризик забруднення
в окремі роки 12 Чага – с. Петрівка 3,23 (10,68–0,02) зона без ризику 13 Киргиж – Китай-
с. Малоярославець 7,11 (56,33–0,02) є ризик забруднення в окремі роки 14 Великий Ялпуг – с. Табаки 2,69 (17,17–0,09) є ризик забруднення
в окремі роки 15 Малий Куяльник –
с. Бараново 0,61 (3,42–0,01) зона без ризику 16 Великий Куяльник –
с. Руська Слобідка 1,80 (36,29–0,01) є ризик забруднення в окремі роки 17 Тилігул – смт. Березівка 2,34 (25,12–0,10) є ризик забруднення
в окремі роки Отриманий результат показує, що досліджувані річки у більшості випадків (60–80 %) не є вразливими до забруднення сполуками азоту та існують перспе- ктиви найскорішого досягнення їх доброго екологічного стану за рахунок зме- ншення забруднення поверхонь водозборів сполуками азоту.
Not
a reprint
а
б
Рис. 1. Хронологічний хід критерію чутливості до нітратного забруднення у пункті спостережень р. Окна – с. Лабушне: а – дані добових спостережень; б –
дані, осереднені по роках 0
5 10 15 20 25 30 35 40
27.03.2000 27.03.2001 27.03.2002 27.03.2003 27.03.2004 27.03.2005 27.03.2006 27.03.2007 27.03.2008 27.03.2009 27.03.2010 27.03.2011 27.03.2012 27.03.2013 27.03.2014 27.03.2015 27.03.2016 27.03.2017 27.03.2018
kн
Дата
0 5 10 15 20 25 30
2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018
kн
Роки
For reading
only
Рис. 2. Хронологічний хід критерію чутливості до нітратного забруднення у пункті спостережень р. Хаджидер – с. Сергіївка та відповідне регресійне рів-
няння (за даними добових спостережень)
Рис. 3. Емпірична крива розподілу забезпеченостей критерію чутливості kн до забруднення сполуками азоту у пункті спостережень Киргиж-Китай –
с. Малоярославець
y = 0,0005x - 8,7697
R² = 0,01
0 5 10 15 20 25 30
19.04.2001 14.01.2004 10.10.2006 06.07.2009 01.04.2012 27.12.2014 22.09.2017 18.06.2020
kн
Дата
0 5 10 15 20
0 20 40 60 80 100
kн
Not
P,%a reprint
Рис. 4. Емпірична крива розподілу забезпеченостей критерію чутливості до за- бруднення сполуками азоту у пункті спостережень Хаджидер – с. Сергіївка
5. 2. Оцінка зв’язків між показниками ризику та показниками чутли- вості до забруднення сполуками азоту
Показник екологічного ризику забруднення сполуками азоту R` був визна- чений за рівнянням (6) для кожного року і для кожного пункту спостережень. В якості Cі було використане середнє за рік значення критерію чутливості до ніт- рогену kн, в якості СГДКi було використано порогове значення kн=11,3 мг N/дм3.
Аналіз графіків зв’язку (рис. 5–8) між показниками ризику R` та коефіцієн- тами чутливості kн показав, що залежності між цими величинами описуються лінійними регресійними рівняннями із коефіцієнтами кореляції r більше 0,8, що свідчить про статистичну значущість отриманих рівнянь. У табл. 4 наведені рі- вняння лінійної парної регресії R`=f (kн) та коефіцієнти кореляції r.
Рис. 5. Графік залежності R`=f (kн) у пункті спостережень р. Окна – с. Лабушне за період 2000–2018 рр.
0 2 4 6 8 10 12 14 16 18
0 20 40 60 80 100
kн
Р,%
0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0
0 5 10 15 20 25 30
kн R'
For reading
only
Рис. 6. Графік залежності R`=f (kн) у пункті спостережень Киргиж-Китай – с. Малоярославець за період 2000–2018 рр.
Рис. 7. Графік залежності R`=f (kн) у пункті спостережень Хаджидер – с. Сергіївка за період 2000–2018 рр.
