Skip to main content
LibreTexts - Ukrayinska

4.2: Якість води як рушійна сила здоров'я екологічної системи

  1. Last updated
  2. Save as PDF
  • Page ID
    28749

    • \( \newcommand{\vecs}[1]{\overset { \scriptstyle \rightharpoonup} {\mathbf{#1}} } \) \( \newcommand{\vecd}[1]{\overset{-\!-\!\rightharpoonup}{\vphantom{a}\smash {#1}}} \)\(\newcommand{\id}{\mathrm{id}}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \( \newcommand{\kernel}{\mathrm{null}\,}\) \( \newcommand{\range}{\mathrm{range}\,}\) \( \newcommand{\RealPart}{\mathrm{Re}}\) \( \newcommand{\ImaginaryPart}{\mathrm{Im}}\) \( \newcommand{\Argument}{\mathrm{Arg}}\) \( \newcommand{\norm}[1]{\| #1 \|}\) \( \newcommand{\inner}[2]{\langle #1, #2 \rangle}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \(\newcommand{\id}{\mathrm{id}}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\) \( \newcommand{\kernel}{\mathrm{null}\,}\) \( \newcommand{\range}{\mathrm{range}\,}\) \( \newcommand{\RealPart}{\mathrm{Re}}\) \( \newcommand{\ImaginaryPart}{\mathrm{Im}}\) \( \newcommand{\Argument}{\mathrm{Arg}}\) \( \newcommand{\norm}[1]{\| #1 \|}\) \( \newcommand{\inner}[2]{\langle #1, #2 \rangle}\) \( \newcommand{\Span}{\mathrm{span}}\)

    Лей-Енн Крометіс

    Інжиніринг біологічних систем

    Вірджинія Тех

    Блексбург, Вірджинія, США

    Ключові умови
    Забруднення води Керування джерелами Стандарти якості води
    Екологічні та екосистемні послуги Контроль доставки Управління поживними речовинами
    Бюджет забруднюючих речовин Асиміляційна здатність Планування міських зливових вод

    Змінні

    Вступ

    Вода має вирішальне значення для всіх відомих форм життя, людських і нелюдських. Погане управління водними ресурсами може призвести до ризиків для здоров'я людини через поширення токсичних хімічних та патогенних мікроорганізмів, зменшення видового різноманіття через зміни хімії води та/або втрати середовища існування, економічні труднощі через невиконання промислових, сільськогосподарських та енергетичних потреб і політичний конфлікт або нестабільність, оскільки сусідні держави або нації борються за справедливий розподіл води для свого народу.

    У всьому світі 70% вилучення прісної води використовується сільськогосподарським сектором (Світовий банк, 2017). Однак важливо визнати, що ці споживчі цінності можуть значно відрізнятися залежно від нації чи глобального регіону залежно від чисельності місцевого населення, екології, клімату та основних галузей промисловості. У Сполучених Штатах Геологічна служба США (USGS) підрахувала, що в 2011 році 41% споживання води (вода, яка не повертається швидко до того ж джерела, з якого вона була взята) була присвячена виробленню гідроелектроенергії, 40% - для підтримки різних форм сільського господарства (аквакультура, тваринництво, зрошення сільськогосподарських культур), 13% підтримували побутове використання, а решта 6% були використані для промислових цілей або у видобувних галузях (наприклад, гірничодобувна промисловість) (USGS, 2018). Навпаки, Продовольча та сільськогосподарська організація ООН (UNFAO) підрахувала у 2015 році, що понад 64% води в Китаї та майже 80% води в Єгипті підтримували сільське господарство (UNFAO, 2019). Хоча споживання води на душу населення в останні роки скоротилося, людське населення та супутні потреби в чистій воді, доступній енергії та поживній їжі продовжують зростати. Одночасно різноманітність видів, що не є людськими, продовжує зменшуватися, оскільки лісові, ґрунтові та водні ресурси все частіше експлуатуються (MEA, 2005; Raudsepp-Hearne et al., 2010). Більш чітке врахування складних зворотних зв'язків систем харчування та енергії-води в людських популяціях та їх впливу на інші екологічні послуги необхідні для забезпечення стійкості.

    У цьому розділі представлені основні поняття, пов'язані з управлінням водними ресурсами, і наведено приклади найкращих практик управління, які можуть бути використані для збереження та поліпшення якості води. Тут ми визначаємо здоров'я екосистеми як здатність природної системи підтримувати людські та нелюдські потреби. У цьому розділі особлива увага приділяється хімічним, мікробним та фізичним складовим у воді як рушійних силах здоров'я екосистем.

    Результати

    Прочитавши цю главу, ви повинні мати можливість:

    • • Визначити забруднення з точки зору асиміляційної здатності та використання водойми
    • • Пояснити поняття екологічних, або екосистемних послуг та їх зв'язок з якістю води
    • • Опишіть стратегії контролю забруднення води, включаючи бюджети забруднюючих речовин та найкращі практики управління зливовими водами
    • • Розрахувати діапазон погіршення якості води та параметрів вартості

    Поняття

    Визначення та опис забруднення води

    Агентство з охорони навколишнього середовища США визначає забруднення води як «людське або спричинене людиною зміна хімічної, фізичної, біологічної та радіологічної цілісності води» (USEPA 2018a). Ці зміни включають додавання специфічних забруднюючих речовин (наприклад, хімічних речовин, мікроорганізмів, осаду) до водної системи або зміни природних умов, таких як рН або температура. У цьому контексті «цілісність» води стосується здатності води продовжувати виконувати відповідні людські чи екологічні функції. Ці функції чітко прописані визначенням забруднення Європейським агентством з навколишнього середовища як «введення речовин або енергії в навколишнє середовище, що призводить до згубних наслідків такого характеру, що загрожує здоров'ю людини, шкодить живим ресурсам та екосистемам, а також погіршувати чи втручатися. зі зручностями та іншим законним використанням навколишнього середовища» (ЄЕЗ, 2019). Хоча ці два визначення схожі, важливо зазначити, що ЄЕЗ не вказує, що забруднення має бути техногенним.

    Місце, де забруднюючі речовини безпосередньо потрапляють у приймальну воду, таку як струмок, річка або озеро, через ідентифіковану трубу або водопропускну трубу (наприклад, промислові відходи або стічні води очисних споруд) називається точковим джерелом (PS) забруднення. Точкові джерела, як правило, досить постійні в потоці та концентрації (тобто схема, тип та кількість забруднень, що скидаються, є послідовними), оскільки вони, як правило, регулюються передбачуваними або контрольованими процесами. Місця, з яких забруднюючі речовини транспортуються до приймальних вод через зливовий стік (наприклад, розмиті осади з будівельних майданчиків та вилуговування з септичних дренажних полів), або є більш дифузними та менш передбачуваними за своєю природою, називаються неточковими джерелами забруднення (НПС). Забруднення NPS іноді називають дифузним забрудненням, оскільки джерела розподіляються по всьому водозбору, а не походять з окремого місця. Розряди NPS, як правило, сильно мінливі і набагато суворіші після значних погодних явищ, таких як опади або сезонні події, такі як танення снігу. Отже, забруднення АЕС часто є більш серйозним під час високих потоків, коли більша кількість забруднюючих речовин транспортується в приймальні води, тоді як забруднення ПС є більш серйозним під час низьких потоків, коли відбувається менше розведення постійних скидів (Novotny, 2003).

