Моделювання забруднення грунтів

МІНІСТЕРСТВО ОСВІТИ І НАУКИ УКРАЇНИ

ВІДКРИТИЙ МІЖНАРОДНИЙ УНІВЕРСИТЕТ РОЗВИТКУ ЛЮДИНИ “УКРАЇНА”

Рівненська Філія

Кафедра комп’ютерного еколого-економічного моніторингу

Курсова Робота

З дисципліни: “Об’єктно-орієнтованний аналіз:моделювання стану навколишнього середовища”

На тему: “Моделювання забруднення грунтів”

Виконав:

Студент 2-го курсу

Спеціальності “Комп’ютерний

Еколого-економічний моніторинг”

Марчук Олександр

Керівник:

Грицюк П. М

Рівне-2003

План

1. Родючість грунтів

2. Грунти і екологія

3. Грунти Рівненщини

4. Математичні моделі розрахунку і прогнозування хімічного забруднення грунту

5. Моделювання забруднення грунту пестицидами

6. Приклад моделі розрахунку і прогнозування хімічного забруднення грунту

Висновок

Література

1. Родючість грунтів

Одним з основних критеріїв якісної оцінки сільськогосподарських угідь виступає родючість грунтів, як основа функціонування цієї категорії земель, а головним показником, за допомогою якого оцінюється родючість фунту, виступає вміст у ньому комплексу специфічних органічних речовин – гумусу. Від кількості гумусу залежить не лише врожайність рослин, але й спрямованість грунтових процесів, екологічний стан грунтів і ландшафтів, ефективність заходів по підвищенню родючості грунтів та охорони навколишнього середовища. Рівень гумусованості грунтів теж має зональну залежність. Так, якщо дерново-підзолисті грунти Полісся характеризуються невисоким вмістом гумусу (0,7-2,0%), а у лісостепу гумусованість зростає від 1,0-2,5% у ясно-сірих грунтах до 4,0-6,0% у чорноземах типових, то у чорноземному степу кількість гумусу знижується у протилежному напрямку – з півночі на південь – від 6,0 до 1,5%. Як показують матеріали Держкомзему (1998 p.), на протязі останніх десятиріч в Україні спостерігається досить стала тенденція до зниження вмісту гумусу в грунтах, що пояснюється як природними процесами (насамперед, ерозійно-дефляційними), так і спрацюванням гумусу в процесі інтенсифікації сільськогосподарського виробництва. За даними спостережень протягом останніх 30 років, середньорічні втрати гумусу на Поліссі становлять 0.1, у лісостепу-0,8, у степу-0,4 т/га, чим і пояснюється нагальна необхідність реалізації наукових розробок по відновленню родючості грунтів, запропонованих науковцями і практиками України та з успіхом апробованих у різних природних зонах та на різних грунтових відмінах.

Для порівняльних оцінок родючості грунтів за їх природними особливостями (з урахуванням рівнів інтенсифікації землеробства) проводиться бонітування грунтів (від лат. bonitas – доброякісність), при якому весь комплекс якісних показників грунту оцінюється у балах (в Україні – від 22-31 бала у дерново-підзолистих піщаних і глинисто-піщаних грунтах до 65-100 балів у чорноземах типових). Саме бонітування грунтів є однією з найважливіших підвалин головного документу, що визначає основні засади землекористування в Україні – Земельного кадастру.

2. Грунти і екологія

На сучасному етапі надзвичайно загострюються екологічні аспекти землекористування в Україні. Більшість екологічних негараздів, пов’язаних з використанням земельних ресурсів, мають природну основу, однак їх активізація зумовлена не стільки ритмікою (циклічністю) природних явищ, скільки антропогенним впливом, точніше – наслідками нерозважливого господарювання, орієнтованого не на перспективу, а на сьогоденну віддачу.

Серед основних несприятливих факторів, що позначаються на кількісній і якісній сторонах земельних ресурсів, насамперед згадаємо про ерозійні процеси, які полягають у руйнуванні грунтового покриву, переміщенні, перетиранні, обточуванні та перевід-кладенні твердих частинок грунту під дією води, вітру або під час обробітку грунту. В залежності від переважаючих факторів, що зумовлюють розвиток ерозійних процесів, останні поділяються на три групи – водну, вітрову та агротехнічну ерозію. При цьому розрізняють ерозію нормальну, яка проявляється на територіях, не порушених господарською діяльністю людини, та прискорену, що розвивається під антропогенним впливом (розорювання схилів, нерегульовані випаси худоби на них, суцільне вирубування лісів тощо). Цілком зрозуміло, що в сучасних умовах ми маємо справу переважно з процесами прискореної ерозії, негативний вплив якої проявляється головним чином на основному виді сільськогосподарських угідь – ріллі, причому за ступенем еродованості виділяються слабо-, середньо – та сильноеродовані землі. Станом на 1.01.1996 p. в Україні еродовано 12,9 млн. га сільськогосподарських угідь (30,8%), у тому числі 10,6 млн. га ріллі (31.6%). При цьому кожного року площі еродованої ріллі зростають пересічно на 70 тис. га.

