автореферат диссертации по информатике, вычислительной технике и управлению, 05.13.18, диссертация на тему:Моделирование поступления и распространения загрязняющих веществ в атмосфере от поверхностно распределенных источников

На правах рукописи

Бурков Антон Игоревич

Моделирование поступления и распространения загрязняющих веществ в атмосфере от поверхностно распределенных источников

05.13.18 - Математическое моделирование, численные методы и комплексы программ

АВТОРЕФЕРАТ

диссертации на соискание ученой степени кандидата физико-математических наук

Москва-2006

Работа выполнена в Федеральном информационно-аналитическом центре Росгидромета Государственного учреждения "НПО "Тайфун".

Научный руководитель: к.ф.-м.н., доцент Возженников Олег Иванович Официальные оппоненты: д.ф.-м.н. Новицкий Михаил Александрович

Ведущая организация: Научно-исследовательский физико-химический

институт им. Л.Я.Карпова, г. Москва.

заседании диссертационного совета Д 002.070.01 при Институте проблем безопасного развития атомной энергетики Российской академии наук по адресу: 115191, г. Москва, ул. Б.Тульская, д. 52.

С диссертацией можно ознакомиться в библиотеке Института проблем безопасного развития атомной энергетики Российской академии наук.

Автореферат разослан « 2006 г.

д.ф.-м.н., профессор Сороковикова Ольга Спартаковна

Защита состоится «

2006 г. в

Ученый секретарь диссертационного совета к.т.н.

Яг-

В.Е.Калантаров

ОБЩАЯ ХАРАКТЕРИСТИКА РАБОТЫ

Актуальность темы.

Важнейшей составляющей при оценке экологического риска является оценка и прогноз качества атмосферного воздуха, то есть содержания в нем загрязняющих веществ (ЗВ). Условно источники загрязнения атмосферного воздуха можно разделить на две группы - организованные и неорганизованные. К организованным источникам загрязнения атмосферы относятся выбросы, состав и объем которых может контролироваться и управляться в процессе эксплуатации. Вторая группа - источники, управление мощностью, которых затруднено или невозможно. К ним относятся практически любые аварийные ситуации, вызванные как техногенными, так и природными факторами (пожары, взрывы, разливы летучих ЗВ и т.п.). К этой группе источников загрязнения атмосферы относятся также - перераспределение пестицидов в окружающей среде (ОС) после их внесения, а также вторичное загрязнение атмосферы от следа выброса, образовавшегося в результате осаждения ЗВ на подстилающую поверхность. В настоящей работе рассматриваются источники загрязнения атмосферы, обусловленные либо испарением с поверхности аварийного разлива жидких ЗВ, либо испарением ЗВ с поверхности загрязненной почвы (например, вследствие применения пестицидов, либо осаждения из атмосферы).

Разлив жидких ЗВ на открытой поверхности - один из наиболее распространенных типов аварийных ситуаций, приводящих к поступлению ЗВ в ОС. Аварии такого типа приводят к загрязнению подстилающей поверхности, причем интенсивность загрязнения атмосферы определяется скоростью испарения ЗВ, а ущерб и опасность для населения - объемом пролива, токсичностью и персистентностью ЗВ в ОС. При разливах загрязнение ОС, как правило, носит локальный характер. Однако разливы сильно ядовитых ЗВ (отравляющие вещества (ОВ), компоненты ракетного топлива и т.д.) могут создать опасность для здоровья населения и на значительных расстояниях от места разлива за счет распространения их паров в атмосфере. При разливах этих ЗВ опасность для населения может представлять также вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ со следа облака на поверхности почвы. Вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ с подстилающей поверхности может оказаться характерным для промышленных районов, в которых перестали действовать или сократили объемы выбросов опасные химические производства. Применение интенсивных технологий в сельском хозяйстве, в настоящее время, как правило, не обходится без использования пестицидов. Способность персистентных пестицидов распространяться в атмосфере по всему земному шару за счет испарения из почвы была установлена в 1960-70гг. По современным оценкам потери пестицидов из почвы за счет испарения могут составлять 40-80% от внесенного количества.

Важной особенностью перечисленных источников загрязнения атмосферы является определяющее влияние метеорологических условий и свойств подстилающей поверхности (в первую очередь почвы) на скорость поступления ЗВ в атмосферу, а также их пространственно распределенный характер. Особенностям формирования таких источников загрязнения атмосферы, а также их параметризации для использования в моделях переноса ЗВ в атмосфере на различные расстояния посвящена настоящая работа.

Цель и задачи работы

Цель работы: изучение закономерностей поведения летучих ЗВ в системе "почва - атмосфера" и разработка физико-математических моделей и численных алгоритмов оценки поступления и распространения ЗВ в атмосфере при испарении их с поверхности почвы для использования в компьютерной системе ИЕСАББ N7 - поддержки принятия решений при авариях на радиационно и химически опасных объектах.

Задачи работы:

• Разработка метода и алгоритма расчета интенсивности и продолжительности испарения ЗВ с разлива на поверхность почвы с учетом впитывания в почву.

Разработка комплексной модели миграции ЗВ в системе "почва-атмосфера" при поверхностном загрязнении почвы, позволяющей рассчитывать динамику содержания ЗВ в почве, вынос ЗВ в атмосферу за счет испарения и концентрацию ЗВ в воздухе над загрязненной почвой в зависимости от метеорологических условий и типа подстилающей поверхности.

Научная новизна.

Предложена модификация теории подобия Монина - Обухова для параметризации вертикального массопереноса в приземном слое атмосферы на случай ограниченного по площади источника ЗВ на подстилающей поверхности путем использования в качестве дополнительного вертикального масштаба - толщины слоя занятого примесью. Это позволило впервые:

• получить выражение для величины коэффициента массообмена между подстилающей поверхностью и атмосферой включающее в себя параметры переноса примеси как в приповерхностном подслое, так и в развитом турбулентном стратифицированном слое атмосферы.

• разработать алгоритм определения потока и восстановления профиля концентрации ЗВ при испарении с загрязненного участка подстилающей поверхности по значению концентрации ЗВ в приземном слое, измеренном на одном произвольном уровне внутри слоя занятого примесью.

• разработать комплексную модель динамики поступления паров ЗВ в атмосферу при испарении с подстилающей поверхности с учетом широкого круга факторов оказывающих существенное влияние на этот процесс.

Личный вклад автора.

1. Разработана модель массообмена между участком загрязненной подстилающей поверхности и приземным слоем атмосферы.

2. Разработан алгоритм определения потока и восстановления вертикального профиля ЗВ при испарении с загрязненного участка подстилающей поверхности по значению концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы, на одном произвольном уровне внутри слоя занятого примесью.

3. Выполнена верификация алгоритма определения потока и восстановления вертикального профиля ЗВ при испарении с загрязненного участка по данным полевых экспериментов.