    Хоча будь-які зміни води через внески PS або NPS можуть відповідати технічному визначенню забруднення, забруднення вважається занепокоєнням лише в тому випадку, якщо воно перевищує здатність до асиміляції відходів приймальної води, щоб вода більше не підтримувала її людську чи екологічну мету. Асиміляційна здатність відходів визначається як природна здатність водного об'єкту поглинати забруднюючі речовини без шкідливого впливу. Прийом води можуть природним чином обробляти певний рівень забруднення шляхом розведення, фотодеградації та біоремедіації. Наприклад, місцеві водні рослини використовують поживні речовини, включаючи азот і фосфор для зростання; однак дуже високий внесок поживних речовин з антропогенних джерел може стимулювати заростання водоростей, що призводить до шкідливого цвітіння, евтрофікації та колапсу водної екосистеми (Whers et al., 2014).

    Екологічні послуги та рішення щодо якості води

    Історично людське та екологічне використання водних ресурсів іноді розглядалося як окремі або навіть конкуруючі цілі. Збільшуються зусилля, щоб визнати невід'ємні зв'язки та взаємозалежність людського та екологічного благополуччя через концепцію екологічних або екосистемних послуг. Замість того, щоб сприяти збереженню середовища існування та нелюдського видового різноманіття виключно заради природи, концепція екологічних послуг визнає, що збереження та відновлення природних екосистем також захищає функції, що забезпечують стійкість людських громад. Екологічні або екосистемні послуги класифікуються на чотири категорії: регулюючі послуги (клімат, відходи, хвороби, буферизація); надання послуг (їжа, прісна вода, сировина, генетичні ресурси); культурні послуги (натхнення, духовні, рекреаційні, освітні, наукові); та допоміжні послуги (циклічність поживних речовин, місця проживання, первинне виробництво). Створення екологічних послуг (таких як підтримка популяцій риб, секвестрація вуглецю, циклічність поживних речовин та пом'якшення наслідків повені) дозволяє їх кількісну оцінку та включення до аналізу витрат та вигод, пов'язаних з майбутнім плануванням землекористування та розподілом коштів на поліпшення якості води (Кілер та співавт., 2012; APHA, 2013; Хартіг та ін., 2014). Продовження досліджень спрямоване на виявлення та кількісну оцінку додаткових зв'язків між здоров'ям людини та добробутом та цілісністю екосистем, включаючи сприяння психічному здоров'ю та згуртованості громад (Sandifer et al., 2015). Це відповідає місії Американського товариства сільськогосподарських та біологічних інженерів, члени якого «забезпечують, щоб у нас були необхідні життєві потреби: безпечна та рясна їжа, чиста вода для пиття, чисте паливо та джерела енергії та безпечне, здорове середовище, в якому жити» (ASABE, 2020).

    Призначене використання та стандарти якості води

    Стандарти якості води різняться у всьому світі. У деяких юрисдикціях (наприклад, країнах, регіонах) мінімальні стандарти якості води встановлюються для всіх водойм незалежно від їх використання; в інших юрисдикціях відповідні рівні різних складових якості води, як правило, визначаються на основі обраного, цільового або запланованого використання водного об'єкта. Наприклад, у США штати, племена та території призначають «призначені» види використання поверхневим водам для захисту здоров'я людей після контакту з водою (наприклад, водойми питної води, відпочинку, риболовлі), для збереження екологічної цілісності (наприклад, форелевого потоку, біологічної цілісності), а також для економічної чи промислової використання (наприклад, навігація, достатній витрата на гідроелектроенергію). Потім встановлюються прийнятні рівні критичних забруднюючих речовин, щоб забезпечити водний об'єкт може продовжувати задовольняти ці призначені види використання. Наприклад, водойма, що використовується лише для зрошення, може мати концентрації нітратів (NO 3 −), розчинної форми важливої рослинної поживної речовини, які перевищують безпечні рівні для питної води, не перешкоджаючи її використанню в якості зрошувальної води. Базування стандартів якості води на призначеному використанні водойми дозволяє враховувати ці відмінності в вимогах до якості за категоріями використання.

    Приклад регулювання забруднення води: США

    Закон США про чисту воду, введений в 1972 році, залишається основним регуляторним механізмом для забезпечення того, щоб поверхневі води в США продовжували відповідати визначеним видам використання, захищаючи здоров'я людини та екології. Найосновніше, Закон про чисту воду регулює точкові джерела через Національну систему ліквідації викидів забруднюючих речовин (NPDES), яка вимагає дозволів на дискретні скиди для забезпечення впровадження найкращих практичних технологій та відповідного моніторингу.

    Забруднення NPS в першу чергу регулюється за допомогою програми загального максимального щоденного навантаження (TMDL), яка вимагає від держав моніторингу поверхневих вод та складання списків вод, які не відповідають стандартам, застосовним для їх призначеного використання, які потім класифікуються як ослаблені і вимагають розвитку TMDL (Келлер і Кавалларо, 2008; USEPA, 2019). Абревіатура TMDL має два різних визначення: (1) математична кількість цільового забруднювача, що приймальна вода може поглинати без шкідливих впливів (Рівняння 4.2.1); і (2) процес відновлення, розроблений для того, щоб повернути цей водний об'єкт у відповідність зі стандартами якості води (Freedman et al., 2004). Завдяки цьому процесу відновлення визначаються прийнятні рівні скидів забруднюючих речовин, які не перевищуватимуть асиміляційну здатність відходів водного об'єкта, щоб він міг підтримувати рівні забруднюючих речовин, що відповідають його призначеному використанню. Математично TMDL визначається як:

    \[ TMDL = PS + NPS+MOS \]

    де TMDL = максимально допустима загальна кількість цільового забруднювача, що може додаватися до приймальної води щодня (масовий день −1)

    PS = всі точкові джерела внесків цільового забруднювача (масовий день −1), регульовані процесом NPDES

    NPS = всі внески неточкових джерел цільового забруднювача (масовий день −1)

    MOS = запас міцності (масовий день −1)

    TMDL розраховується на основі навантаження (маси), наприклад, мг на добу -1, і для кожного окремого забруднювача, який ставить під загрозу використання відповідного водного об'єкта. Запаси безпеки включені для обліку майбутнього розвитку земель, зміни клімату та невизначеності вимірювань та моделювання, що використовуються при розробці TMDL. Після того, як буде визначено загальне максимальне добове навантаження для водного об'єкта, щоб відповідати відповідним стандартам якості води (включаючи те, скільки забруднювача може бути дозволено з PS та NPS), то системи очищення та зміни землекористування можуть бути розроблені таким чином, щоб задовольнити це максимальне добове навантаження.

    Визначення допустимої сумарної максимальної добової навантаження об'єднує в собі інформацію про баланс маси і концентрацію, які більш детально описані далі в цьому розділі. Хоча цей розрахунок простий, найважливішою частиною вирішення проблеми є відстеження одиниць та виявлення необхідних даних та інформації, необхідних для виконання завдання. Іноді може бути велика кількість даних, але не всі вони цінні для інженера, тому для інженера важливо освоїти навички, щоб точно визначити, які дані необхідні для завершення розрахунку.