Другий за поширенням (після ерозії) екологічний аспект землекористування в Україні пов’язаний з інтенсивним забрудненням грунтів, яке виникає внаслідок господарської діяльності людини, причому діяльності, далеко не завжди безпосередньо пов’язаної з експлуатацією земельних ресурсів. Основні напрямки забруднення грунтів, які підлягають постійному польовому і лабораторному контролю, визначаються нагромадженням у грунтовому покриві залишків засобів захисту рослин (пестицидів), мінеральних добрив та важких металів. При цьому реальний вміст шкідливих речовин у грунті порівнюється з вже згадуваними гранично допустимими концентраціями (ГДК) – нормативне встановленим вмістом таких речовин у масі грунту (мг/кг), при якому гарантується відсутність негативного (прямого чи опосередкованого) впливу на здоров’я людини та санітарні умови проживання населення. На практиці одним з основних екологічних критеріїв забруднення грунтів виступає саме нагромадження у грунтах різноманітних важких металів, що потрапляють у грунт з повітря або через підземні води (досить згадати, що, наприклад, у одній лише вугільній золі міститься до 70 хімічних елементів, серед яких значна кількість може бути віднесена до групи важких металів). При цьому на чільні позиції виходять навіть не кількісні оцінки нагромаджуваних у грунтах важких металів, а їх токсичність. Однак, як зазначає С. Веремеєнко (1999), на даний час ще не розроблені чіткі критерії токсичності кожного елементу для різних сільськогосподарських культур, в зв’язку з чим при екологічних оцінках стану забруднення грунту можна користуватися емпіричними показниками, наприклад, коефіцієнтом токсичності (Кт), запропонованим Г. Євдокимовою:

Кт = Са + Mg / т. е., (27)

Де: Са + Mg – сума обмінних основ;

M. e – вміст токсичного елементу. При цьому для кожного хімічного елементу, що забруднює грунт, як і для кожного типу грунтів повинна розроблятися своя шкала токсичності. Так, для підзолистих грунтів, забруднених нікелем, ця шкала має наступний вигляд: при Кт >30 грунт вважається нетоксичним, при Кт = 10-29 – слаботоксичним, при Кт <9 – сильнотоксичним.

В зв’язку з сказаним, надзвичайно актуальними стають проблеми визначення допустимих меж присутності важких металів у грунтах.

При цьому кількісними критеріями допустимого вмісту важких металів у грунтах виступають згадувані вже величини ГДК, а при їх відсутності (оскільки на сьогоднішній день ГДК розроблені далеко не для всіх важких металів) користуються особливим показником – клерками, які показують середній вміст хімічного елементу в незабрудненому грунті (табл.10).

В залежності від вмісту важких металів існує 6 оціночних класів грунтів, за якими визначаються допустимі умови використання грунтів (табл.11)

Забруднення грунтів має виразний регіональний характер. Так, надмірні концентрації шкідливих речовин, пов’язаних з внесенням мінеральних добрив, відмічаються на грунтах Полісся і Карпатського регіону, де протягом 1985-1990 років вносилися підвищені дози таких добрив – від 210-240 до 300 кг/га (при показнику середньому по Україні -150 кг/га). Високі дози мінеральних добрив (150-200 кг/га) вносилися також в окремих областях лісостепової зони (Київська, Чернівецька). Локальні ділянки надмірного використання мінеральних добрив відмічалися і на зрошуваних землях степової зони. Головним наслідком цього процесу стало нітратне забруднення грунтів та вирощеної на них сільськогосподарської продукції. Підвищене забруднення важкими металами (свинцем, хромом, нікелем тощо) відмічається головним чином на територіях, прилеглих до великих промислових центрів (особливо на Донбасі та у Придніпров’ї), а також на окремих ділянках, прилеглих до напружених автомагістралей.

Як показують дослідження А. Обухова (1989), забруднення грунтів важкими металами більш уповільнено відбувається на чорноземах, які мають (у порівнянні з дерново-підзолистими фунтами піщаного та супіщаного гранулометричного складу) значно більше органічної речовини і високу вбирну здатність. Коефіцієнти дифузії важких металів у чорноземах у 2-3 рази нижчі, ніж у дерново-підзолистих грунтах, а відтак чорноземи страждають від наслідків забруднення значно менше, ніж підзолисті піщані і супіщані грунти. На чорноземах менше пошкоджується врожай і погіршується його якість, ніж на інших грунтах.