4. Разработана модель и алгоритм расчета динамики поступления паров ЗВ при испарении с разлива на поверхность почвы.

5. Разработана модель и алгоритм расчета распространения ЗВ в системе "почва-атмосфера", проведена апробация модели и алгоритма на результатах полевого эксперимента.

Положения выносимые на защиту.

Модель массообмена между подстилающей поверхностью и приземным слоем атмосферы, для случая ограниченного загрязнения подстилающей поверхности.

Метод оценки интенсивности и продолжительности испарения ЗВ с разлива с учетом впитывания ЗВ в почву.

Комплексная модель миграции ЗВ в системе "почва-атмосфера" при поверхностном загрязнении почвы для использования в компьютерных системах поддержки принятия решений при чрезвычайных ситуациях.

Практическая ценность работы.

Разработанные в диссертации модели и методы реализованы в программном комплексе ЯЕСАБЗ ЫТ, который используется в Федеральном информационно-аналитическом центре Росгидромета для анализа обстановки и поддержки принятия решений при авариях на радиационно и химически опасных объектах. Кроме этого результаты работы могут быть использованы для оперативной оценки вертикального потока и распределения концентрации ЗВ, испаряющегося с подстилающей поверхности, в приземном слое атмосферы.

Апробация работы и публикации.

Основные положения и результаты работы докладывались на конференции молодых ученых и специалистов НПО"Тайфун"(Обнинск, 1990), международной конференции "Атмосферные выпадения и обмен атмосфера - подстилающая поверхность" (США, 1991), 4-Международной научно-технической конференции "Безопасность, эффективность и экономика атомной энергетики" - МНТК-2004 (Москва, ВНИИАЭС, 16-17 июля 2004). По теме диссертации опубликовано 6 научных статей.

Структура и объем работы.

Диссертация состоит из введения, четырех глав и заключения. В конце каждой главы сформулированы выводы. Объем работы 125 страниц, в том числе 11 рисунков и 1 таблицу. Список литературы 138 наименований.

КРАТКОЕ СОДЕРЖАНИЕ РАБОТЫ

Во введении показана актуальность темы исследований и сформулирована основная цель работы. Приведены структура и краткое содержание глав диссертации.

В первой главе проведен анализ экспериментальных и теоретических результатов исследований поведения летучих ЗВ в системе "почва-атмосфера". В этом отношении, наиболее изученной группой ЗВ являются пестициды. Это связано, прежде всего, с социально-экономической значимостью их применения. Следует отметить, что характеристики пестицидов, определяющие их опасность для ОС и человека, такие как - способ их поступления в ОС, токсикологические свойства и т.д., варьируются в столь широких пределах, что большая часть антропогенных ЗВ от источников другой природы находят свои аналоги среди пестицидов. Это позволяет использовать результаты исследований по поведению пестицидов в ОС для выявления закономерностей поведения широкого класса органических ЗВ в системе "почва-атмосфера" и верификации разработанных моделей на экспериментальных данных.

Наиболее интенсивно натурные исследования испарения пестицидов проводились в 1970 - 80 годы как отечественными, так и зарубежными учеными (С.Г.Малахов, В.А. Борзилов, Ц.И. Бобовникова , Э.И. Бабкина, А.Д. Фокин, A.W. Taylor, J.R. Plimmer, D. Mackay и др.). Анализ показал, что градиентный метод, основанный на теории подобия для приземного слоя атмосферы, является основным при обработке данных полевых исследований для определения турбулентного потока летучего ЗВ с подстилающей поверхности в атмосферу. Все полевые эксперименты по изучению испарения ЗВ с подстилающей поверхности, проведенные отечественными и зарубежными исследователями, показали, что величина турбулентного потока ЗВ с загрязненной поверхности и концентрация ЗВ над ней существенно зависят от турбулентных характеристик атмосферы. Кроме того, показано, что поток летучих ЗВ в атмосферу определяют не только ее турбулентные характеристики, но и физико-химические свойства ЗВ (летучесть, способность к сорбции, растворимость и др.), а также характеристики почвы (механический состав, влажность, содержание гумуса, и т.д.).

На основе данных лабораторных и полевых экспериментов были сформулированы основные научные положения, используемые при моделировании миграции ЗВ в почве (L.J. Tiboudaux, W.J. Farmer, В.А. Борзилов и д.р.), суть которых заключается в следующем:

• ЗВ в почве может находится одновременно в трех фазах - парообразной, растворенной и сорбированной на почвенном скелете (если ЗВ попало в почву в виде растворимых твердых частиц, то для описания вводят четвертую "твердую" фазу, из которой ЗВ может переходить в первые три).

• Подвижными являются парообразная и растворенная фазы, а основными механизмами миграции ЗВ в почве является молекулярная диффузия и конвективный перенос с почвенным раствором.

• Для большинства ЗВ характерное время изменения концентрации в почве много больше характерного времени установления кинетического равновесия между фазами. Это позволяет использовать приближение мгновенного установления равновесия между фазами ЗВ в почве.

В общем случае для описания процесса испарения ЗВ из почвы в атмосферу требуется одновременно решать задачу миграции испаряющегося ЗВ в почве и распространения его в атмосфере, сшивая потоки и концентрации на границе раздела сред. Из практических соображений задачу разбивают на две связанные: 1) оценка интенсивности испарения ЗВ из почвы при данных метеорологических условиях; 2) расчет поля концентрации ЗВ в атмосфере от наземного площадного источника заданной интенсивности. Решению первой задачи, в основном, посвящены модели рассматривающие миграцию ЗВ в системе "почва -атмосфера".

В современных моделях, по изучению поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера", миграция ЗВ в почве описывается на основе конвективно-диффузионных уравнений в сорбирующей среде, а для параметризации испарения ЗВ используется граничное условие третьего рода на границе раздела сред. При этом величина вертикального турбулентного потока ЗВ в атмосферу с единицы загрязненной площади выражается через произведение коэффициента массообмена на концентрацию ЗВ в парообразной фазе на поверхности почвы. В такой постановке задачи влияние турбулентного режима атмосферы на поступление ЗВ из почвы в атмосферу учитывается одним параметром в граничном условии - коэффициентом массообмена.

Анализ выражений для коэффициента массообмена показал, что все влияние турбулентного режима атмосферы на значение этой величины выражается только через значение динамической скорости (или скорости ветра на каком-либо уровне). Помимо динамических факторов на режим турбулентного перемешивания оказывают влияние силы плавучести, проявляющееся в усилении или подавлении турбулентного перемешивания. Параметризации коэффициента массообмена, не использующие в качестве входных данных характеристики термической стратификации, не в полной мере отражают влияние турбулентности атмосферы на испарение ЗВ. Следовательно, необходима разработка модели массообмена в системе "почва-атмосфера" позволяющей учесть влияние термической стратификации при описании улетучивания ЗВ с подстилающей поверхности.