Рис. 8. Графік залежності R`=f (kн) у пункті спостережень Каплань – с. Крутоярівка за період 2000–2018 рр.
0 0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6
0 5 10 15 20
R'
kн
0,0 0,5 1,0 1,5
0 5 10 15 20
R'
kн
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
0 5 10 15 20
R'
kн
Not
a reprint
Ураховуючи недостаню гідрологічну та гідрохімічну вивченість території, для практичного застосування було виконане узагальнення отриманих резуль- татів у вигляді регіонального зв’язку, який являє собою залежність середніх ба- гаторічних значень R` від kн по окремих водозборах (рис. 9). Такого виду зале- жність дозволяє отримати значення R` для будь-якої річки території навіть при наявності лише даних експедиційних спостережень за сполуками азоту.
Таблиця 4
Вид рівнянь лінійної парної регресії R`=f (kн) та коефіцієнти кореляції (r) для річок південно-західної України
№
п/п Річка-Пост Вид рівняння Коефіцієнт
кореляції r
1 Окна – с. Лабушне y=0,106х–0,4864 0,97
2 Білочі – с. Шершенці Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 3 Ягорлик – с. Артирівка y=0,0246x–0,0343 0,87 4 Кучурган – с. Степанівка Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 5 Барабой – с. Барабой Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0
6 Кодима – м. Балта y=0,0246x–0,0343 0,87
7 Алкалія – с. Широке Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 8 Хаджидер – с. Сергіївка у=0,0907х–0,492 0,83 9 Каплань – с. Крутоярівка у=0,0705х–0,268 0,91 10 Сарата – с. Міняйлівка у=0,0325х–0,0908 0,75 11 Когильник – с. Серпневе у=0,034х–0,108 0,86 12 Чага – с. Петрівка Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 13 Киргиж – Китай-
с. Малоярославець у=0,034х–0,0526 0,87
14 Великий Ялпуг – с. Табаки у=0,0294х–0,0553 0,82 15 Малий Куяльник –
с. Бараново Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 16 Великий Куяльник – Русь-
ка Слобідка Відповідно до рівняння 6: якщо Nі=0, то R`=0 17 Тилігул – смт. Березівка у=0,0356х–0,0523 0,85
Регіональна залежність R`=f (kн), яка показана на рис. 9 апроксимується рі- внянням лінійної парної регресії виду
R`=0,0679 kн–0,197, r=0.95, (7)
де R` – показник ризику забруднення сполуками азоту;
kн – коефіцієнт чутливості до забруднення сполуками азоту;
r – коефіцієнт кореляції.
For reading
only
Рис. 9. Графік зв’язку середніх багаторічних значень R`=f(kн) для річок півден- но-західної України
5. 3. Установлення меж зон забруднення сполуками азоту
Межі зон ризику забруднення сполуками азоту визначалися в залежності від заданого значення kн: 0,5 kн; kн; 3 kн (трикратне перевищення); 10 kн (десяти- кратне перевищення) та розрахованими за (7) показниками ризику (табл. 5).
Таблиця 5
Виділення зон забруднення сполуками азоту за показниками чутливості та по- казниками ризику
Діапазон значень kн
Діапазон значень
R`
Якісна харак- теристика рів-
ня збитку
Якісна характеристика зони ризику
kн<0,5·11,3 R`<=0.19 прийнятний Початкове забруднення 5,65kн<11,3 0,19<R`<
=0,58 допустимий Нечутлива до забруд- нення зона 11,3kн3·11,3, трикра-
тне перевищення поро- гового значення
0,58<R`<
=2,10 значний Чутлива до забруднення зона
kн>10·11,3, десятикратне перевищення порогового
значення R`>2,10 високий
Зона катастрофічного забруднення або зона
втрати якості Зоні, чутливій до забруднення сполуками азоту, відповідають кількісні оцінки ризику R`>0,58. На основі аналізу даних спостережень було виявлено, що найбільше перевищення порогового значення 11,3 на досліджуваній терито- рії дорівнювало 3. Значення 3·11,3=33,9 прийняте як верхній поріг зони чутли- вої до забруднення. Перевищення верхнього порогу означає перехід до зони високого ступеня забруднення.