    Інженерні стратегії захисту якості води

    Стратегії збереження цілісності поверхневих вод від деградації або усунення порушень якості води часто називають в сукупності найкращими практиками управління (BMP). USEPA визначає BMP як «практику або комбінацію практик, визначених органом влади, є найбільш ефективним засобом запобігання або зменшення забруднення до рівня, сумісного з цілями якості води» (USEPA, 2018b). Цей термін більш широко охоплює, ніж захід контролю зливових вод Національних академій (SCM), який насамперед стосується структурних практик, що впроваджуються в міських районах для перехоплення зливових вод (NRC, 2009). На додаток до структурних практик, термін BMP може використовуватися для опису неструктурних зусиль щодо захисту якості води, включаючи участь громадськості, освіту громади та бюджетування забруднюючих речовин, і використовується для опису цих зусиль у різних земно-водних середовищах, включаючи міські, сільськогосподарські та промислових (наприклад, гірничодобувних, лісових) ландшафтів.

    Стратегії захисту якості води можна широко класифікувати як реалізацію або контролю джерел, або контролю доставки. Функцію багатьох стратегій захисту якості води можна описати дуже просто за допомогою балансу маси:

    \[ M_{in} = \Delta S + M_{out} \]

    де M in = маса забруднюючої речовини, що потрапляє в систему, що цікавить (наприклад, поле, структура) (кг)

    ψ S = маса забруднювача, що зберігається або обробляється системою, що цікавить (кг)

    M out = маса забруднюючої речовини, що виходить з системи, що цікавить (кг)

    Цей простий зв'язок є основою для проектування, оцінки продуктивності та калькуляції витрат BMP. Застосування рівняння 4.2.2 до різних типів стратегій описано в наступних розділах.

    Керування джерелами

    Контроль джерел означає зусилля, спрямовані на зменшення присутності або доступності забруднювача в системі наземно-вода (наприклад, усунення використання пестицидів) або запобігання транспортуванню забруднювача з його первісного джерела (наприклад, запобігання ерозії шляхом управління обробкою ґрунту в полі). Широке використання хімічних добрив сприяло більш ніж подвоєному виробництву зернових культур у всьому світі за останні 50 років, що дозволило забезпечити харчування постійно зростаючого населення (Tilman et al., 2002). Однак надмірне використання добрив може призвести до втрат поживних речовин через стік у поверхневі води та/або вимивання в грунтові води після опадів, якщо поправки до ґрунту не застосовуються відповідним методом у пору року, що найкраще підходить для сприяння росту рослин. Надмірне навантаження поживних речовин може призвести до евтрофікації та порушень водної біології, а також до труднощів у задоволенні потреб муніципальної питної води. Використання добрив понад потреби сільськогосподарських культур також є непотрібними і нетривіальними витратами для виробника. Застосовуючись до практики контролю джерел, таких як управління поживними речовинами, змінні в рівнянні 4.2.2 визначаються як:

    M in = маса поживної речовини, внесеної до культури

    ∆S = маса поживних речовин, що забирається культурою + маса поживних речовин, адсорбованих ґрунтом

    M out = маса поживних речовин, що виходять з поля в стоці, бічному потоці через грунт і при глибокому просочуванні.

    Контроль доставки

    Контроль доставки відноситься до зусиль щодо зменшення руху забруднюючих речовин до вихідних вод після переміщення забруднюючих речовин з точки їх походження. Часто зусилля з контролю доставки включають перехоплення, обробку та/або зберігання забруднюючих речовин у воді (наприклад, прибережний буфер, резервуар для утримання) перед їх скиданням у приймальну воду. Застосовуючись до практики контролю джерел, таких як басейн утримання, змінні в рівнянні 4.2.2 визначаються як:

    M in = маса забруднюючої речовини в припливі

    ∆S = маса забруднювача, обробленого або збереженого

    M out = маса забруднюючої речовини в відтоку

    Прикладом контролю доставки є резервуар для утримання, в якому збирається стічна вода і частинкам дозволяється осідати до того, як вода витікає з басейну. Басейн для утримання може бути розміщений на виході з вододілу, в якому відбувається ерозія ґрунту (НПС), щоб зменшити масове навантаження осаду, що витікає з вододілу, як частина плану щодо задоволення TMDL. Теоретичне видалення частинок за класом розміру в утриманні басейну можна обчислити, припускаючи теоретичний зливовий басейн глибиною D, шириною W і довжиною L (рис. 4.2.1):

    Діаграма, що показує теоретичні розміри зливового басейну з глибиною, шириною, довжиною та швидкістю припливу.
    Малюнок\(\PageIndex{1}\): Теоретичні розміри зливового басейну.

    Припускаючи постійну швидкість припливу Q, середня вертикальна («заливка») швидкість наближається як потік, поділений на площу поперечного перерізу басейну, або:

    \[ V_{y} = \frac{Q}{W \times L} \text{ for depth of water in the basin <D} \]

    де V y = середня вертикальна («заливка») швидкість (m h −1)

    Q = швидкість припливу (м 3 год −1)

    W = ширина (м)

    L = довжина (м)

    Коли басейн сповнений води і приплив продовжиться, вода буде витікати з басейну, і:

    \[ Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} \text{ when depth of water in the basin = D} \]

    де Q R = швидкість переливу (м h −1)

    В умовах ламінарного потоку (плавний потік з низькою швидкістю) теоретична швидкість, з якою тверда частка буде осідати зі стічної води, регулюється законом Стокса:

    \[ V_{s} = \frac{gd^{2}(\rho_{p} - \rho_{w})}{18\mu} \]

    де V s = швидкість осідання (m s −1)

    ρ p = щільність частинки (кг м −3)

    ρ w = щільність рідини (води), (кг м −3)

    g = прискорення за рахунок сили тяжіння (m s −1 с −1)

    d = діаметр частинок (м)

    μ = в'язкість води, 10 −3 Н с м −2 при 20°C

    Рівняння 4.2.3 і 4.2.5 можуть бути використані разом для визначення розмірів басейну, що дозволить навіть дрібним і легким частинкам, таким як дрібні мули, осідати на дно басейну для заданої швидкості припливу. Зверніть увагу, що обидва рівняння 4.2.3 і 4.2.5 представляють швидкість у вертикальному напрямку; Рівняння 4.2.3 описує зміну глибини води з плином часу, коли приплив заповнює басейн, а рівняння 4.2.5 описує вертикальну швидкість частинок у воді. Коли вони рівні один одному, розміри басейну достатні для того, щоб частинки осаду осіли на дно басейну до того, як тепер чиста вода почне виходити з басейну зверху (рис. 4.2.1). Басейни для утримання можуть бути розміром для повного видалення частинок мінімального розміру та щільності, встановивши швидкість переливу (рівняння 4.2.4), рівну теоретичній швидкості осідання для цієї частинки розрахункового розміру, наприклад:

    \[ Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} = \frac{gd^{2}(\rho_{p}-\rho_{w})}{18\mu} \]

    Враховуючи розрахункову швидкість припливу Q, а також розмір і щільність дрібних частинок, що переносяться з потоком, можна знайти комбінації W і L (розміри басейну), які дозволять досягти мети осідання дрібних частинок на дно. Це зменшує навантаження, що переноситься в відтоку, зменшуючи наслідки забруднення осаду нижче за течією і допомагаючи досягти цілей по максимально допустимому навантаженню.