Важнейшим величиной при оценке и прогнозе антропогенной нагрузки на ОС и человека от поверхностно распределенных источников, является значение концентрации ЗВ в атмосфере над источником. В настоящее время подход к оценке концентрации ЗВ в воздухе при испарении его из почвы существует в моделях, описывающих перераспределение ЗВ в элементах ОС в региональном масштабе (1 ОСЬ-1000 км). В этих моделях полагается, что концентрация ЗВ в пограничном слое атмосферы находится в динамическом равновесии с концентрацией ЗВ в паровой фазе в почве. Такое предположение несправедливо при локальном загрязнении почвы, порядка 1^-100 га, и вопрос об оценке концентрации ЗВ в воздухе над источниками такого пространственного размера в литературе остается открытым.

Вторая глава диссертации посвящена разработке модели массообмена ЗВ между ограниченным участком загрязненной поверхности почвы и атмосферой.

Рассмотрим полубесконечную поверхность с равномерно распределенным по ней стационарным источником примеси, поступающей в приземный слой атмосферы. Предполагается, что вещество, поступающее в атмосферу, является пассивной консервативной примесью, то есть не влияющей на характеристики турбулентности. Перенос вещества в атмосфере осуществляется средним ветром и турбулентными вихрями.

Характеристики турбулентности считаются заданными и описываются теорией подобия Монина-Обухова для стратифицированной среды. На рисунке I начало координат помещено на линии, отделяющей источник от незагрязненной поверхности. Ось х ориентирована вдоль направления среднего ветра так, что источник находится с подветренной стороны, а ось г направлена вертикально вверх.

Рис. 1, Концептуальная схема квазиоднородной модели.

Согласно теории подобия Монина - Обухова для стратифицированного приземного слоя атмосферы разность средних концентраций примеси в этом слое определяется выражением

к и.

(1)

где и, - динамическая скорость; к - постоянная Кармана, Еа - вертикальный турбулентный поток ЗВ в атмосфере; <j>(z/L) - универсальная функция, определяющая вертикальное распределение ЗВ; L - масштаб длины Монина -Обухова; C(z), C(zi) - концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы на уровнях z и zy, соответственно.

Из (1) следует, что если измерены концентрации вещества на уровнях z и z, , то по известным характеристикам турбулентности может быть рассчитан поток Еа и восстановлен профиль концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы. Однако для случая горизонтально-неоднородного источника примеси (типичный пример которого рассматривается здесь) выражение (I), строго говоря, неприменимо, так как поле концентрации ЗВ и ее вертикальный поток в атмосферу становятся уже зависящими от расстояния л: до края поля, см. Рис.1.

Тем не менее, анализ экспериментальных данных по вертикальному распределению концентрации паров ЗВ, испаряющихся с полей конечного размера, показывает, что во многих случаях вертикальные профили концентрации удовлетворительно описываются выражением (1). Согласовать это можно, если предположить, что в первом приближении профиль концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы имеет автомодельную форму типа (1) в области z<z/, причем уровень z/ выбран таким образом, что при фиксированном z высота уровня Z/ будет функцией расстояния, то есть zt = Z/ (х) = 5 (х) и соответственно Еа = Еа(х).

В этом случае решение задачи сводится к оценке высоты 5(х) и определению концентрации С°(8) на этом уровне. Наиболее естественный путь -найти такую высоту, на которой концентрация примеси в приземном слое атмосферы равна нулю. Существование такой высоты можно связать с гипотезой о конечности скорости турбулентной диффузии, разработанной Мониным,1962. Если положить, что уровень zt совпадает с верхней границей слоя занятого примесью, то есть С(8) =0, то согласно (1) поток примеси в атмосферу Еа и профиль концентрации в ней могут быть рассчитаны по измерению концентрации на одном уровне z = zr<b(x)

ки.Са(гг) . (2)

Е„ =

"(ХНхНт)

В результате задача сводится к определению метода расчета толщины слоя занятого примесью 8(х) на расстоянии х от края поля.

Для оценки 6(х) в работе были использованы аппроксимационные выражения для верхней границы дымовой струи от наземного источника, полученные Найденовым, 1988.

[1/(1 + 0.5(м./с/А)12 '

8 = и.гМ

<Р =

(3)

где /с - среднее время переноса примеси от наветренного края загрязненной поверхности (точка 0 на рис. 1) до точки измерения.

Соотношения (2) и (3) представляют собой квазиоднородную модель массообмена в приземном слое атмосферы и позволяют рассчитать поток ЗВ в атмосферу и восстановить профиль концентрации над ограниченной загрязненной поверхностью по измерению концентрации на одном уровне.

Модель была верифицирована на опубликованных результатах нескольких полевых экспериментов. С помощью квазиоднородной модели были рассчитаны потоки и восстановлены профили концентрации в атмосфере по данным о концентрации ЗВ на самом нижнем уровне измерений, приведенным в этих работах. Результаты расчетов по модели и данные измерений, нормированные на масштаб с. = ^у > представлены на рис 2. в

виде регрессионной зависимости.

с^/с,

Рис.2. Сравнение расчетов по модели с результатами полевых экспериментов.

Такая нормировка позволяет на одном графике представить результаты измерений концентрации ЗВ, полученные в разных экспериментах. В этих экспериментах измерялись концентрации различных ЗВ на разных уровнях в атмосфере при отличающихся метеорологических условиях. Как видно из рисунка расхождение между расчетом и результатами измерений невелико. Рассчитанное относительное среднеквадратичное отклонение составило значение =46%.

Для получения выражения для коэффициента массообмена в атмосфере примем, что вблизи загрязненной поверхности на границе раздела "почва-атмосфера" концентрация паров ЗВ равна С" ■ Как уже упоминалось, в моделях миграции ЗВ в почве поток ЗВ из почвы в атмосферу определяется выражением

где ра ~ коэффициент массопереноса.

Выражение (2), полученное в рамках квазиоднородной модели, позволяет связать величину потока ЗВ в атмосфере со значением концентрации его в атмосфере. Однако по условию применимости теории подобия Мони-на-Обухова значение концентрации входящее в это выражение должно быть определено в слое развитой турбулентности, а в выражении (4) концентрация ЗВ в атмосфере определена в непосредственной близости от границы раздела сред. Для использования значения С" при оценке потока ЗВ в атмосферу необходимо описать перенос ЗВ в приповерхностном слое. Особенностью этого слоя является то, что турбулентность в нем нельзя считать развитой и молекулярные процессы существенно влияют на перенос примеси и количества движения. В предположении, что существует зона перекрытия между приповерхностным и приземным слоями можно получить выражение для потока ЗВ из почвы через значение его концентрации на границе раздела "почва - атмосфера"

где /э, С(/0 - число Дальтона и коэффициент сопротивления в приповерхностном слое, го — параметр шероховатости. Первый член в знаменателе отражает сопротивление приповерхностного слоя.

