| Клас якості води | І | II | III | IV | V | ||
| Категорія якості води | |||||||
| Назва класів і категорій | Дуже чисті | Чисті | Забруднені | Брудні | Дуже брудні | ||
| якості вод за ступенем їх чистоти (антропогенної забрудненості) | Дуже чисті | Чисті | Достатньо чисті | Слабо забруднені | Помірно забруднені | Брудні | Дуже брудні |
| Трофність | Оліго- трофні | Мезотрофні | Евтрофні | Політрофні | Гіпертрофні | ||
| Оліготрофні- олігомезотрофні | Мезотрофні | Мезоевтрофні | Евтрофні | Евполітрофні | Політрофні | Гіпертрофні | |
| Сапробніь | Оліго- сапробні | р-мезоса- пробні | а-мезоса- пробні | Поліса- пробні | |||
| р-ОЛІГО- сапробні | а-оліго- сапробні | р'-мезо- сапробні | Р"-мезо- сапробні | а'-мезо- сапробні | а"-мезо- сапробні | Полі- сапробні |
За системою екологічної оцінки якості поверхневих вод суші та естуаріїв України виокремлюють вісім категорій якості води, які базуються на узагальнюючих ознаках: І — відмінна; II — добра; III — досить добра; IV — задовільна; V — посередня; VI — погана; VII — дуже погана; VIII — занадто погана.
Категорії якості води відображають природний стан, а також ступінь антропогенного забруднення поверхневих вод суші. За ступенем забруднення якість води поділяють на такі категорії: І — дуже чиста; II — чиста; III — Досить чиста; IV — слабо забруднена; V — помірно забруднена; VI — сильно забруднена; VII — брудна; VIII — Дуже брудна.
За трофо-сапробіологічними (еколого-санітарними) показниками вони відповідають певним підкатегоріям трофності і підзонам сапробності:
І — олігомезотрофна, β-олігосапробна; II — мезотрофна, α-олігосапробна; III — мезоевтрофна, β-мезосапробна; IV — евтрофна, β-мезосапробна; V — евполітрофна, α'-мезосапробна; VI — політрофна, а"-мезосапробна; VII — полігіпертрофна, β-полісапробна; VIII — гіпертрофна, а-полісапробна.
Основою для екологічної оцінки якості поверхневих вод є таблиці з градаціями величин усіх показників, що відповідають категоріям якості води (табл.4.10— 4.13).
Екологічна оцінка якості води в певному водному об'єкті може бути орієнтовною і ґрунтовною.
Орієнтовна екологічна оцінка є необхідною з розвідувальною (рекогносцирувальною) метою для вироблення попередніх висновків та рішень і з'ясування на основі разових вимірів окремих показників якості води.
Ґрунтовна узагальнююча оцінка необхідна для переконливих, відповідальних висновків і рішень. Процедура виконання ґрунтовної екологічної оцінки відбувається у чотири послідовні етапи:
1) групування і оброблення вихідних даних (результатів систематичного контролю якості води);
2) визначення класів і категорій якості води за окремими показниками;
3) узагальнення оцінок якості води за окремими показниками (вираженими в класах і категоріях) по окремих блоках з визначенням інтегральних значень класів і категорій якості води;
4) визначення об'єднаної оцінки якості води для певного водного об'єкта загалом, його окремих ділянок за певний період спостережень.
Вихідні дані щодо якості води за окремими показниками групують у просторі і часі, а також в межах трьох блоків. Згруповані показники якості води, тобто вихідні дані, обробляють: обчислюють середньоарифметичні та визначають найгірші (мінімальні чи максимальні) значення. Екстремальні значення показників аналізують з метою з'ясування природних чи антропогенних факторів, які могли їх спричинити, і прийняття рішень про використання чи вилучення цих значень.
Класи і категорії якості води для окремих показників визначають, зіставляючи середні і найгірші (максимальні чи мінімальні) значення показників з критеріями спеціалізованих класифікацій.