    Аналіз витрат і вигод

    Аналіз витрат і вигод (CBA) у найпростішому випадку використовує оцінку грошової вартості переваг проекту (b, будь-якої валюти, наприклад, $ або €), розділеної на витрати (c, повинні бути тією ж валютою, що і b), як:

    \[ BCR = \frac{b}{c} \]

    де BCR - співвідношення вигоди до вартості (безрозмірний).

    На практиці це вимагає більш детальних міркувань, особливо щодо того, коли понесені витрати і коли будуть нараховуватися вигоди, оскільки вартість одиниці грошей змінюється з часом. Щоб забезпечити значення BCR, всі витрати повинні бути скориговані до еталонного періоду часу, використовуючи дані про інфляцію для цих коригувань. Найпростіше, щоб розрахувати BCR для інженерної конструкції для захисту якості води, необхідно знати, хто має зацікавлені сторони (зацікавлені сторони) і які переваги вони хочуть визначити пріоритети. Після цього можна оцінити виробничі витрати; вигоди, виражені у вигляді грошових значень, можуть бути оцінені; всі витрати конвертовані в одну валюту; і всі скориговані, щоб відображати один і той же період часу. Загалом, оцінити вартість проекту відносно просто, оскільки проект може бути перетворений у специфікацію матеріалів та графік будівництва, а експлуатаційні витрати можна оцінити з поточної практики. Переваги можуть бути набагато складніше коштувати, але можуть бути оцінені з медичних витрат на людські хвороби або готовність людей платити за більш чисте середовище. Встановлення ціни на нелюдські екосистемні послуги, які можуть бути пошкоджені низькою якістю води, вимагає винахідливості. Наприклад, вартість евтрофікації (внаслідок надлишкового навантаження поживних речовин) на місцеву екологію, рекреацію та естетику можна кількісно визначити втратою врожайності риби, пов'язаної з дозволами на туризм чи риболовлю, місцевими цінами на житло або доходами від туризму, але кількісне визначення вартості втраченого виду, що більшість людей не є навіть усвідомлювати це набагато складніше.

    Додатки

    Призначене використання та стандарти якості води

    Як зазначалося раніше, концепція базування стандартів якості води на призначене використання водойм дозволяє враховувати відмінності вимог до якості води за категоріями використання. Встановлення стандартів якості води на основі визначених видів використання створює проблеми для політиків. Вони повинні розглянути загальне призначене використання для поверхневих прісних вод і вирішити, які види використання повинні мати більш суворі стандарти. Наприклад, при розгляді стандартів для водойм питної води проти риболовлі, як правило, можна очікувати, що питна вода вимагатиме більш жорстких стандартів, оскільки це передбачає прямий контакт з людиною. Однак варто зазначити, що резервуар питної води направляється в очисну споруду, яка може видалити забруднюючі речовини (хоча і за певну ціну); а для деяких взаємодій забруднюючих речовин та видів норми питної води людини є недостатніми для забезпечення захисту, наприклад, питної селену стандарт води, встановлений USEPA, становить 50 ppb, але є дослідження, які припускають, що рівень селену понад 5 ppb може бути токсичним для деяких прісноводних риб через біоакумуляцію. Міркування, на які слід обдумувати, думаючи про зрошення проти навігації, включають той факт, що зрошення передбачає потенційне застосування до рослин, які потім можуть споживатися людьми, і тому ця вода, ймовірно, повинна бути більш якісною. Однак також корисно подумати про проблеми якості води, які можуть перешкоджати навігації, наприклад, екстремальна евтрофікація. Нитчасті водорості можуть плутати двигуни і доки (і зрошувальні впускні насоси). Одне дуже складне порівняння використання є утримання середовища проживання проти відпочинку. Відпочинок з повним тілом для людей може включати ковтання та/або занурення у воду. Обслуговування середовища проживання може включати хімію води та середовище існування, несумісне з зануренням людини.

    Контроль джерел: Управління поживними речовинами

    Управління поживними речовинами, яке є наукою та практикою управління внесенням добрив, гною, поправок та органічних матеріалів в сільськогосподарські ландшафти як джерело поживних речовин рослин, є джерелом-контролем BMP, призначений для одночасної підтримки захисту якості води та агроекономічних цілей. Ця стратегія контролю забруднення встановлює бюджет поживних речовин, за допомогою якого первинні поживні речовини, що обмежують ріст (як правило, азот, фосфор та калій або N-P-K) застосовуються лише в кількостях для задоволення потреб у зростанні сільськогосподарських культур. Внесення добрив навмисно приурочено до часу максимальної потреби врожаю (наприклад, до або відразу після проростання) та для уникнення періодів транспортування високого ризику (наприклад, уникнення до великих опадів або коли земля замерзла). При мінімізації кількості внесених добрив ризик втрати для навколишнього середовища і собівартості продукції також зводиться до мінімуму.

    У найпростішій формі планування управління поживними речовинами можна подумати з точки зору балансу маси (Рівняння 4.2.2). Використання підходу до балансу маси також вимагає прийняття рішення про відповідну шкалу аналізу; може бути доцільним розглянути входи та виходи на основі одиниці-землі та/або може бути доцільним розглянути цілу ферму. Останнє може бути особливо корисним для управління поживними речовинами в комбінованій системі тваринництва та рослинництва, де тварини утворюють відходи, що містять концентрацію поживних речовин, і де відходи тварин (гній) можуть бути застосовані на ділянку землі для задоволення потреби в поживних речовині рослин. Інформація про концентрацію поживних речовин може бути перетворена в інформацію про масу поживних речовин для використання в підході до балансу маси шляхом множення концентрації на відповідну загальну площу або об'єм:

    \[ \text{Mass (in an area or volume)} = \text{concentration (per unit area or volume)} \times \text{total area or volume} \]

    Одиниці в рівнянні 4.2.8 залежатимуть від конкретної програми, тому важливо стежити за одиницями та перетворювати одиниці в міру необхідності. Загальними одиницями концентрації на одиницю об'єму є мг L −1 і g см −3. На одиницю площі загальними одиницями є кг га −1.

    Оцінювати норми внесення поживних речовин відносно просто. Наприклад, якщо відомий N попит на культуру, а наявний N у стічних водах або гною відомий, можна розрахувати, чи може польове застосування для управління стічними водами чи гноєм перевищить попит на врожай і, таким чином, спричинить забруднення. Азот, необхідний для поля (кг), можна розрахувати як

    \[ \text{Nitrogen needed by the crop} = \text{area} \times \text{crop nitrogen demand per unit area} \]

    де площа (га) може бути визначена з карт або записів фермерських господарств, а попит на сільськогосподарські культури (кг га −1) може бути взятий з консультаційної/розширеної служби або агрономічних рекомендацій. Якщо відомий вміст N стічних вод, рівняння 4.2.8 може бути використано для розрахунку наявного запасу азоту. Різниця між сумою спреду та необхідною сумою вказує на те, чи ймовірні втрати від забруднення.

    Хоча управління поживними речовинами відносно просте концептуально та практично з точки зору хімічних добрив, практика стає набагато складнішою, коли відходи тваринного походження, такі як гній, використовуються як джерело поживних речовин сільськогосподарських культур та органічної речовини ґрунту. Використання гною як добрива та кондиціонера ґрунту виявилося успішною сільськогосподарською стратегією з часів неолітичної революції і продовжує рекомендуватися як стійкий засіб переробки поживних речовин у сільськогосподарських системах сьогодні. Однак, оскільки гній досить неоднорідний за складом, узгодження вмісту поживних речовин гною з потребами культур може бути досить складним.