Тогда выражение для коэффициента массообмена примет вид

Еа^РаС;,

(4)

Е,

* и. с;

(5)

а

ки,

(6)

Таким образом, предложенная в данной главе модель массопереноса в приземном слое атмосферы позволяет восстановить поток и профиль концентрации ЗВ в этом слое по измерению концентрации на одном уровне.

С использованием этой модели, получено выражение для коэффициента массообмена между почвой и атмосферой позволяющее учитывать влияние метеорологических условий на испарение ЗВ из почвы. Проведенные исследования по оценке влияния турбулентных характеристик атмосферы на величину коэффициента массообмена, показали, что неучет влияния стратификации приземного слоя атмосферы на величину коэффициента массообмена может привести к погрешностям в определении потока ЗВ в атмосферу до порядка величины.

По данным нескольких полевых экспериментов по изучению испарения пестицидов с подстилающей поверхности проведена верификация квазиоднородной модели. Получено хорошее согласие между результатами расчетов и данными измерений, что говорит об адекватности физических предположений, использованных при построении модели.

Третья глава диссертации посвящена разработке модели распространения ЗВ в ОС при разливе на подстилающей поверхности - одному из практических приложений модели массообмена между подстилающей поверхностью и атмосферой, предложенной в предыдущем разделе. Разлив летучего ЗВ на подстилающую поверхность приводит к образованию распределенного по площади источника загрязнения атмосферы, интенсивность испарения с которого, зависит от турбулентных характеристик приземного слоя атмосферы. Пусть на поверхности земли имеется источник площадью 5 с шириной <1, длиной вдоль направления среднего ветра / и производительностью Е3. Турбулентные характеристики атмосферы будем считать заданными и подчиняющимися законам подобия Монина-Обухова, ось д: - направлена вдоль среднего ветра, у — в поперечном ветру направлении, г — вертикально вверх.

Сравнение различных моделей вертикального распределения концентрации примеси в приземном слое атмосферы с данными экспериментов, проведенное в [Гаргер Е.К., Жуков Г.П., 1986], показало, что гауссовское распределение вполне удовлетворительно согласуется с этими данными. Кроме того, оно удобно в приложениях, т.к. параметры этого распределения хорошо изучены экспериментально. С использованием гауссовой модели струи для разлива имеющего прямоугольную форму, выражение для концентрации ЗВ в воздухе за пределами разлива может быть получено в виде

- =_!-Ы±

4ъи ст.,

У V

( ^

Л V

/

где (с = , ,, ,Т{ = '«" " сРедняя

О ' <"'" ' о V г \Х )

точка на интервале [О,Г/], £7< - средняя лагранжева скорость переноса жидких частиц.

При этом выражение для функции источника, полученное из баланса массы ЗВ в области г>0, в предположении слабого изменения уу. = ^

запишется в форме

£,0.при*с <Т,

Ег =

, при tc >Т,

где Eso - средний поток ЗВ с зеркала разлива.

С точки зрения проблемы загрязнения атмосферы, наибольшую опасность представляют "мгновенные" разливы, при которых скорость истечения ЗВ из емкости много больше скорости впитывания в почву, поскольку в этом случае над поверхностью почвы образуется слой жидкого ЗВ. Для определенности положим, что пролитая жидкость состоит из "чистого" ЗВ (т.е. содержанием других компонент в пролитой жидкости можно пренебречь), которое при заданных условиях остается жидкостью (не замерзает, не закипает). До тех пор пока не произошло впитывание ЗВ в почву, вблизи поверхности разлитой жидкости концентрация паров ЗВ С" близка к концентрации его насыщенного пара С*. Тогда мощность выброса в атмосферу можно оценить как

6-С5Д,, (9)

где Q — мощность источника поступления ЗВ в атмосферу, Д - среднее

значение коэффициента массопереноса на интервале [0,/], которое может быть получено интегрированием (6).

Оценка поступления ЗВ с зеркала пролива в атмосферу по формуле (9) справедлива до тех пор, пока над подстилающей поверхностью существует слой насыщенного пара ЗВ. Она характеризует максимальную при данных условиях мощность источника загрязнения атмосферы. После впитывания ЗВ поток в атмосферу будет быстро убывать со временем, поскольку скорость поступления ЗВ в атмосферу будет лимитировать уже не турбулентное перемешивание в атмосфере, а процесс молекулярной диффузии в почве. В случае пролива ЗВ на впитывающую поверхность время впитывания фактически ограничивает время существования источника загрязнения атмосферы. Поэтому для корректного расчета токсодозы важно оценить время Tf, в течение которого над поверхностью существует слой жидкого ЗВ.

Положим, что изменение толщины слоя (напора) ЗВ над почвой происходит только за счет испарения в атмосферу и впитывания в почву. Тогда уравнение изменения толщины слоя ЗВ над поверхностью почвы примет вид

dH(t) = dt

zf + #(/)+

-E > (10)

'f

где Kc - коэффициент фильтрации ЗВ при данном насыщении почвы ЗВ и почвенным раствором, гу- положение фронта просачивающегося ЗВ в почве; H(t) - величина напора ЗВ над почвой, hf - величина эффективного напора капиллярного всасывания на фронте просачивающегося ЗВ, E=Q/(pcS) - скорость изменения напора за счет испарения ЗВ, рс - плотность жидкого ЗВ. Первый член в правой части (10) описывает впитывание ЗВ в почву по модели Грина - Эмпта, которая широко применяется при описании напорной инфильтрации воды.

Время впитывания с учетом испарения определяется из условия

H(t=TJ = 0. (И)

Для случая "мгновенного" разлива на почву ЗВ с начальным напором Но m приближенного решения уравнения (10) с условием (11) получено аналитическое выражение для расчета безразмерного времени впитывания ЗВ в почву Te^TjKç/Ho. Следует отметить, что практический интерес учет впитывания ЗВ в почву представляет тогда, когда этот процесс лимитирует поступление ЗВ в атмосферу. В этом случае для оценки времени впитывания с учетом испарения удобно пользоваться приближенной формулой, полученной в работе

+ е + (12)

где а = И/Но, £ = Е/Кс , ^ = 03+2%0 +а), вс - объемное содержание ЗВ

О.6 + 30Д1 + «)

в почве.

После впитывания в почву движение ЗВ в ней будет продолжаться. При этом образуется задний фронт жидкого ЗВ, а в порах остается некоторое его количество вг, которое не стекает под действием силы тяжести. Согласно моделям, описывающим испарение влаги из ненасыщенной почвы, величина потока водяного пара в атмосферу помимо потенциального испарения зависит от содержания влаги в верхнем обменном слое почвы, например [Deardorf, 1977]. В этих моделях, параметр, отвечающий за различие в величинах потока в атмосферу с поверхностей ненасыщенной почвы и воды, не зависит от природы испаряющегося вещества. Он характеризует изменение доли испаряющей поверхности на единице площади почвы в зависимости от содержания испаряющегося вещества в верхнем слое

почвы. Это позволяет использовать параметризации испарения почвенной влаги для оценки потока ЗВ в атмосферу с пролива после впитывания ЗВ в почву, если под потенциальным испарением понимать величину потока Еа с зеркала пролива.