Окрема специфічна проблема пов’язана з масовим радіонуклідним забрудненням грунтів внаслідок Чорнобильської катастрофи (головним чином цезієм-137, меншою мірою – стронцієм-90). Підвищене радіоактивне забруднення відмічається не тільки в усіх областях Українського Полісся, від Волині до Сумщини, але й на окремих локаліях Вінницької, Черкаської і навіть Чернівецької областей, куди поширювалася чорнобильська “хмара” під час аварії.

Серед екологічних ускладнень, пов’язаних із земельними ресурсами України, відзначимо також процеси засолення та вторинного заболочування грунтів, активізація яких теж тісно переплітається з господарською діяльністю людини, про що згадувалося нами вище.

За ступенем комплексного прояву згаданих та інших аномалій розрізняють кілька основних типів екологічних ситуацій, які складаються на землях України:

Сприятлива ситуація відмічається на територіях, що не зазнають впливу радіонуклідів та шкідливих викидів промислових підприємств і характеризуються невисоким (<3 кг діючої речовини на 1 га площі) пестицидним навантаженням. При цьому вміст валових форм важких металів у грунті знаходиться на рівні кларків, а у рослинницькій продукції та рухомих формах у грунтах він не перевищує ГДК.

Задовільна ситуація складається на територіях з незначним забрудненням Cs-137 (на рівні 0,1- 1,0 Кі/км2) і Sr-90 (<0,02 Кі/км2) та пестицидним навантаженням до 3-4 кг/га діючої речовини (д. р.). При цьому залишкові кількості пестицидів у грунті значно менші ГДК, вміст важких металів у грунтах, у рослинницькій продукції та у рухомих формах не перевищує ГДК.

Передкризова ситуація характерна для територій з радіонуклідним забрудненням по Cs-137 не вище 1-5 Кі/км2 і по Sr-90 – до 0,02-1,0 Кі/км2 та пестицидним навантаженням 4-5 кг/га д. р. Залишкові кількості пестицидів та валових форм важких металів у грунті і в рослинницькій продукції знаходяться на рівні ПДК, а у рухомих формах у грунтах перевищують ГДК у 1,5-2 рази.

Кризова ситуація складається на територіях з рівнем радіонуклідного забруднення Cs-137 у межах 5-15 Кі/км2 і Sr-90 -1-3 Кі/км2, причому залишкові кількості пестицидів у грунтах і рослинах у 1,1-1,5 рази перевищують ГДК, вміст валових форм важких металів перевищує ГДК у 2-10 разів, а у рослинній продукції – у 1,1-1,5 рази (в рухомих формах у грунтах він у десятки разів перевищує ГДК).

Катастрофічна ситуація проявляється на територіях, де відмічається перевищення всіх нормативів, притаманних кризовим площам.

Останнім часом за такою схемою Держкомзем оцінює й протиерозійну стійкість грунтів (при цьому фактичний стан еродованості порівнюється з теоретичною “нормою ерозії”, визначеною для різних типів грунтів у різних природних регіонах). Зрозуміло, що наведена методика якісної оцінки екологічних ситуацій, пов’язаних із земельними ресурсами, може бути застосована лише на основі ретельних комплексних обстежень території України. Ця робота в державі проводиться систематично, проте в умовах економічної скрути темпи її залишають бажати кращого.

За таких умов загальну уяву про екологічну стійкість земельних ресурсів України можна скласти на основі порівняння кількісних (площинних) показників описаних вище типів сільськогосподарських угідь. При цьому виходять з того, що найбільш нестійкими (в екологічному розумінні) угіддями виступають орні землі, в той час як сіножаті, пасовища, ліси, чагарники, болота розглядаються як умовно стабільні угіддя. Отже, показником екологічної стійкості грунтів (ПСЕГ) може виступати відношення умовно стабільних угідь до площі орних земель. Більшою екологічною стійкістю відрізняються земельні ресурси західних і північних областей України, в той час як найбільш вразливі території зосереджені на півдні та на сході держави.

3. Грунти Рівненщини

Складні природні умови області, і в першу чергу розмаїття приповерхневих геологічних утворень (“материнських порід”), зумовили строкатість і різноманітність грунтового покриву описуваної території. За даними крупно масштабних грунтових обстежень, у межах області було виділено 277 грунтових відмін (М. Кваша,1970). Новіші роботи грунтознавців Рівненського філіалу Інституту землеустрою, Рівненського державного технічного університету та інших наукових і проектних організацій області дозволяють виділити з цього розмаїття кілька найпоширеніших типів грунтів.