    Інші ускладнюючі фактори в планах управління поживними речовинами, особливо ті, які залежать від гною, включають вплив історичного землекористування на рівень поживних речовин у ґрунті та додаткові потенційно шкідливі компоненти відходів тваринного походження. Роки внесення добрив гноєм призвели до насичення П багатьох сільськогосподарських ґрунтів (Sims et al., 1998). Враховуючи, що P, як правило, є поживною речовиною, що обмежує ріст для прісноводних систем (тобто додатковий P, ймовірно, призведе до евтрофікації), багато рекомендацій щодо управління поживними речовинами в сільському господарстві засновані на P, і тому не дозволяють додавати добрива поза потребами сільськогосподарських культур. Це може ускладнити утилізацію гною, якщо навколишні сільськогосподарські угіддя мають насичені Р-грунти. Гній та сільськогосподарські відходи також можуть містити додаткові забруднювачі, що викликають занепокоєння здоров'я людини, включаючи патогенні мікроорганізми та антибіотики. Отже, культури для споживання людиною не можна удобрювати тваринним гноєм, якщо не існує значного нагляду та попередньої обробки (наприклад, компостування) (USFDA, 2018).

    Хоча попередні приклади зосереджені насамперед на сільськогосподарських ландшафтах, управління поживними речовинами також широко застосовується в міських ландшафтах, а також для мінімізації втрат поживних речовин після запліднення декоративних рослин, газонів, полів для гольфу тощо (наприклад, Chesapeake Stormwater Network, 2019).

    Контроль доставки: басейни затримання та водно-болотні угіддя

    Одним із прикладів поширеного забруднювача у водних системах є надлишковий осад, який надходить у водойму з поверхневим стоком і який переносить ерозіровані частинки з ґрунту, над яким рухалася вода. За оцінками, діяльність людини, включаючи сільське господарство, розвиток міст та видобуток ресурсів, збільшилася до 4,0 до 4,5 × 10 13 кг на рік −1 ґрунту у всьому світі (Гук, 1994, 2000). Враховуючи величезну величину землерийної діяльності, можливо, неминуче, що ці заходи прискорюють ерозію, тобто зношування та втрату місцевих ґрунтів. Ерозія викликає значне занепокоєння, оскільки призводить до погіршення якості ґрунту та забруднення місцевих приймальних вод. Самі по собі ерозіровані відкладення можуть загрожувати водній екології через осідання середовища існування, фізичне пошкодження водних тварин та порушення біологічних процесів макробезхребетних (Govenor et al., 2017). Крім того, ці відкладення можуть переносити з собою додаткові адсорбовані забруднювачі, включаючи бактерії (Characklis et al., 2005), метали (Herngren et al., 2005), поживні речовини (Vaze and Chiew, 2004) та деякі нові органічні забруднювачі (Zgheib et al., 2011). Розмиті відкладення також можуть поставити під загрозу ємність зберігання озер і водосховищ. Затримання, або «осідання», басейни (також називаються ставками) є популярним BMP в США і за її межами, які реалізуються в різних ландшафтах, щоб запобігти забрудненню ерозійних ґрунтів місцевих водних шляхів.

    В останні десятиліття практика розвитку з низьким впливом (LID) почала з'являтися як БМП. LID «відноситься до систем і практик, які використовують або імітують природні процеси, що призводять до інфільтрації, випаровування або використання зливової води з метою захисту якості води та пов'язаного з ним водного середовища існування» (USEPA, 2018c). LID - це проектний підхід до управління зливовими стоками в міських та приміських умовах, як у нових розробках, так і в модернізації старих розробок. Хоча термін LID був вперше придуманий у США, ця парадигма зараз широко практикується в інших місцях (Saraswat et al., 2016; Hager et al., 2019). Специфічні БМП, що використовуються для підтримки LID, включають водно-болотні угіддя, які покладаються як на фізичні (наприклад, осідання), так і біологічні (наприклад, денітрифікація) процеси для видалення забруднюючих речовин якості води, і біоретенційні клітини, які використовують інфільтрацію через біологічно активні середовища для видалення забруднюючих речовин та зменшення пікових потоків (рис. 4.2. 2). Вибір відповідного БМП вимагає знання конкретних цільових забруднювачів, які потребують обробки, наявних витрат на землю та землю, а також переваги зацікавлених сторін та можливості для постійного технічного обслуговування. Підходи LID також враховують більш широкі екологічні наслідки, окрім зменшення цільового забруднювача використовуваними БМП, включаючи відновлення середовища існування та циклічність вуглецю/поживних речовин.

    Поява цих стратегій управління зливовими водами частково призвело до створення нової піддисципліни сільськогосподарської та біологічної інженерії протягом останніх кількох десятиліть, відомої як екологічна інженерія. Екологічна інженерія визначається як «дизайн стійких екосистем, які інтегрують людське суспільство з його природним середовищем на благо обох» (Mitsch, 2012). Як і будь-яка нова дисципліна, існують суттєві поточні дослідження, які кодифікують принципи екологічного інженерного проектування та кількісну оцінку очікуваних результатів відповідного впровадження BMP (Hager et al., 2019).

    Біоретенційна клітина з рослинами, оточеними цементними блоками та огорожею з колючого дроту, що утримується дерев'яними стовпами.

    Біоретенційна клітина з рослинами, оточеною цементною стіною заввишки менше фута. Клітка знаходиться на тротуарі біля дороги.
    Малюнок\(\PageIndex{2}\): Біоретенційні клітини для контролю міських зливових вод у Бразилії (зверху) та США (знизу). Ці клітини призначені для тимчасового зберігання води, дозволяючи відкладенням осідати, і використовувати рослини для поглинання поживних речовин. Відзначимо використання місцевої місцевої рослинності.

    Планування міських зливових вод

    Важливим аспектом містобудування є ефективний контроль зливових вод. Вибір відповідних БМП для кожної міської обстановки залежить від специфіки ситуації. Наприклад, розглянемо міську громаду, яка особливо стурбована підтримкою невеликого водосховища нижче за течією для водного відпочинку. Зразки з цього резервуара періодично повинні перевірятися на рівень калових бактерій кишкової палички. Наявність фекальної кишкової палички свідчить про те, що вода була забруднена людським або іншим тваринним фекальним матеріалом і що можливо наявність інших патогенних організмів. Щоб забезпечити значення фекальної коліформи нижче рекомендованих рівнів, можуть бути реалізовані конкретні BMP. Впровадження методів контролю джерел, таких як станції збору відходів собак, може бути частиною рішення. Крім того, для видалення фекальних коліформ із зливових потоків потрібна одна або кілька практик контролю доставки, таких як біоретенційні клітини, басейни для утримання або басейн водно-болотних угідь. Конструкція цих міських особливостей для зменшення транспортування коліформ до місцевих потоків та водосховища вимагає знання місцевого клімату, зокрема моделей опадів та деякого уявлення про навантаження, яке можна очікувати, зокрема, кількості та величини джерел коліформ. Для оцінки того, який BMP є найбільш підходящим, та отримати рекомендації щодо проектування, може бути використаний такий інструмент, як Міжнародна база даних зливових вод BMP (Clary et al., 2017). База даних включає дані та статистичні аналізи з понад 700 досліджень BMP, результати аналізу ефективності та іншу інформацію (International Stormwater BMP Database, 2020). Інтерпретація результатів статистичного аналізу повинна враховувати такі питання, як, чи є величина середнього зниження або надійність BMP найбільш важливими, чи може BMP фактично експортувати бактерії, наскільки конкретними можуть бути дані та наскільки корисним може бути конкретний BMP. для пов'язаних забруднюючих речовин, в даному випадку для чогось типу кишкової палички. В кінцевому підсумку розрахунки розмірів і витрат потрібно використовувати для вибору конкретної конструкції.