При постоянных метеорологических условиях выражения для зависимости потока ЗВ в атмосферу Е5 от времени после впитывания его в почву имеют вид:

а) режим дренажа ЗВ через обменный слой почвы

= — £Лехр(—^-)-р£^с(1-ехр(—^4-)), при7> <*<7> (»3) п прсс15 прс(1,

длительность этого режима испарения ЗВ

(14)

Т = РсПС1* 1п 1 + 0сЕ.'(Ре пКс) " Е„ [1 + вгЕа/(рспКг)

б) режим испарения остаточного количества ЗВ

(0 = — Еа ехр(—~Цг)> при *>7> (15)

п прсс1,

где п - пористость почвы.

Следует отметить, что выражение (15) справедливо пока внутри поро-вого пространства обменного слоя почвы ЗВ находится в виде жидкости. Условием этого, в приближении мгновенного установления равновесия между фазами ЗВ в почве , будет

рЛ »(р*КрКн-' + 0КЬ-' + (п - в-в^С". (16)

где р5, в, - объемные плотность и влажность почвы, Кг - коэффициент распределения, Кн - константа Генри, вн - содержание ЗВ в обменном слое почвы.

Таким образом, на основе модифицированной модели фильтрации Грина-Эмпта, учитывающей изменение напора ЗВ над почвой за счет испарения, была разработана динамическая модель и алгоритм расчета загрязнения атмосферы при разливе ЗВ на почву.

При оценке интенсивности испарения ЗВ с разлива на поверхность почвы выделены несколько режимов поступления ЗВ в атмосферу. Первый режим описывает испарение ЗВ с зеркала разлива и характеризует максимальную интенсивность загрязнения атмосферы при данных метеорологических условиях. Его продолжительность ограничена существованием над поверхностью почвы слоя жидкого ЗВ. Второй режим описывает поступление ЗВ с поверхности почвы в атмосферу во время дренажа ЗВ из обменного слоя почвы. Третий режим загрязнения атмосферы - это испарение остаточного содержания ЗВ в почве. Получены аналитические выражения для оценки продолжительности выделенных режимов загрязнения атмосферы.

На основе модели массообмена, предложенной в главе 2, получено выражение для интенсивности загрязнения атмосферы при испарении с зеркала разлива ЗВ в зависимости от концентрации насыщенного пара ЗВ, турбулентных характеристик атмосферы и линейного масштаба разлива. На их основе получены выражения для расчета скорости поступления ЗВ при остальных режимах испарения ЗВ из почвы при разливе.

Использование модели гауссовой струи позволило получить удобное для проведения расчетов аналитическое выражение для оценки концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы с учетом сухого осаждения ЗВ на подстилающую поверхность за пределами загрязненного участка подстилающей поверхности.

Четвертая глава посвящена разработке модели поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера" для случая загрязнения подстилающей поверхности в локальном масштабе. Естественное предположение о том, что горизонтальные размеры загрязнения почвы на порядки величин больше вертикальных, позволяет рассматривать только вертикальное распространение ЗВ в почве. Предполагается также, что выполняется условие горизонтальной однородности и изотропности характеристик почвы. Тогда уравнение баланса массы ЗВ в почве можно записать в виде (ось х будем считать направленной вертикально вниз)

д1 е дг1 е д2 И т

где Д, Уе - эффективные коэффициент диффузии и скорость конвективного переноса, определяемые соотношениями

Д = (Кн Д + Уе = УЖ, , (18)

- фактор замедления, определяемый выражением

Ян, = в+рхКр + (п-в)К„, (19)

где Ст - полная концентрация ЗВ в почве, Уп, - поток Дарси почвенного раствора, /л - суммарная скорость разложения ЗВ, Д,, Д,, — коэффициенты молекулярной диффузии ЗВ в почве: в паровой и растворенной фазах, соответственно.

Уравнение (17) записано в предположении, что ЗВ в почве находится в растворенной, сорбированной и парообразной фазах, между которыми мгновенно устанавливается кинетическое равновесие. Миграция ЗВ в почве происходит в растворенной и парообразной фазах, а механизмами миграции являются молекулярная диффузия и конвективный перенос ЗВ почвенным раствором. Такая постановка задачи является традиционной при построении модели миграции ЗВ в почве.

В общем случае, для описания поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера" требуется совместно решать задачу о миграции ЗВ в почве и

распространении его в атмосфере. Тогда границе раздела сред должны выполняться условия

(20)

1*,сг/л„ = с;,г=о

где Еи -поток в атмосферу, С" - концентрация ЗВ в воздухе вблизи границы раздела сред.

В этом случае задача сводится к определению величины потока Еа Через значение концентрации на границе С" ■ Для этого сделаем очевидное

предположение, что характерное время перемешивания в атмосфере намного меньше соответствующего времени перемешивания в почве. Смысл этого предположения в том, что концентрация ЗВ в атмосфере мгновенно подстраивается к изменениям концентрации ЗВ в почве. Это позволяет воспользоваться моделью массообмена, предложенной в главе 2. Поскольку характерный масштаб изменения плотности загрязнения почвы составляет несколько суток и более, то в среднем приземный слой атмосферы можно считать нейтрально стратифицированным. Это подтверждается измерениями профилей концентрации радионуклидов в приземном слое атмосферы с осреднением за несколько суток, [Гаргер, Жуков 1989]. Тогда с использованием условия непрерывности потока и равенства концентрации ЗВ на границе раздела "почва-атмосфера" условия (20) могут быть сведены к одному граничному условию для уравнения (17), а именно

-Л ^ + УвСт=-ЯК„£-,приг=0, (21)

е дг е т " * /?„

где Д( - коэффициент массопереноса в атмосфере, средний по линейному

размеру загрязненной поверхности почвы и времени моделирования.

С учетом граничного условия (21) величина потока ЗВ в атмосферу выражается в виде

Еа=К^Сг( 0,/), (22)

Средняя в слое (I концентрация ЗВ в воздухе над загрязненной почвой рассчитывается по формуле

^ г ,<5\

I км.

1п(^) + 1

а

(23)

где с1 — толщина слоя осреднения концентрации, например, толщина слоя дыхания, 5 - средняя толщина слоя занятого примесью в атмосфере над загрязненной поверхностью.