Узагальнення оцінок за окремими показниками з визначенням інтегральних значень класів і категорій якості води виконують на основі аналізу показників у межах відповідних блоків. Це узагальнення полягає у визначенні середніх і найгірших значень для трьох блокових індексів якості води:
— середні значення визначають, обчислюючи середній номер категорії за всіма показниками блоку;
— найгірші значення визначають за відносно найгіршим показником (з найбільшим номером категорії) серед всіх показників блоку.
Об'єднану оцінку якості води для певного водного об'єкта загалом чи окремих його ділянок отримують, обчислюючи інтегральний, або екологічний, індекс ІЕ, величина якого дорівнює середньому арифметичному значень блокових індексів:
= (
+ 
+ 
)/3, (4.12)
де — індекс забруднення компонентами сольового складу; — індекс трофо-сапробіологічних (еколого- санітарних) показників; — індекс специфічних показників токсичної і радіаційної дії.
Екологічний індекс якості води, як і блокові індекси, обчислюють для середніх і найгірших значень категорій окремо (він може бути дробовим числом). За допомогою екологічного індексу можлива оцінка і зіставлення рівня екологічного благополуччя води по окремих ділянках водних об'єктів, по басейнах, регіонах і загалом по Україні, проте при цьому необхідно користуватися однаковим переліком показників.
Результати екологічної оцінки якості поверхневих вод подають у вигляді таблиць, графіків і карт.
Для водотоків результати доцільно подавати у вигляді профілю якості води, на якому показують:
— довжину річки та її приток (в км) від гирла;
— місцезнаходження джерел антропогенної дії;
— контрольні та водомірні пости;
— криву достовірних витрат води вздовж течії ріки;
— значення показників якості води.
Найзручнішим способом подання результатів екологічної оцінки якості води є картографічний. Карта наочно демонструє розподіл забруднення в річці залежно від скидання стоків, впадання приток та процесів самоочищення. Відповідно до потреб розробляють карти, що відображають:
— узагальнену екологічну оцінку якості води;
— якість води за окремими блоками показників;
— якість води за окремими показниками (рис. 4.2).
Екологічна оцінка якості води може бути зображена на карті для всього водного об'єкта (вздовж всього водотоку чи на всій площі водойми) або ж стосовно конкретних пунктів контролю за допомогою відповідних познчок. Останній спосіб при обмеженому обсязі інформації коректніший.
Інтегральні показники оцінки якості води. На практиці для оцінки якості поверхневих вод широко застосовують інтегральні показники, які дають змогу одержувати повну характеристику процесів, що відбуваються у водному середовищі. Систему інтегральних показників формують три групи: показники навантаження, які оцінюють навантаження потоку за середньою концентрацією забруднюючої речовини в його поперечному перерізі; показники просторового розподілу забруднення в річках та водоймах; показники, що враховують зовнішній водообмін водоймищ. На практиці широко використовуються показники перших двох груп.
До показників загального навантаження (першої групи) забруднюючими речовинами належать:
— абсолютний показник загального навантаження. Загальне навантаження потоку консервативними речовинами або сумою речовин виражається концентрацією Сn цих речовин, які визначаються з умов балансу речовини (формула (а) 4.4). Величина Cn у створі повного змішування виражає дійсне значення концентрації забруднюючого інгредієнта; для створів, які розміщені між місцем скиду стічних вод і створом повного змішування, величина умовно характеризує середню концентрацію.
Якщо у воді річки концентрація забруднюючої речовини Ср = 0, то
Cn= (Qcm Ccm)/(QP + Qcm), мг/л. (4.12)
Показник Ср дає змогу одержати повну характеристику навантаження потоку забруднюючими речовинами протягом будь-якого проміжку часу;
— показники перевищення або неперевищення забруднення відносно норми. Показник перевищення забруднення Рзаб над нормою виражається забезпеченістю стоку забрудненої води в певному створі. Його забезпеченість обчислюють за кількістю днів, протягом яких через створ проходить забруднений потік. Для визначення Рзаб зручно користуватися графічним способом. Будується крива забезпеченості Cn і проводиться пряма, яка відповідає ГДК забруднюючої речовини. Точку на перетині кривої Cn=f(P) з прямою ГДК характеризує Рзаб, тобто перевищення середньої концентрації речовини над нормованою.