    Приклади

    Приклад\(\PageIndex{1}\)

    Приклад 1: Кількісна оцінка екосистемних послуг

    Проблема:

    В даний час на Середньому Заході США існує стурбованість тим, що використання добрив на сільськогосподарських угіддях для максимізації виробництва сільськогосподарських культур може призвести до зниження концентрації нітратів, що ускладнює та дорожче обробляти воду для споживання людиною. Поточна гранично допустима концентрація нітрату в питній воді становить 10 мг L −1. Припустимо, що середня концентрація нітратів у споживанні питної води становить 12,3 мг L −1. Рослина повинна обробляти і розподіляти 1,5 × 10 8 л води на добу, щоб задовольнити споживчий попит. Обробка води для видалення нітратів коштує $2 кг −1. Яка мінімальна вартість лікування нітратами на рік?

    Рішення

    Вартість обробки нітратами виражається в одиницях $ кг −1 нітрату. Таким чином, для визначення загальної вартості визначають масу оброблюваної нітрату за допомогою рівняння 4.2.2:

    \( \text{mass nitrate in inflow} = \text{mass nitrate treated} + \text{mass nitrate in outflow} \)

    При цьому концентрація нітрату в припливі становить 12,3 мг L −1. Концентрація нітрату в відтоку не повинна перевищувати 10 мг L −1. Різниця може бути використана для оцінки мінімальної кількості нітратів, які необхідно обробити:

    \( \text{mass nitrate treated} = \text{(concentration in inflow - concentration in outflow)} \times \text{volume} \)

    \( = (12.3\ mg L^{-1} - 10.0\ mg L^{-1} )\times 1.5 \times 10^{8}\ L \text{ day}^{-1} \)

    \( = 3.45 \times 10^{8}\ mg \text{ day}^{-1} \times (1\ kg / 10^{6} \ mg) = 345 \text{ kg day}^{-1} \)

    Річну вартість лікування потім можна розрахувати як:

    \( $2 \text{ kg}^{-1} \times 345 \text{ kg day}^{-1} \times 365 \text{ days year}^{-1} = $251,850 \)

    Цей розрахунок не передбачає непередбачених обставин для неефективності на заводі. Якби був включений запас міцності 1 мг L −1, концентрація відтоку становила б 9 мг L −1, а розрахунок був би таким:

    \( \text{mass nitrate treated} = (12.3 \text{ mg L}^{-1}-9.0 \text{ mg L}^{-1}) \times 1.5 \times 10^{8} \text{ L day}^{-1} \)

    \( = 4.95 \times 10^{8} \text{ mg day}^{-1} \times (1 \text{ kg}/10^{6} \text{ mg}) = 495 \text{ kg day}^{-1} \)

    і

    \( = $2 \text{ kg}^{-1} \times 495 \text{ kg day}^{-1} \times 365 \text{ days year}^{-1} = $361,350 \)

    Аналіз витрат і вигод повинен бути використаний, щоб вирішити, чи варто платити $109 500 на рік за те, що може розглядатися як більша впевненість в тому, що якість відтоку води буде кращою за допустиму межу.

    Приклад\(\PageIndex{2}\)

    Приклад 2: Обчислення TMDL

    Проблема:

    Ви менеджер з якості води, якому доручено забезпечити, щоб потік в межах невеликого, швидко урбанізуючого вододілу залишається відповідним чинним державним стандартам. В даний час моніторинг якості води показує, що рівні нітрат-азоту (NO 3 -N) (мг 100 мл −1) у зразках грейфера трохи нижче державного стандарту. Знаючи, що майбутній розвиток, ймовірно, збільшить викиди поживних речовин, ви вирішите обчислити поточне значення TMDL для майбутньої довідки на основі поточного інвентаризації навантажень до потоку. Інвентаризація місцевих дозволів NPDES забезпечує навантаження в таблиці 4.2.1; моделі якості води оцінюють, що неточкові джерела сприяють приблизно 2,3 × 10 9 г місяць −1 NO 3 -N. Попередній досвід показує, що запас міцності повинен бути еквівалентний 35% від сумарних поточних неточкових та точкових навантажень джерела, щоб враховувати помилки, зростання та відсутні дані. Яке значення TMDL (у день Mg −1) ви повідомляєте для цього потоку за поточних умов?

    Таблиця\(\PageIndex{1}\): Середньодобовий розряд і NPDES дозволені навантаження з локальних точкових джерел.
    Джерело Середньодобовий розряд, л день −1 Дозволене завантаження (за добу)

    Очисні споруди

    6,4 × 10 6

    5,6 × 10 6 кишкової палички;

    0,7 мг НІ 3 -Н

    Середньорозмірна концентрована операція годування тварин (CAFO)

    1,0 × 10 4

    4,4 × 10 5 кишкової палички;

    0,2 Мг осаду

    Міська зливова каналізація 1

    5,3 × 10 5

    10,4 Мг осаду

    Міська зливова каналізація 2

    0,13 × 10 5

    3,2 × 10 7 мг НІ 3 -Н

    Рішення

    Обчисліть TMDL за допомогою рівняння 4.2.1; конкретно, підсумуйте точкові (PS) та неточкові (NPS) джерельні навантаження NO 3 -N і додайте запас міцності (MOS):

    \( TMDL = PS+NPS+MOS \)

    Точковими джерелами NO 3 -N, на основі інвентаризації місцевих дозволів NPDES, є очисні споруди стічних вод і міська зливова каналізація #2. Загальні навантаження ПС на добу складають:

    \( PS = 0.7 Mg\ + 3.2 \times 10^{7} Mg = 3.2 \times 10^{7} Mg\ NO_{3}-N \)

    Навантаження від очисних споруд мізерно мала порівняно з міською зливовою каналізацією.

    Неточкові джерела NO 3 -N становлять 2,3 × 10 9 г місяць −1. Якщо припустити, що 30 днів на місяць дає завантаження NPS в день:

    \( NPS = 2.3 \times 10^{9} \text{ g month}^{-1} / (30 \text{ days month}^{-1}) = 77\ Mg\ NO_{3}-N \)

    Оскільки зазначений запас міцності становить 35% від загальної кількості навантажень ПС і НПС, то TMDL становить:

    \( TMDL = PS+NPS+0.35 (PS+NPS)=1.35\times (PS +NPS)=1.35 \times [(3.2 \times 10^{7})+ 77] \)

    \( =4.32 \times 10^{7}\ Mg\ NO_{3}-N \text{ day}^{-1} \)

    Приклад\(\PageIndex{3}\)

    Приклад 3: Управління поживними речовинами для задоволення потреб сільськогосподарських культур

    Проблема:

    Ви консультуєте виробника, який управляє 30,3 га при безперервному вирощуванні кукурудзи (кукурудзи; Zea mays) силосу. З агрономічних порад Ви визначили, що для типу ґрунту та сорту культури після початкової посадки потрібно 326 кг га −1 азоту. Сусідні молочні продукти мають суспензію (суміш гною та стічних вод доїльного залу), яку можна використовувати як джерело азоту. Лабораторні аналізи показують, що суспензія містить 15,6 кг доступного азоту на 1000 л суспензії.