Таким образом, решение уравнения (17) с граничным условием (21) позволяет моделировать миграцию ЗВ в почве, а по (22) и (23) рассчитать поток и концентрацию ЗВ в атмосфере, соответственно. Модель, реализованная в виде программного комплекса, была аппробирована на результатах полевого эксперимента опубликованного в работах Majewski M.S. et al,1991 и Ross et а!,1990. Целью эксперимента было изучение перераспределения в окружающей среде поверхностно внесенного в почву летучего гербицида (дактал). Для поддержания постоянной влажности почвы в течение эксперимента систематически проводилась ирригация экспериментальной площадки. В центре площадки была установлена мачта, на которой в течение всего эксперимента одновременно производились градиентные измерения как концентрации дактала в воздухе, так и скорости ветра и температуры воздуха. Измерения сопровождались отбором проб почвы для определения содержания в ней дактала и продуктов его разложения.

Рис. 3-5 иллюстрируют сравнение расчетов по модели с результатами полевого эксперимента. Как видно из рис. 3 динамика рассчитанной и измеренной плотности загрязнения почвы ЗВ хорошо согласуется между собой. Расчетная кривая целиком укладывается в погрешность эксперимента, которая по данным авторов эксперимента составляла 40%-60% от среднего значения, приведенного на рис.3. Потери дактала из почвы за счет испарения, по модельным расчетам, за 84 дня составили примерно 40% от внесенного количества. На рис. 4 приведена зависимость потерь ЗВ из почвы за счет испарения от времени. Кривая 3 демонстрирует результаты расчета по модели. Кривые 1 и 2 отражают потери дактала, оцененные по экспериментальным данным о величине потока ЗВ в атмосферу, определенного двумя способами. При построении кривой 1 авторами эксперимента использовался специально разработанный TPS-метод для оценки потока ЗВ в атмосферу с источника, имеющего форму круга, а кривая 2 получена на основе стандартного градиентного метода оценки потока.

Расхождение в величине выноса химиката в атмосферу в первые дни после внесения, по-видимому, обусловлено пересыханием верхнего слоя почвы. Ирригация не проводилась или отбор проб дактала в воздухе проводился до ирригации в 0, 2, 3 дни после внесения. Следствием пересыхания верхнего слоя почвы является временное изменение распределения ЗВ между фазами в почве, которое не учитывается при определении коэффициента обмена между почвой и атмосферой. Однако асимптотическое поведение кривой 3 вполне соответствует результатам измерений, что говорит об адекватности подхода к определению коэффициента обмена, предложенного в данной модели.

время после внесения, сут

Рис. 3. Динамика плотности загрязнения почвы даюгалом.

время после внесения, сут

Рис. 4. Динамика выноса дактала из почвы за счет испарения, оцененного различными методиками.

Ранее упоминалось, что в отличие от предложенной модели и ТРБ-метода, использованного авторами эксперимента, градиентный метод определения потока с подстилающей поверхности не учитывает конечность размера источника, поэтому кривая 3, ближе к кривой 1. Расхождение между кривыми 2, 3 и кривой 1 отражает влияние краевых эффектов на величину потока с подстилающей поверхности от источника конечного размера. Предлагаемая модель, как упоминалось - единственная из моделей миграции ЗВ в почве, позволяющая рассчитывать концентрацию ЗВ в атмосфере, вызванную его испарением, над локальным участком загрязненной подстилающей поверхности.

На рис. 5 показана динамика рассчитанной и измеренной средней концентрации дактала в воздухе в 1.5 м слое над поверхностью земли. Существенное различие измеренной и рассчитанной концентрации ЗВ в атмосфере в течение первых нескольких суток после внесения ЗВ трудно поддается однозначной интерпретации. Такое поведение концентрации дактала в атмосфере может быть вызвано как существенной нестационарностью процессов переноса ЗВ в почве и атмосфере, так и переходными процессами перераспределения его между фазами в почве. Несмотря на то, что значение величины концентрации в атмосфере очень чувствительны к динамике турбулентных характеристик атмосферы и влажности почвы, ее расчет на основании средних данных в целом дал удовлетворительное согласие с результатами измерений.

1Е-002 -я

Л

2 3

1Е-004

I

г

я

о

IЕ-005 —

1Е-006

—I—I—I—I—[—I—I—I—I—|—I—1—I—I—|—I—I 5 10 15 20

О

время после внесении, сут

Рис.5 Динамика средней концентрации дактала в атмосфере.

1 - расчет по модели;

2 — измерения концентрации дактала над увлажненной почвой;

3 — измерения концентрации дактала над сухой почвой.

В заключении сформулированы основные результаты и выводы работы.

ОСНОВНЫЕ РЕЗУЛЬТАТЫ РАБОТЫ

I

1. На основе предложенной модификации теории подобия Монина-Обухова. разработана квазиоднородная (КО) модель поступления вещества с подстилающей поверхности в атмосферу. Это позволило разработать алгоритм для оценки интенсивности испарения ЗВ с зеркала разлива и метод восстановления потока и профиля концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы по измерению концентрации на одном уровне.

На основе данных нескольких полевых экспериментов по изучению испарения ЗВ с подстилающей поверхности проведена валидация и верификация квазиоднородной модели массообмена. Получено хорошее согласие между результатами расчетов и данными измерений.

2. Разработана, верифицирована и реализована в виде программного блока в компьютерную систему RECASS NT модель расчета загрязнения атмосферы при разливе ЗВ на почву в зависимости от динамики содержания жидкого ЗВ в почве.

3. Разработана и реализована в виде программного блока в компьютерную систему RECASS NT, модель поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера" для случая ограниченного по площади загрязнения подстилающей поверхности. Особенностью данной модели является возможность расчета не только динамики изменения плотности загрязнения почвы и значения величины потока ЗВ в атмосферу, но и концентрации ЗВ в воздухе над загрязненной поверхностью почвы.

Модель была апробирована при анализе результатов полевого эксперимента с летучим ЗВ. Проведенное сравнение характеристик, рассчитанных по модели, с результатами полевого эксперимента показало хорошее их согласие.

СПИСОК ПУБЛИКАЦИЙ ПО ТЕМЕ ДИССЕРТАЦИИ

1. Возженников О.И., Бурков А.И. Квазиоднородная модель расчета турбулентных потоков вещества с подстилающей поверхности //Метеорология и гидрология, 5,1991 с.33-38

2. Vozzhennikov O.I., Burkov A.I. A quasi-homogeneous model for determining the parameters of air-surface exchang // The 5-th inetrnational conference on PRECIPITATION SCA-VENGING and ATMOS-PHERE-SURFACE EX-CHANGE PROCESSES, 15-19 July, 1991, Richland, Wash,US A v.2,p.l061-1069

3. Борзилов В.А., Возженников О.И., Бурков А.И. Улетучивание химикатов из почвы и оценка концентрации их паров в атмосфере //Труды ИЭМ,1993, вып. 22(158),с. 4-15

Возженников О.И., Бурков А.И. Моделирование загрязнения приземного слоя атмосферы поверхностно-распределенными источниками примеси //Труды ИЭМ, 1994,вып. 57(159), с.75-85

5. Бурков А.И., Возженников О.И., Морозько E.H. Анализ полевого эксперимента с летучим пестицидом с помощью модели CHEMAS //Труды ИЭМ, 1996, вып.27(162), с. 116-125.