Дерново-підзолисті грунти сформувалися переважно під лісами з участю трав’яної рослинності, що зумовило одночасний прояв двох протилежних процесів грунтоутворення: з одного боку – підзолистого, при якому руйнуються мінеральні й органічні частини грунту, а з іншого – дернового, який сприяє нагромадженню органічних та мінеральних (насамперед карбонатних) речовин у грунтовій товщі В залежності від переважання того чи іншого процесу, особливо підзолистого, розрізняють приховано-, слабо – та середньопідзолисті грунти. Разом з тим, на складі, будові і властивостях грунтів відчутно позначаються особливості материнських порід, на яких протікали процеси грунтоутворення, в зв’язку з чим виділяються піщані, глинисто-піщані та супіщані різновиди дерново-підзолистих грунтів.

Зважаючи на значне поширення цих грунтів, особливо на межиріччях і великих борових (перших надзаплавних) терасах Полісся, дерново-підзолисті грунти досить інтенсивно використовуються у сільськогосподарському виробництві області, про що свідчить і відносно високий рівень їх розорювання (понад 60%).

Опідзолені грунти сформувалися переважно на лісовидних породах і поширені у південній лісостеповій частині області, займаючи вододільні плато та їх схили на Волинській височині. У формуванні грунтів цього типу проявився вплив двох основних грунтоутворчих процесів – підзолистого і чорноземного, в залежності від переважання яких виділяють кілька типів грунтів: ясно-сірі, сірі опідзолені, темно-сірі опідзолені та чорноземи опідзолені. Найбільше поширення у межах області мають сірі опідзолені грунти (близько 123 тис. га), які характеризуються значною кислотністю, а відтак – безструктурністю і розпорошенням орного шару, схильного до запливання та утворення кірки на поверхні, нарешті, незначним вмістом гумусу і зниженою родючістю. Разом з тим, ці грунти інтенсивно розорюються (82%) і досить ефективно використовуються при вирощуванні зернових, технічних та плодових культур, багаторічних трав тощо.

Менш яскраво проявлявся підзолистий процес при формуванні темно-сірих опідзолених грунтів, в зв’язку з чим вони відрізняються більшим вмістом гумусу (2,2-3,0%), зменшенням кислотності, поліпшенням фізичних властивостей (простежується, хоч і слабо виявлена, зернисто-грудкувата структура, зменшується схильність до запливання тощо). Все це зумовлює кращу родючість, а відтак і високий рівень розорювання (понад 92%) темно-сірих опідзолених грунтів, загальна площа яких в області перевищує 72 тис. га.

Ще менше виявлений підзолистий процес у чорноземів опідзолених, площа яких охоплює майже 62 тис. га. За своєю морфологією, фізико-хімічними властивостями і родючістю вони наближаються до чорноземів типових.

Високі рівні розорювання опідзолених грунтів в умовах хвилястої поверхні вододільних просторів та схилів лесового плато, сприяють інтенсивному розвитку ерозійних процесів, що проявляються через втрату природної родючості грунту (площинний змив), а часом і через повне руйнування грунтового покриву (яркова ерозія). За даними Рівненського філіалу Інституту землеустрою, майже 43% площ поширення опідзолених грунтів характеризуються різними ступенями змитості грунтового покриву. Чорноземи типові складають найцінніші земельні угіддя області, що формувалися під трав’яною рослинністю (луки, степи) на лесових відкладах Волинської височини, займаючи площі понад 42 тис. га. Ці грунти характеризуються легко-суглинковим складом з високим вмістом пилу і мулу, зернисто-грудкуватою структурою орного шару, слабокислою або нейтральною реакцією грунтового розчину.

За вмістом гумусу чорноземи області поділяються на слабогумусовані (1,7-3,0%) та малогумусовані (3,0-4,5%), а за потужністю гумусової частини профілю – на неглибокі (80-110 см) та глибокі (до 120-130 см).

Розміщення на високих гіпсометричних рівнях та інтенсивне розорювання чорноземів (по окремих різновидах розорано від 92 до 100% площ) сприяють поширенню ерозійних процесів, в зв’язку з чим на початок 90-х років майже 40% площ, вкритих грунтами цього типу, мають явні ознаки різних ступенів змитості (від слабо – до сильнозмитих).

Чорноземи та дерново-карбонатні грунти, що утворилися на елювії карбонатних порід, мають в області фрагментарне поширення (зокрема, у Малому Поліссі), хоч їх загальна площа (понад 39 тис. га) мало поступається перед описаними вище чорноземами типовими.

Характерною рисою грунтів цієї групи є відчутне зменшення потужності гумусованої товщі (рідко перевищує 20-30 см) і різкий перехід до корінної породи (тріщинуваті мергелі, вапняки). Ці грунти мають дещо гірші, порівнюючи з чорноземами типовими, фізико-механічні та водні властивості, відрізняються переважно лужною реакцією грунтового розчину. Найбільш ефективно використовуються для вирощування озимої пшениці, особливо за умови підживлення фосфорними добривами. Розораність перевищує 95%, проте змитість відчутно зменшується, що пояснюється відносно незначними перевищеннями ареалів розвитку цих грунтів над місцевими базисами ерозії.