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0
0 2 4 6 8 10 12 14
R'
kн
Not
a reprint
5. 4. Розроблення шкали якісного та кількісного оцінювання ризику на основі використання статистичного закону розподілу показника ризику
Ймовірність попадання коефіцієнту ризику R` у зазначені вище зони ризи- ків визначається за регіональною кривою забезпеченості (ймовірності переви- щення заданої величини). Ця регіональна крива є результатом осереднення ем- піричних кривих розподілу R` у кожному досліджуваному створі (рис. 10). Згі- дно із даними південно-західної України найбільш ймовірним є попадання у зону прийнятного та допустимого ризику (табл. 6).
Рис. 10. Регіональна емпірична крива розподілу забезпеченості значень ризику R` забруднення сполуками азоту
Таблиця 6
Значення ймовірності ризику забруднення сполуками азоту (на базі даних ма- лих та середніх річок південно-західної України)
Ранг зони
ризику Якісна характеристика зони ризику Ймовірність попадання у задану зону ризику, % I Зона прийнятного ризику (забруднен-
ня початкове) R`<0,19 55,00 II Зона допустимого ризику (нечутлива
до забруднення зона) 0,19<=R`<0,58 35,00 III Зона недопустимого ризику (чутлива
до забруднення зона) 0,58<=R`<=2,10 9,08 IV Зона катастрофічного ризику (зона
втрати якості) R`>=2,1 0,02
Якісна характеристика можливого рівня збитку (прийнятний, допустимий, значний, високий) підчас забруднення відображає різні ситуації в зміні якості водного середовища. Якісна характеристика зони ризику є орієнтиром для прийняття управлінських рішень.
0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2
0 20 40 60 80 100
R'
Р, %
For reading
only
6. Обговорення результатів дослідження розробки методу оцінки ри- зику забруднення поверхневих вод сполуками азоту
Найбільш поширеним у практиці оцінки екологічних ризиків є викорис- тання порогових значень (критеріїв) для кількісних показників ризику. Напри- клад, перспектива досягнення екологічних цілей (доброго екологічного стану) оцінюється на основі кількісних показників антропогенних навантажень, для яких установлені порогові значення [28]. В залежності від показників антропо- генних навантажень виділено 3 категорії наслідків антропогенного впливу: «без ризику» досягнення екологічних цілей; «можливо під ризиком»; «під ризиком».
Основою такого роду розрахунків є припущення, що сукупний антропогенний вплив призводить до зміни якості води в річці, що позначається на її фізико- хімічних показниках. Серед запропонованих до використання фізико-хімічних показників ураховується вміст у воді амонію. Однак для оцінки ризику забруд- нення вод сполуками азоту цієї інформації лише даних про амоній недостатньо [29]. Визначення ризиків недосягнення екологічних цілей за розрахунками ан- тропогенних навантажень є лише першим кроком вивчення екологічного стату- су водного об’єкта, який надає лише попередні уявлення про наслідки забруд- нення вод з джерел антропогенного походження.
Базою експертної якісної і кількісної оцінки екологічних ризиків має бути рангова шкала, яка створюється за результатами просторово-часових узагаль- нень вихідних даних. Експертні оцінки екологічних ризиків часто є суб’єктивними, оскільки рангова шкала градацій ризиків створюється досить довільно. Рангова шкала показників ризиків має відображати словами різні си- туації в зміні якості природного середовища (семантична диференціація) в за- лежності від ступеня забруднення. Багатьма авторами для практичного застосу- вання кількісних оцінок екологічного ризику виконувалось їх узгодження із по- казником екологічного стану досліджуваної компоненти навколишнього сере- довища. Наприклад, у роботах [30, 31] виконане співставлення (у табличній фо- рмі) інтегрального показника якісного стану атмосферного повітря (Іпов) із зна- ченнями індексу забруднення атмосфери (ІЗА). У роботах [32, 33] узгодження виконане за розглянутим інтегральним показником стану ґрунтів та показником антропогенного навантаження на ґрунти. У роботах [34, 35] установлений зв'я- зок між значеннями показників ризику та індексами забруднення води та повіт- ря (ІЗВ). Рангова шкала використовується як база експертної якісної та кількіс- ної оцінки екологічних ризиків, оскільки дозволяє споживачу інформації визна- чити ступінь можливої небезпеки для природного середовища.