    1. (a) Скільки суспензії потрібно для повного удобрення поля для задоволення потреб врожаю?
    2. (b) Якщо припустити, що наявний розкидач суспензії може поширюватися не менше 47 000 л га −1, яка мінімальна кількість суспензії може бути застосована?
    3. (c) Чи може нанесення суспензії на поле спричинити забруднення?

    Рішення

    1. (а) Щоб розрахувати загальну кількість суспензії, необхідної для забезпечення необхідної кількості азоту на обрізану площу, по-перше, розрахуйте загальну кількість азоту, необхідного на полі:
    2. \( N \text{ needed in the field} = 30.3\text{ ha} \times 326 \text{ kg N ha}^{-1} = 9,877.8 \text{ kg N} \)
    3. Потім розрахуйте кількість суспензії, необхідної для забезпечення необхідного N, виходячи з вмісту N суспензії:
    4. \( \text{slurry needed in the field} = 9,877.8 \text{ kg N} \times (1,000\ L/15.6 \text{ kg N}) = 633,192\ L \)
    5. (b) Машина може застосовувати мінімум 47 000 л га −1. Використовуючи наявну суспензію, кількість азоту, яке буде застосовуватися з такою швидкістю, становить:
    6. \( 15.6 \text{ kg N} / 1,000\text{ L} \times47,000 \text{ L ha}^{-1} \times 30.3 \text{ ha} = 22,216 \text{ kg N in the field.} \)
    7. (c) Оскільки мінімальна норма внесення призведе до того, що на поле буде застосовано 22 216 кг N, а урожай потребує лише 9 877,8 кг N, на поле буде застосовано перевищення 12 338,2 кг N, тому це, ймовірно, спричинить забруднення. Виробник міг розглянути кілька варіантів: розбавити наявну суспензію; знайти інше джерело суспензії з меншою концентрацією наявного азоту; або знайти розкидач суспензії з меншою мінімальною швидкістю поширення.

    Приклад\(\PageIndex{4}\)

    Приклад 4: Розрахунок теоретичного абсорбції басейну затримання за класом розміру частинок

    Проблема:

    Якщо припустити теоретичні умови, описані вище, яка площа поверхні утримувального басейну необхідна для видалення 100% частинок розміром більше 0,1 мм і щільністю 2,6 г см −3? З огляду на розміри вододілу і типовий проект зливової, басейн потрібно буде спроектувати для обробки 10 × 10 6 м 3 води протягом 24 годин.

    Рішення

    Басейни для утримання можуть бути розміщені для повного видалення частинок мінімального розміру та щільності, встановивши швидкість переливу, рівну теоретичній швидкості осідання для цієї частинки розрахункового розміру.

    Обчисліть швидкість переливу, Q R, як виражено рівнянням 4.2.4:

    \( Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} \)(Рівняння\(\PageIndex{4}\))

    \( Q_{R} = \frac{Q}{W \times L} = \frac{\frac{(10 \times 10^{6}\ m^{3})}{24\ hr(3600\ s\ hr^{-1})}}{W \times L} = \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{W \times L} \)

    Обчисліть швидкість осідання (Рівняння 4.2.5):

    \( V_{s} = \frac{gd^{2}(\rho_{p}-\rho_{w})}{18\mu} \)(Рівняння\(\PageIndex{5}\))

    де V s = швидкість осідання (m s −1)

    ρ р = щільність частинок = 2,6 г см −3 = 2600 кг м −3

    ρ w = щільність рідини (води) = 1000 кг м −3

    g = прискорення за рахунок сили тяжіння = 9,81 м с −2

    d = діаметр частинок = 0,1 мм = 0,0001 м

    μ = в'язкість води, 10 −3 Н с м −2 при 20°C

    \( V_{s} = \frac{(9.81 m\ s^{-2})(0.0001\ m)^{2}(2,600\ kg\ m^{-3} - 1,000\ kg\ m^{-3})}{18(10^{-3}\ N\ s\ m^{-2})} = 0.00872\ m\ s^{-1} \)

    Встановіть швидкість переливу, рівну швидкості осідання, і вирішіть для необхідної площі поверхні, або W × L, утриманого басейну:

    \( \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{W \times L} = 0.00872\ m\ s^{-1} \)

    \( W \times L = \frac{11.57\ m^{3}s^{-1}}{0.00872\ m\ s^{-1}} = 1,327\ m^{2} \)

    Необхідна площа поверхні утриманого басейну становить 1327 м 2.

    Зображення Кредити

    Малюнок 1. Крометіс, Лей-Енн. Г. (CC За 4.0). (2020). Теоретичні розміри зливового басейну.

    Малюнок 2. Крометіс, Лей-Енн. Г. (CC За 4.0). (2020). Біоретенційні клітини для контролю міських зливових вод у Бразилії (зверху) та США (знизу). Ці клітини призначені для тимчасового зберігання води, дозволяючи відкладенням осідати, і використовувати рослини для поглинання поживних речовин. Відзначимо використання місцевої місцевої рослинності.

    Посилання

    АФА. (2013). Поліпшення здоров'я і благополуччя через доступ до природи. Заява про політику APHA 20137. Американська асоціація охорони здоров'я. Отримано з https://www.apha.org/policies-and-advocacy/public-health-policy-statements/policy-database/2014/07/08/09/18/improving-health-and-wellness-through-access-to-nature

    АСАБЕ (2020). Про професію. https://asabe.org/About-Us/About-the-Profession

    Чаракліс, Г.В., Ділтс, М.Дж., Сіммонс, III, О.Д., Лікірдуплос, К.А., Крометіс, Л.А., і Собсей, М.Д. (2005). Мікробна перегородка для осідання твердих речовин у зливовій воді. Вода Рез.39 (9), 1773-1782.

    Мережа зливових вод Чесапік (2019). Керівні принципи управління поживними речовинами мережі Chesapeake Stormwater Network. Отримано з https://chesapeakestormwater.net/bmp-resources/urban-nutrient-management/

    Клері, Дж., Стрекер, Е., Лейзенринг, М., & Джонс, Дж. (2017). Міжнародна база даних зливових вод BMP: Нові інструменти для довгострокового ресурсу. Проц. Федерація водного середовища WEFTEC 2017, Сесія 210—219, с. 737-746.

    РЕВ. (2019). Європейське агентство з навколишнього середовища. Отримано з https://www.eea.europa.eu/archived/archived-content-water-topic/wise-help-centre/glossary-definitions/pollution

    Фрідман П.Л., Немура А.Д., Ділкс Д.В. (2004). Перегляд загальних максимальних добових навантажень як процесу, а не одиничного значення: Адаптивне управління вододілом. Дж. Енвірон. англ. , 130, 695-702. https://doi.org/10.1061/(ASCE)0733-9372(2004)130:6(695)

    Гувенор Х., Крометіс Л., & Гессіон, В.К. (2017). Безхребетні порушення якості води та пов'язані з ними стресові фактори, виявлені за допомогою Закону США про чисту воду. Навколишнє середовище. Менеджер. 60 (4), 598-614.