Показник неперевищення забрудненості відносно норми Рчист, який характеризує забезпеченість «чистого» стоку, обчислюють за формулою:
Рчист = 100 - Рзаб. (4.13)
Це показники відносного та гранично допустимого навантаження потоку забруднюючими речовинами. Показник відносного навантаження потоку певною забруднюючою речовиною визначають шляхом зіставлення розрахункового значення Сn з гранично допустимою концентрацією речовини. При цьому можливі два випадки: Cn > ГДК (вода брудна), Сn < ГДК (вода чиста). Підставивши ці нерівності у формулу (а) та перетворивши їх, можна отримати:
(Сст –Сгдк) Qcm / (Сгдк –Ср) Qp >< 1. (4.14)
Ліву частину нерівності позначають через f:
1 = (Сст - Сгдк)Qст / (Сгдк - Cp)Qp. (4.15)
Показник ф називають показником відносного навантаження потоку забруднюючою речовиною. При ф > 1 — вода брудна, при ф < 1 — вода чиста, при ф = 1 — вода відповідає граничним умовам навантаження водоймища забруднюючою речовиною.
До другої групи належать показники просторового розподілу забруднення в річках та водоймах. Внаслідок скиду стічних вод у ріки та водоймища біля водних об'єктів формуються зони забруднення, розміри яких змінюються залежно від режимних характеристик потоку (рівня, швидкості течії), а також у зв'язку з змінами скиду стічних вод. Для оцінки забрудненості водного об'єкта використовують відносні розміри зон забруднення (лінійні розміри, площа, об'єм) та характеристику їх зміни. Показники цієї групи розраховують на основі даних детальних натурних досліджень локальних зон забруднення або за даними теоретичних розрахунків цих зон. Виокремлюють такі відносні показники забруднення: лінійні (
заб); площі (
заб) та об'єму (
заб).
Для характеристики лінійних розмірів зон забруднення розраховують два відносних показники: 
зa6,
зa6,, які показують відношення найбільшої лінійної довжини зони забруднення (Lзaб) до певної характерної глибини (h) або ширини водного об'єкта (£>):
зa6= Lзa6/h, (4.16)
зa6= Lзa6/b, (4.17)
де L3a6 — відстань від місця випуску стічних вод до створу, де концентрація лімітуючої речовини дорівнює ГДК; h,b — середні значення глибини та ширини ділянки, що розглядається.
Для водойм показник зa6 не визначають.
Показники відносної площі зони забруднення ( заб) та відносного об'єму області забруднення ( заб) визначають за формулами:
заб = 
заб/ заг (4.18)
заб =W3a6/Wзаг, (4.19)
де заб/, W3a6— площа та об'єм забруднення, розраховані або виміряні за певними гідрологічними умовами; 
заб/, W3a6— загальна площа та об'єм води ділянки, що розглядається за тих самих умов.
Показники цієї групи можуть бути розраховані для певних середніх умов (наприклад, при Q50%), для найбільш несприятливих умов (Q95%). Використання показників групи дає змогу оцінити зміну санітарного стану під впливом визначальних факторів — змін основних гідрологічних характеристик.
Методи прогнозування якості води. Прогнозування якості та кількості води у ріці або водоймищі є завершальним етапом моніторингу. Воно полягає у виявленні ймовірних напрямів і результатів розвитку явищ і процесів, оцінці показників, що характеризуватимуть їх у більше або менше віддаленому майбутньому.
Відповідно до темпів розвитку прогнозованого явища та господарського планування, прогнози поділяються на: оперативні — до 3 місяців; короткострокові — до 1 року; середньострокові — 1 — 5 років; довгострокові — 5 — 20 років; понаддовгострокові — більше ніж на 20 років.