Дещо кращі властивості мають дерново-карбонатні грунти, що утворилися на елювії карбонатних порід (перегнійно-карбонатні або рендзини). На цих грунтах можуть вирощуватися непогані врожаї різноманітних сільськогосподарських культур, особливо за умови забезпечення посівних площ калійними добривами. Рендзини фрагментарне зустрічаються у Малому Поліссі та у Костопільському районі. Дернові грунти поширені переважно у південній частині Рівненського Полісся, а також на заплавах річкових долин у межах Волинської височини, займаючи загальну площу понад 130 тис. га. Утворилися переважно на пісках (часом на супісках), в зв’язку з чим характеризуються легким механічним складом, малим вмістом органічних речовин, незначним насиченням основами. Зустрічаються розвинені (глибокі) дернові глейові грунти, де потужність гумусового горизонту сягає 20 см, та нерозвинені (неглибокі) різновиди, з потужністю гумусового горизонту до 8-10 см.

Незначний вміст гумусу, а відтак нестача азоту і фосфору, зумовлює низьку природну родючість дернових грунтів. Особливо це стосується піщаних та зв’язно-піщаних відмін, де на додаток до сказаного відчувається і нестача калію.

Лучні та чорноземно-лучні грунти зустрічаються по всій території області, займаючи низькі (часом і високі) рівні заплав, днища балок і фрагментарно – окремі ділянки надзаплавних річкових терас та знижених вододілів (особливо на Поліссі). Формуються переважно під трав’янистою рослинністю на алювіальних та делювіальних відкладах в умовах надмірного тимчасового зволоження.

За глибиною залягання грунтових вод і рівнем оглеєння розрізняють лучні глейові та лучно-болотні грунти. У перших рівні грунтових вод залягають на глибинах 50-100 см, а у других грунтові води підходять безпосередньо до поверхні. На окремих ділянках високих заплав, надзаплавних терас та знижених вододілів поширені лучно-чорноземні грунти (загальна площа близько 7 тис. га), які теж формуються під трав’янистою рослинністю в умовах високого залягання рівнів грунтових вод. Ці грунти одночасно поєднують ознаки лучних грунтів (часто навіть мають оглеєння у нижній ділянці профілю) і чорноземів, хоча у порівнянні з останніми вони більш зволожені і гумусовані.

Лучні, лучно-болотні і особливо лучно-чорноземні грунти мають порівняно високу потенційну родючість і використовуються переважно як природні кормові угіддя. Значні площі таких грунтів розорані і призначаються під польові сівозміни, а особливо – для вирощування кормових і овочевих культур. Щодо районування грунтів на території області можна сказати наступне.

РАДИВИЛІВСЬКИЙ район. Переважають дерново-глейові карбонатні та чорноземно-лучні карбонатні грунти характеризуються відсутністю торфового шару і являють собою чорну землисту масу, яка світлішає з глибиною. Загальна потужність рідко перевищує 50-70 см.

Аналіз водно-фізичних та фізико-хімічних властивостей грунтового покриву показує, що переважна більшість грунтових різновидів може досить ефектив використовуватися у сільськогосподарському виробництві лише за умови штучного поліпшення, тобто вимагає застосування науково обгрунтованої системи гідротехнічних хімічних меліорацій. За особливостями літології материнських порід, провідних проце грунтотворення, морфології та водно-фізичних властивостей і природної родючості груш у межах Рівненщини виділяють (С. Вознюк, П. Кузьмич та ін., 1976) вісім грунто – меліоративних районів, які характеризуються не тільки домінантним поширенн тих чи інших типів грунтів, але й особливостями господарського використання і поліпшеї грунтового покриву території. Болотні грунти поширені головним чином у Поліссі, займаючи різні за генезисом і розмірами зниження у алювіальних та озерно-льодовикових відкладах. Фрагментарне зустрічаються у межах Волинської височини та Малого Полісся, особливо на заплавах Ікви, Свитеньки, Вілії та інших приток Стиру і Горині.

ЗАРІЧНЕНСЬКИЙ. Переважають болотні (50%), дерново-підзолисті (29%) та дернові грунти.

ВИСОЦЬКО-РАФАЛІВСЬКИЙ. Переважають болотні грунти.

ПЛАВ-ГОРИНСЬКИЙ. Найбільш розвинені торфовища (50%), дерново-підзолисті (30%), лучні (12%) та дернові грунти.

САРНЕНСЬКИЙ. Переважають дерново-підзолисті (на підвищеннях) і дерново-карбонатні (у зниженнях) грунти.