    Хагер, Дж., Ху, Г., Хеваге, К., & Садік, Р. (2019). Ефективність розробки з низьким впливом кращих практик управління: критичний огляд. Навколишнє середовище. Отт., 27 (1), 17-42. https://doi.org/10.1007/s00267-017-0907-3.

    Хартіг, Т., Мітчелл, Р., де Вріс, С., & Фрумкін, Х. (2014). Природа і громадське здоров'я. Енн. Преподобний Громадська охорона здоров'я, 35: 207-228. https://doi.org/10.13140/RG.2.2.15647.61600.

    Хернгрен, Л., Гунетіллеке, А., & Айоко, Г.А. (2005). Розуміння взаємозв'язків важких металів та зважених твердих речовин у міських зливових водах з використанням імітованих опадів. Дж. Енвірон. Манаг. , 76 (2), 149-158. https://doi.org/10.1016/j.jenvman.2005.01.013.

    Гук, Р.Л. (1994). Про ефективність людини як геоморфних агентів. GSA Сьогодні 4. Отримано з https://www.geosociety.org/gsatoday/archive/4/9/pdf/i1052-5173-4-9-sci.pdf.

    Гук, Р.Л. До історії людини як геоморфного агента. Геол. , 28, 843-846.

    Міжнародна база даних БМП зливових вод (2020). http://www.bmpdatabase.org/.

    Кілер, Б.Л., Поласкі, С., Брауман, К.А., Джонсон, К.А., Фінлей, Дж., О'Ніл, А.,. Далцелл, Б. Поєднання якості води та добробуту для покращення оцінки та оцінки екосистемних послуг. Проц. Наталь. Акад. Науковий. США 109: 18619-18624. http://doi.org/10.1073/pnas.1215991109.

    Келлер А.А., Кавалларо Л. Оцінка Закону США про чисту воду 303 (d) процес лістингу для визначення знецінення водойми. Дж. Енвірон. Манаг. , 86, 699-711. http://doi.org/10.1016/j.jenvman.2006.12.013.

    МЕА. (2005). Екосистеми та благополуччя людини: синтез біорізноманіття. Оцінка екосистеми тисячоліття. Вашингтон, округ Колумбія: Інститут світових ресурсів. Отримано з https://www.millenniumassessment.org/documents/document.354.aspx.pdf.

    Мітч, W. 2012. Що таке екологічна інженерія? Еколь. англ. , 45, 5-12. https://doi.org/10.1016/j.ecoleng.2012.04.013.

    Новотний В.В. Якість води: дифузне забруднення та управління вододілом. Нью-Йорк, Нью-Йорк: Дж. Вілі та сини.

    НРЦ. (2009). Управління міськими зливовими водами в США. Національна наукова рада. Вашингтон, округ Колумбія: Преса Національних академій. https://doi.org/10.17226/12465.

    Раудсепп-Херн, К., Петерсон, Г., Тенго, М., Беннетт, Е., Голландія, Т., Бенессая, К.,. Пфайфер Л. Розплутати парадокс еколога: чому добробут людини зростає в міру погіршення екосистемних послуг? Біонауки. 60, 576-589. https://doi.org/10.1525/bio.2010.60.8.4.

    Сандіфер, П.А., Саттон-Грієр, А.Е., і Уорд, Б.П. (2015). Вивчення зв'язків між природою, біорізноманіттям, екосистемними послугами та здоров'ям та добробутом людини: можливості для зміцнення здоров'я та збереження біорізноманіття Екосист. Послуги 12, 1-15. https://doi.org/10.1016/j.ecoser.2014.12.007.

    Сарасват К., Кумар П., & Мішра Б. Оцінка практики управління зливовими стоками та управління в умовах зміни клімату та урбанізації: Аналіз Бангкока, Ханоя та Токіо. Навколишнє середовище. Науковий. Політика 64, 101-117. https://doi.org/10.1016/j.envsci.2016.06.018.

    Сімс, Дж. Т., Сімард, Р.Р., і Йорн, Б.К. (1998). Втрати фосфору в дренажі сільського господарства: історична перспектива та сучасні дослідження. Дж. Енвірон. Кал. , 27 (2), 277-293. доі.орг/10.2134/jeq1998.00472425002700020006х.

    Тілман, Д., Кассман, К.Г., Матсон, П.А., Нейлор, Р., & Поласкі, С. (2002). Сталість сільського господарства та інтенсивні виробничі практики. Природа 418, 671-677. https://doi.org/10.1038/nature01014.

    UNFAO. База даних Продовольчої та сільськогосподарської організації ООН Aquastat. Отримано з http://www.fao.org/nr/water/aquastat/water_use/index.stm.

    USEPA. (2018а.) Розділ 404 Закону про чисту воду. Агентство з охорони навколишнього середовища США. Отримано з https://www.epa.gov/cwa-404/clean-water-act-section-502-general-definitions.

    USEPA. (2018b). Терміни та абревіатури. Агентство з охорони навколишнього середовища США. Отримано з https://iaspub.epa.gov/sor_internet/registry/termreg/searchandretrieve/termsandacronyms/search.do.

    USEPA. (2018c). Міський стік: розвиток з низьким впливом. Агентство з охорони навколишнього середовища США. Отримано з https://www.epa.gov/nps/urban-runoff-low-impact-development.

    USEPA. (2019). Національна зведена веб-сторінка EPA США про порушення якості води та розвиток TMDL. Агентство з охорони навколишнього середовища США. Отримано з https://ofmpub.epa.gov/waters10/attains_index.home.

    УСДА. (2018). Закон про модернізацію харчової безпеки. Управління з контролю за продуктами та ліками США. Отримано з https://www.fda.gov/food/guidanceregulation/fsma/.

    ПОСГИ. (2018). Використання води в Сполучених Штатах. Геологічна служба США. Отримано з https://water.usgs.gov/watuse/.

    Вазе, Дж., і Чью, Ф.Х. (2004). Навантаження поживних речовин, пов'язані з різними розмірами осаду в міських зливових і поверхневих забруднюючих речовин. Дж. Енвірон. англ. , 130 (4), 391-396. https://doi.org/10.1061/(ASCE)0733-9372(2004)130:4(391).

    Уізерс, П., Ніл, К., Джарві, Х., & Дуді, Д. (2014). Сільське господарство та евтрофікація: Куди ми йдемо звідси? Стійкість 6 (9), 5853-5875. https://doi.org/10.3390/su6095853.

    Світовий банк. У всьому світі 70% прісної води використовується для сільського господарства. Отримано з https://blogs.worldbank.org/opendata/chart-globally-70-freshwater-used-agriculture.

    Згейб С., Мойерон Р., Саад, М., & Шеббо, Г. (2011). Розподіл забруднення між розчиненими та твердими фазами: А як щодо нових речовин у міських зливових водоймах? Вода Рез., 45 (2), 913-925. http://doi.org/10.1016/j.watres.2010.09.032.