При виконанні прогнозу передусім необхідно встановити період завчасності, вибрати водні об'єкти та створи, показники якості води та метод прогнозування. Період завчасності прогнозування залежить від мети прогнозу. Із завчасністю пов'язана точність прогнозування, яка зменшується прямо пропорційно квадрату завчасності. Дані оперативного прогнозу точніші, довгострокового — мають імовірнісний характер.
Завданням прогнозування є виявлення і прогнозування незадовільного стану якості води при зміні гідрометеорологічних умов і аварійних скидах стічних вод. Головною метою прогнозу є завчасне передбачення концентрацій забруднюючої речовини у певному створі чи ділянці річки у вказаний момент часу. Одночасно можна спрогнозувати довжину забрудненої ділянки річки, час добігання забруднених водних мас від місця надходження до контрольного створу, розрахувати відстань до створу повного змішування. Такі прогнози складають для створів практично повного змішування стічних і річкових вод, а також для створів водокористування, якщо вони розміщені у зоні впливу стічних вод чи на ділянці проходження паводка.
Найчастіше для прогнозування застосовують методи екстраполяції та методи моделювання.
Метод екстраполяції оснований на припущенні про збереження в часі тенденції розвитку процесів, які відбуваються у водних об'єктах в період їх вивчення. За використання цього методу період спостережень має бути довготривалим (не менше, ніж у три рази більшим від прогнозованого періоду), охоплювати багатоводні та маловодні періоди стоку, а характер зміни якості та кількості стоку повинен мати стаціонарний і односпрямова- ний режим. При стрибкоподібних змінах антропогенного навантаження на водний об'єкт екстраполяційний метод практично не використовують. Найдостовірніші прогнози за цим методом одержують при екстраполяції інтегральних кривих зміни кількості стоку під впливом стабільної господарської діяльності.
Метод моделювання ґрунтується на математичному описі або фізичному дослідженні гідродинамічних, фізико-хімічних та інших процесів, які відбуваються у водоймищі або водотоці та враховують закономірності зміни стану водного об'єкта із зміною основних факторів, що визначають цей стан.
Математичні моделі якості води базуються на диференціальних рівняннях з частковими похідними. За їх допомогою можна моделювати умови формування якості та кількості води — імітаційні моделі. Моделювання оптимальних умов стану водного об'єкта з урахуванням навантаження стічними водами проводиться за допомогою оптимізаційних моделей.
Моделі будуються для коротко і довгострокових прогнозів. При виробленні короткострокових оперативних прогнозів варто застосовувати методи розрахунків, які використовують коефіцієнт дисперсії та неконсер- вативності, та такі, що дають змогу визначати поле розподілу забруднюючих речовин при скиді стічних вод. За довгострокового прогнозування якості води можна використовувати балансові методи розрахунку, які враховують як витрату стічних вод та водного об'єкта, так і концентрацію забруднюючих речовин.
На вибір математичних моделей для прогнозування якості води впливають наявність вихідних даних та завдання розрахунку. Моделі якості води повинні бути простими в практичному використанні, характеризуватися універсальністю та давати достатньо надійні результати.
Отже, господарська діяльність людського суспільства, яка зростає з кожним роком, призводить до виснаження і забруднення поверхневих вод, порушення їх гідрологічного і гідрохімічного режимів. Тому моніторинг поверхневих вод передбачає контролювання, спостереження, оцінювання та прогнозування стану водних об'єктів на майбутнє з метою вивчення динаміки зміни якості води, закономірностей процесів самоочищення, визначення критичних ситуацій. Цей вид моніторингу поширився як складова в системі державного моніторингу і активно застосовується при дослідженні стану поверхневих вод. На основі отриманої інформації розробляють управлінські рішення для регулювання якості водних ресурсів, їх охорони і раціонального використання.
ЛАБОРАТОРНА РОБОТА № 6
Практична частина