РОКИТНІВСЬКИЙ. Найбільш поширені дерново-підзолисті оглеєні грунти.

КОСТОПІЛЬСЬКИЙ. Основу грунтового покриву складають дерново-слабопідзолисті карбонатні та лучні грунти з окремими низинними торфовищамц.

РІВНЕНСЬКИЙ. Найбільш розвинені сірі опідзолені грунти на лесовидних суглинках та чорноземи.

4. Математичні моделі розрахунку і прогнозування хімічного забруднення грунту

Натурними спостереженнями встановлено інтенсивне забруднення грунту хімічними елементами промислових відходів, а також накопичення в ньому залишкової кількості пестицидів. В зв’язку з цим важливим є прогнозування на перспективу потрапляння забруднення в грунт промислових центрів і сільськогосподарських територій.

Згідно даних про ступінь і характер забруднення грунту в районі шлаконакпичувачів були розроблені моделі розрахунку деяких хімічних елементів в поверхневому (0-20 см) горизонті грунту, а саме для:

Міді

; (1)

Цинку

(2)

Хрому

(3)

Нікелю

(4)

Де r – відстань від шлакнакпичувача (М);

X0 – вихідне значення хімічних елементів в грунті, мг/кг.

Дослідженнями встановлено інтенсивне забруднення цими хімічними речовинами поблизу Териконів. Тому перевірка цих моделей з метою визначення можливості їх застосування для прогнозу забруднення грунту відходами вугільної промисловості була проведена на матеріалах про наявність в грунті хрому, міді, нікелю і інших хімічних сполук в районі розміщення териконів(таблиця 1).

Результати порівняння фактичних і розрахункових значень рівнів забруднення грунту біля териконів і звалищ в залежності від відстані, %

()

Відстань від об’єкта дослідженняПо шахті №1По шахті №2По звалищі
CuCrCuCrCuCrZnNi
Грунт біля підніжжя терикону(звалища)9890969090909090
50м від звалища4514010856
100м від терикону6267305611690
250м від звалища920116003826
500м від терикону776114090776128090
1000м від терикону420927075628761106090

Порівняння даних натурних спостережень і розрахунків свідчать про те, що фактичний рівень забруднення грунту в районі Териконів і звалищ відповідає розрахованому тільки в випадках відбору проб біля підніжжя Териконів, тобто на самій близькій відстані від вивчаючого об’єкта. В цих випадках відсоток достовірності досягає 90-98%. При відборі проб грунту на відстані 500 і 1000м, розраховані величини перевищують фактичні в десятки, сотні, а то і тисячі разів.

Варто відмітити, що хімічне забруднення грунтів в основному здійснюється двома шляхами: поглинанням верхнім шаром грунту викидів промислових джерел в атмосферу ; безпосереднє внесення хімічних речовин у вигляді добрив, пестицидів, гербіцидів. В першому випадку математична модель істотно залежить від структури переносу забруднень повітряним шляхом, висоти, потужності джерела, забруднення і відстані від нього. Якщо врахувати ці умови, то запропоновані математичні моделі (1-4) можуть бути перенесені на вивчаючі об’єкти (грунт в районі Териконів ), розміщені на відстані до 50 м від джерела забруднення. Моделі (1-4) можуть бути використані для ідентифікації початкових умов, тоді як для прогнозування забруднення на відстані більше 50-100м необхідно синтезувати різницеве рівняння.

Припустимо, що взаємодія забруднюючих речовин з грунтом здійснюється за законом:

, (5)

Де допускається можливість як поглинання, так і відбивання забруднюючих речовин.

Для оцінки сумарного впливу джерела, з метою визначення кількості осідаючих забруднюючих речовин, застосовують планшети з липкою чи водяною поверхнею. В Гідрохімічному інституті оцінка сумарного впливу Байкальського целюлозно-паперового комбінату на оз. Байкал здійснюється за результатами зняття проб снігу поблизу джерела забруднення. Основою для побудови моделі є дані натурних спостережень по двох одномірних профілях.

В якості вихідного рівняння (моделі об’єкту)було покладено:

(6)

Де L(x, y) – двомірне рівняння дифузії перша складова правої частини характеризує джерело забруднювачів на висоті Н (забруднюючі речовини, які потрапляють через трубу) ; друга складова – неорганізовані викиди підприємства.

Функція може мати різний вигляд, зокрема при

Припускається лінійність джерела з постійною потужністю викидів С на відрізку [O, h] і рівною нулю при z>h.

Якщо

Потужність джерела забруднювачів (терикону, заводу)розподіляється по параболі.

Враховуючи, що коефіцієнти рівнянь (5) і (6) – випадкові функції метеофакторів, і сумуючи ці рівняння з визначеними масами, які вибираються пропорційно часу дії метеорологічних умов і – го типу “усереднені” рівняння також отримуємо у вигляді (5) та (6).