Авторами представленої роботи використаний підхід до оцінки екологіч- них ризиків, реалізований у рамках міжнародного проекту ЄС “Інвентаризація, оцінка та зменшення впливу антропогенних джерел забруднення в Нижньоду- найському регіоні України, Румунії, республіки Молдова, 2007–2013”
(МІS ETC CODE 995) [36]. Результати цієї роботи спрямовані на отримання більш точних кількісних оцінок ризиків забруднення, які характеризуються меншим ступенем невизначеності.
Розроблений метод розрахунків кількісної оцінки ризику забруднення по- верхневих вод сполуками азоту базується на використанні ймовірнісної моделі.
Not
a reprint
Це означає, що ризик розраховується як сума добутків збитків від різних видів забруднення на їх ймовірність за (5). Традиційна оцінка збитків у розрахунках екологічного ризику визначається як перевищення концентрації забруднюваль- ної речовини над її пороговим значенням (гранично допустимою концентраці- єю ГДК). Як відомо, ГДК може різнитися як для речовин, що входять у суму, так і для різних країн, де призначаються відповідні значення ГДК. Окрім того, при наявності кореляційних зв’язків між концентраціями досліджуваних речо- вин цей факт також має ураховуватись через використання інформації кореля- ційних матриць. Зважаючи на біогеонестійкість нітрогену [37], як показник вра- зливості території до забруднення сполуками азоту рекомендовано використо- вувати сумарний вміст у воді форм неорганічного нітрогену (Nнеорг)
NH4 NO2NO3
[38].Для розрахунків ризику запропоновано використовувати не ГДК окремих сполук азоту, а порогове значення (коефіцієнт чутливості kн=11,3 мгN/дм3) для суми концентрацій нітрогену. Цей показник є набутком виконання положень Нітратної директиви у різних країнах, включаючи Україну [39]. Тісний ліній- ний зв'язок між значеннями R`та kн був установлений для окремих річок по ро- ках (рис. 5–9) та для середніх багаторічних значень (рис. 9). Ця обставина до- зволила створити рангову шкалу, яка формується за результатами просторово- часових узагальнень вихідних даних. Рангова шкала ризиків забруднення спо- луками азоту побудована на існуванні тісних зв’язків між коефіцієнтом чутли- вості kн та оцінок ризику R`. Регіональна крива забезпеченості ризику дозволи- ла визначити ймовірності попадання у кожну із зон.
Алгоритм практичного застосування методу можна представити наступ- ним чином:
1. За фактичними або прогнозними даними установлюється сумарний вміст у воді сполук азоту за рівнянням (1) kн=NH4 NO2 NO .3
2. За табл. 5 в залежності від значення kн визначається діапазон можливих значень ризиків, якісна характеристика збитку та якісна характеристика зони ризику.
3. За табл. 6 установлюється ймовірність попадання в зону ризику. Слід за- значити, що наведена як приклад територія південно-західної України є недостат- ньо вивченою з точки зору її освітлення даними гідрологічних та гідрохімічних спостережень. Ця обставина потребувала використання просторово-часових уза- гальнень у вигляді регіональних залежностей. За умови наявності значного об’єму вихідної інформації алгоритм досліджень набуде наступного вигляду:
1. За фактичними або прогнозними даними установлюється сумарний вміст у воді сполук азоту за рівнянням (1) kн=NH4 NO2 NO .3
2. Визначається кількісний показник ризику R` за формулою (6).
3. Установлюється зв’язок R`=f(kн) у заданому створі за даними спосте- режень.
4. Виділення зон забруднення сполуками азоту на базі значень kн в залеж- ності від поставленого завдання.
5. Визначення зон ризику у відповідності із межами зон забруднення kн.