При переході від рівняння (5) до різницевого (7)

Отримуємо, що концентрація речовини, яка поглинається снігом, пропорційна наземній концентрації.

Застосовуючи тепер метод прямих до рівняння (6) для розрахунку забруднення по однорідному профілю, отримаємо рівняння:

(8)

5. Моделювання забруднення грунту пестицидами

Одним із найбільш важливих інтегральних показників, які відбивають кінцевий результат взаємодії пестицидів, середовища і зовнішніх факторів, є рівень забруднення того чи іншого середовища. Грунт займає особливе місце серед інших середовищ. Існує багато факторів, від яких залежить кількість пестицидів в грунті і навколишньому середовищі.

Теоретичною моделлю розчинення, переносу, поглинання і розпаду пестицидів в грунтах, у випадку одночасного руху розчину в пористому середовищі, буде рівняння конвертивної дифузії :

(9)

Де – дифузійна складова;

– коефіцієнт швидкості розпаду пестициду;

U – концентрація пестициду в розчині;

V – швидкість фільтрації;

– швидкість розчинення пестициду у воді;

– функція поглинання пестициду кореневою системою

Для квазістаціонарного вирішення, коли V не залежить від х та m0=const, швидкість фільтрації розраховується з умови:

(10)

Кінетика процесу розчинення і розпаду може бути писана рівнянням першого порядку:

(11)

Де k1 – константи розпаду в твердій фазі (в сухих грунтах);

Um – концентрація насичення;

B – концентрація пестициду в твердій фазі грунтів.

Для отримання повної моделі чи її рівничного аналогу даних натурних спостережень немає. Є лише результати вивчення міграції пестицидів і металів з грунту в рослини які вказують на їх складний, нелінійний характер.

Тому в даний час обстежується розглядом точкових моделей, хоча така заміна вкрай небезпечна: усереднена поведінка пестициду в просторі, ми тим самим не враховуємо можливість його накопичення в окремих точках простору вище норм гранично допустимих концентрацій (ГДК).

Задача дослідження точкових систем зводиться до встановлення залежності між вхідними параметрами – факторами до яких відносяться: фізико – хімічні властивості препарату (молекулярна маса, температура плавлення чи кипіння, розчинність у воді і в жирах, стійкість при різних рН, леткість);фізик – хімічні властивості грунту (склад гумусу, середня температура грунту, рН, вологість, механічний склад, кількість внесених добрив, мікроорганізми); умови обробки грунту (кількість і спосіб внесення препарату і його товарна форма, глибина розорювання, вид культури, яка росте і її урожайність); кліматичні умови (температура атмосферного повітря, його відносна вологість і швидкість руху, кількість опадів і їх періодичність) і інші фактори і вихідні параметри, які свідчать про якість функціонування систем, зміну концентрації пестицидів з часом.

Як раніше вже відмічалося, процес розкладу речовин в грунті здійснюється пропорційно текучій концентрації цих речовин У0 , а все різноманіття факторів, які впливають на зміну концентрацій пестицидів чи радіонуклідів з часом, виражається через усереднений коефіцієнт К, який визначається експериментально. Для визначення заданих умов, рівняння буде мати наступний вигляд:

Y = y0 e – k t (12)

Для отримання більш точних даних про зміну концентрації пестицидів в грунті з часом при дії різних факторів оточуючого середовища, користуються методом грунтового врахування аргументів для самоорганізації прогнозуючих моделей за даними досліду. Зовнішнім критерієм при синтезі прогнозуючих моделей може бути критерій регулярності чи критерій мінімуму.

На другому етапі селекції відбувається адаптація коефіцієнтів моделі у всіх точках і кожна з F кращих моделей перевіряється за додатковим критерієм селекції: задається “трубка” значень прогнозуючого параметра, яка дозволяє виділити моделі прогнози по яких знаходяться в її межах в процесі крокового інтегрування рівнянь. Точність, яка не виходить за межі “трубки” прогнозів оцінюється за критерієм помилки багаторазового прогнозу

,

Де – відповідно фактичне значення і значення покрокового прогнозу, розраховане по даній моделі.

Вибір моделі оптимальної складності виується на площині критеріїв Чи .

Оптимальними є моделі, які знаходяться ближче до початку координат:

Приклад 1. прогнозуюча величина c(t) концентрація далапону в грунті. Вхідні параметри – концентрація даної речовини в початковий момент часу c (t0 ), рН грунту в час t. Так як в досліді c(t0) змінювалась в різних межах, то необхідно виконати нормування вхідного параметра. вихідна величина тепер буде:

Повний поліном, на основі якого синтезовані моделі, мають наступний вигляд:

=, (13)

Синтезуються алгебраїчні моделі, тому селекція проходить в один етап з подальшою адаптацією коефіцієнтів моделі у всіх точках. Точок вивчення – 48 , перевірки – 12 . після обробки на ЕОМ отримались наступні найкращі моделі:

= 0,2358743 – 0,6897212 (14)

Помилка прогнозу 15,7 %, або 0,16 в частинах від одиниці.

= (15)

Помилка прогнозу 15,4% , чи 0,15 в частинах від одиниці.

Приклад 2. вхідні величини – тільки концентрація в початковий момент часу c (t0) і час t. Повний поліном такий самий, як і в першому прикладі, але немає рН. Точок вивчення – 10, перевірки – 5.

= (16)

Помилка перевірки 12,08%, чи 0,12 по відношенню до одиниці.

= (17)

Помилка перевірки 10,18%, чи 0,1 по відношенню до одиниці.

Таблиця 2

Залежність концентрації дапалону від часу, доби.

Зразу після внесення530507590
0,660,560,470,440,350,28
1,000,80,670,550,480,39
1,331,171,000,940,790,63
2,001,1671,401,321,121,03

6. Приклад моделі розрахунку і прогнозування хімічного забруднення грунту

Згідно даних про ступінь і характер забруднення грунту в районі шлаконакпичувачів були розроблені моделі розрахунку деяких хімічних елементів в поверхневому (0-20 см) горизонті грунту, а саме для:

Міді; цинку

Хрому

Нікелю

Де r – відстань від шлакнакпичувача (М);

X0 – вихідне значення хімічних елементів в грунті, мг/кг.

U\ZnCrNi
X0X0X0X0
100100100100
RYRYRYRY
099,2090090090
25151,725111,2525132,525127,5
50209,2501455020050190
75271,775191,2575292,575277,5
100339,2100250100410100390
125411,7125321,25125552,5125527,5
150489,2150405150720150690
175571,7175501,25175912,5175877,5
200659,220061020011302001090
225751,7225731,252251372,52251327,5
250849,225086525016402501590
275951,72751011,252751932,52751877,5
3001059,2300117030022503002190
3251171,73251341,253252592,53252527,5
3501289,2350152535029603502890
3751411,73751721,253753352,53753277,5
4001539,2400193040037704003690
4251671,74252151,254254212,54254127,5
4501809,2450238545046804504590
4751951,74752631,254755172,54755077,5
5002099,2500289050056905005590

Cu

Zn

Cr

Ni

Висновки

Запропонований підхід до математичного моделювання розповсюдження речовин забруднення в природних середовищах (водному, повітряному, грунті) має універсальний характер, який базується на спільності фізичних процесів масопереносу, які описуються в природно – технічних системах рівняннями в часткових похідних; на можливості переходу від неперервних рівнянь до їх різницевих аналогів; на ідентифікації різницевих рівнянь по натурних спостереженнях з використанням універсальних принципів самоорганізації. Специфіка підходу – в особливостях процесів (функції джерела забруднення, властивостях середовища та ін.), виражених в структурі рівнянь, способах організації натурних експериментів (критерії оцінки, перевірка адекватності, вибір списку змінних).

Область застосування методології обумовлена наявністю достатньо повних експериментальних даних. Постановка необхідних експериментів особливо гостро відчувається при ідентифікації грунтових процесів: тут варто переходити від точкових моделей до рівнянь одно-, двох – і трьохмірних палів, так як при вивчені пестицидів, важких металів, радіонуклідів важливу роль грає їх просторове розміщення.

В практиці прогнозування виникає потреба моделювання в декількох середовищах одночасно. Комплексна модель може бути отримана комбіновано: на принципах самоорганізації (при наявності експериментальних даних) ,по методу Галеркіна, якщо відомі граничні умови, або на основі імітаційного моделювання. На межах середовищ задаються (а також визначаються емпіричні) умови спряження.

Прогнозування на основі математичного моделювання розглядається не тільки як екстраполяція середовищ в часі і просторі, але як прогноз структурних вимірювань екосистем. Останній напрям тісно пов’язаний до використання методів теорії катастроф. Однак аналогічне вирішення цієї теорії має обмежену область застосування. Більш перспективною є розробка чисельних методів визначення точок рівноваги граничних значень області стійкості і інших структурних особливостей досліджуваних екологічних систем.

Література

1. Коротун І. М. , Коротун Л. М. : Географія рівненської області, Рівне-96.

2. Лаврик В. І. “Методи математичного моделювання в екології” ,: К-98.

3. Ковальчук П. І. Лахно, “Прогнозирование и оптимизация санитарного состояния окружающей среды”. К-98.


1 Star2 Stars3 Stars4 Stars5 Stars (No Ratings Yet)
Loading...
Моделювання забруднення грунтів