6. Бурков А.И., Возженников О.И. Моделирование поступления опасных химических веществ в атмосферу при испарении с подстилающей поверхности, загрязненной в результате их разлива //Метеорология и гидрология, 2005, №2, с. 85-94.

ВВЕДЕНИЕ.

1. ПОВЕДЕНИЕ ЗАГРЯЗНЯЮЩИХ ВЕЩЕСТВ В ПОЧВЕ И УЛЕТУЧИВАНИЕ ИХ С ПОДСТИЛАЮЩЕЙ ПОВЕРХНОСТИ В АТМОСФЕРУ (ОБЗОР).

1.1 Натурные исследования испарения ЗВ с подстилающей поверхности.

1.2 Феноменологические подходы к описанию испарения ЗВ.

1.3 Физико-математическое моделирование испарения ЗВ из почвы.

1.3.1 Моделирование вертикальной миграции ЗВ в почве.

1.3.2 Моделирование испарения ЗВ из почвы.

1.4 Основные результаты главы 1.

2. МОДЕЛЬ МАССОБМЕНА МЕЖДУ ПОЧВОЙ И АТМОСФЕРОЙ.

2.1 Квазиоднородная модель расчета турбулентных потоков вещества с подстилающей поверхности.

2.2 Сравнение с результатами полевых экспериментов.

2.3 Модель коэффициента массопереноса между почвой и атмосферой.

2.4 Основные результаты главы 2.

3. МОДЕЛИРОВАНИЕ ПОСТУПЛЕНИЯ И РАСПРОСТРАНЕНИЯ ЗВ В АТМОСФЕРЕ ПРИ РАЗЛИВЕ С УЧЕТОМ ВПИТЫВАНИЯ В ПОЧВУ.

3.1 Моделирование поступления ЗВ в атмосферу с зеркала разлива.

3.2 Модель динамики поступления ЗВ в атмосферу при впитывании в почву.

3.3 Модель распространения ЗВ в приземном слое атмосферы от площадного источника на подстилающей поверхности.

3.4 Основные результаты главы 3.

4. МОДЕЛИРОВАНИЕ ПОВЕДЕНИЯ ЛЕТУЧИХ ЗВ В СИСТЕМЕ "ПОЧВА-АТМОСФЕРА".

4.1 Модель миграции ЗВ в почве.

4.2 Сравнение с результатами полевого эксперимента.

4.3 Основные результаты главы 4.

Современное понимание целей и задач мониторинга загрязнения окружающей среды (ОС) включает в себя не только контроль содержания загрязняющих веществ (ЗВ) в элементах ОС, но и оценку влияния антропогенной нагрузки на ОС и экологический риск. Важнейшей составляющей при оценке экологического риска является оценка и прогноз загрязнения и качества атмосферного воздуха. Условно источники загрязнения атмосферного воздуха можно разделить на две большие группы - организованные и неорганизованные. К организованным источникам загрязнения атмосферы относятся выбросы, состав и объем которых может контролироваться и управляться в процессе эксплуатации. Ко второй группе источников относятся, те мощность которых определяется не только технологией производства, но и рядом внешних факторов, управление которыми затруднено или невозможно. К ним относятся практически любые аварийные ситуации, вызванные как техногенными, так и природными факторами (пожары, взрывы, разливы летучих ЗВ и т.п.). К этой группе источников загрязнения атмосферы относится также испарение пестицидов после их применения, а также вторичное загрязнение атмосферы при испарении со следа выброса, сформировавшегося в результате осаждения ЗВ на подстилающую поверхность.

В данной работе рассматриваются ситуации, приводящие к загрязнению атмосферы, обусловленные испарением ЗВ из почвы, поверхность которой загрязнена в результате применения пестицидов или осаждения ЗВ из атмосферы, а также аварийным разливом жидких ЗВ.

Современные методы измерения концентраций ЗВ в элементах ОС позволяют проследить динамику перераспределения любого ЗВ в окружающей среде и выявить основные пути его миграции.

До недавнего времени считалось, что только высоко летучие пестициды представляют опасность вторичного загрязнения окружающей среды, испаряясь с поверхностей растений и почв. Однако теперь установлено, что испарение и перенос в паровой фазе играют важную роль в распространении даже так называемых нелетучих пестицидов, например ДДТ, и других хлорорганических соединений, имеющих давление насыщенного пара порядка 10 мм.рт.ст и ниже [2]. Способность высокомолекулярных хлорированных углеводородов распространяться в глобальном масштабе вследствие испарения в атмосферу была установлена в 1960-1970 гг. Полихло-рированные бифенилы (ПХБ) хлорированные пестициды (ДДТ, дильдрин, хлордан, токсафен) были обнаружены в воздухе и других элементах окружающей среды на больших расстояниях от мест применения [3,4,5,6]. Классическим примером глобального загрязнения окружающей среды пестицидами, является обнаружение ДДТ в Антарктиде, и вообще по всему земному шару в местах, где он никогда человеком не использовался [7,31]. Это свидетельствует о важности учета улетучивания в атмосферу даже для веществ с давлением насыщенного пара порядка 10"5 мм.рт.ст. По данным [1,28] потери пестицидов за счет улетучивания в атмосферу могут составлять 40-80% от внесенного количества в зависимости от физико-химических характеристик пестицида, условий окружающей среды и способа внесения. Таким образом, испарение внесенных пестицидов является одним из основных путей вторичного загрязнения окружающей среды.

Исследования, проведенные в [8,9,10], показали еще один важный аспект влияния испарения ЗВ на окружающую среду. В этих работах сообщалось, что в ходе натурных экспериментов по изучению химического состава капель туманов было обнаружено аномально высокое содержание некоторых органических веществ, в том числе ПХБ и пестицидов. Это явление - способность капель водных туманов аккумулировать загрязняющие вещества - впоследствии получило название ядовитый туман [11]. Экологические последствия накопления ЗВ в каплях тумана достаточно очевидны. Вполне допустимые концентрации ЗВ в воздухе в случае образования тумана могут привести к аномально высокому содержанию их в каплях тумана. Так как, капли тумана эффективно осаждаются на листья растений, их поверхность покрывается пленкой загрязненной воды, которая легко впитывается. Существует мнение [11], что быстрая гибель лесов на востоке США и западе Европы связана именно с воздействием ядовитых туманов. Кроме того, микронные капли тумана легко ингали-руются, что приводит к попаданию ЗВ дыхательные пути животных и человека.

Вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ с подстилающей поверхности может оказаться характерным для промышленных районов, в которых перестали действовать или сократили объем выбросов опасные химические производства. Примером этого могут служить ПХБ - опасные стойкие органические соединения, значимые концентрации которых в настоящее время фиксируются в атмосфере промышленных районов США, хотя пик выброса их в атмосферу приходился на 1965-75 гг, а в настоящее время почти прекратился.

Проливы жидких ЗВ на открытую поверхность - пожалуй один из наиболее распространенных типов аварийных ситуаций приводящих, к поступлению ЗВ в ОС. Они могут происходить как во время технологического цикла, так и при хранении и транспортировке жидких ЗВ. Наиболее частой, причиной разлива ЗВ на открытой местности является транспортная авария. Согласно [30], за период с 1987 по 1996 гг в США произошло около 100000 транспортных аварий с участием веществ используемых в химической промышленности. В результате погибло 114 чел, более 4500 получили повреждения различной тяжести, ущерб составил порядка $350млн. Аварии такого типа приводят к загрязнению подстилающей поверхности, причем интенсивность загрязнения атмосферы определяется скоростью испарения ЗВ, а ущерб и опасность для населения объемом пролива, токсичностью и персистентностью ЗВ в ОС. При проливах нефти и нефтепродуктов, а это наиболее часто встречающиеся аварийные проливы, загрязнение ОС носит локальный характер из-за малого содержания в них токсичных летучих компонентов. Проливы же таких веществ как жидкие боевые отравляющие вещества (ОВ) (иприт, люизит и т.д.), компоненты ракетного топлива (несимметричный диметилгидразин (НДМГ), тетраксид азота (AT)) могут создать опасность для здоровья населения и на значительных расстояниях от места пролива за счет распространения их паров в атмосфере. При проливах токсичных ЗВ опасность для населения может представлять также вторичное загрязнение атмосферы за счет испарения ЗВ со следа облака.

Важной особенностью перечисленных источников загрязнения атмосферы является определяющее влияние метеорологических условий и свойств подстилающей поверхности (в первую очередь почвы) на их мощность, а также их выраженный пространственно распределенный характер. Особенностям формирования таких источников загрязнения атмосферы посвящена настоящая работа. Приведенные выше примеры демонстрируют важность корректной оценки вклада пространственно распределенных источников в загрязнение атмосферы, тем самым, подчеркивая актуальность выбранной темы.

Целью данной диссертационной работы является исследование закономерностей поведения летучих ЗВ в системе "почва-атмосфера" и разработка физико-математической модели для количественной оценки поступления и распространения ЗВ в атмосфере при испарении его с поверхности почвы для использования в компьютерных системах реагирования на аварийные ситуации.

Исходя из поставленной цели необходимо решение следующих задач: • Построение модели массообмена в системе "почва - атмосфера" и разработка метода оценки турбулентного потока ЗВ в приземном слое атмосферы при поступлении его с загрязненной подстилающей поверхности.

• Разработка метода оценки интенсивности и продолжительности испарения ЗВ с пролива на поверхность почвы с учетом его впитывания.

• Разработка модели миграции ЗВ в системе "почва-атмосфера" при поверхностном загрязнении почвы, позволяющей рассчитывать содержание ЗВ в почве, вынос ЗВ в атмосферу за счет испарения и концентрацию ЗВ в воздухе над загрязненной почвой.

В первой главе проведен анализ экспериментальных и теоретических результатов исследований поведения летучих ЗВ в системе "почва-атмосфера". В ней проведен анализ литературных данных по натурным исследованиям испарения ЗВ с подстилающей поверхности. Рассмотрены основные процессы, определяющие миграцию ЗВ в ненасыщенной зоне почвы, и проанализированы наиболее употребляемые параметризации процессов переноса и обмена между фазами ЗВ в почве. Проведен анализ процессов, определяющих массообмен между почвой и атмосферой и параметризаций испарения ЗВ с поверхности почвы. Анализ имеющихся выражений для коэффициента массопереноса, использующихся при моделировании испарения ЗВ из почвы, показал, что в них влияние турбулентного режима атмосферы на эту величину выражается только через значение динамической скорости (или скорости ветра на каком-нибудь уровне). Такое описание не полностью отражает влияние турбулентности атмосферы на испарение ЗВ, поскольку известно, что термическая стратификация также может оказывать существенное влияние на величину вертикального потока ЗВ в приземном слое атмосферы. Следовательно, необходима разработка модели массообмена- в системе "почва-атмосфера", позволяющей -учесть влияние температурной стратификации атмосферы на интенсивность улетучивания ЗВ с подстилающей поверхности.

Во второй главе излагается подход, позволяющий построить модель массообмена пассивной примесью между ограниченно загрязненной подстилающей поверхностью и атмосферой. Этот подход использует предположение об автомодельности профиля концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы, причем в качестве масштаба автомодельности используется высота слоя, занятого примесью. На основании этого подхода, предложен метод восстановления профиля концентрации в атмосфере и определения турбулентного потока вещества с подстилающей поверхности по измерению концентрации в атмосфере на одном уровне. Этот метод был апробирован на результатах нескольких независимых полевых экспериментов по изучению испарения различных ЗВ из почвы, опубликованных в научной литературе. Сравнение рассчитанных профилей концентрации с результатами измерений показало их хорошее согласие. Это подтверждает адекватность использованных при построении модели физических представлений и работоспособность модели.

Предложенный подход, с использованием законов сопротивления приповерхностного слоя атмосферы, позволил получить выражение для коэффициента массопе-реноса между подстилающей поверхностью и приземным слоем атмосферы. В этом случае величина коэффициента массопереноса определяется как турбулентными характеристиками приземного слоя атмосферы, так и линейным масштабом загрязненной поверхности.

В этой главе изложены результаты, полученные совместно с О.И. Возженнико-вым в работах [98,99].

Третья глава диссертации посвящена разработке модели распространения ЗВ в ОС при разливе его на подстилающую поверхность - одному из практических приложений модели массообмена между подстилающей поверхностью и атмосферой предложенной в предыдущем разделе. В ней предложен общий подход к задачам расчета концентрации примеси от площадных источников на подстилающей поверхности, интенсивность работы которых зависит от турбулентного режима в атмосфере. На его основе построена модель распространения ЗВ в атмосфере с поверхности его разлива на почву и одновременным учетом испарения в атмосферу и впитывания в почву. С использованием гауссовой модели атмосферного переноса получено удобное для оценок аналитическое выражение для расчета концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы с учетом сухого осаждения ЗВ на подстилающую поверхность за пределами зеркала разлива. При оценке интенсивности испарения ЗВ с разлива на поверхность почвы выделены несколько режимов поступления ЗВ в атмосферу. Первый режим описывает испарение ЗВ с зеркала разлива и характеризует максимальную интенсивность загрязнения атмосферы при данных метеорологических условиях. Его продолжительность ограничена существованием над поверхностью почвы слоя жидкого ЗВ. Второй режим описывает поступление ЗВ с поверхности почвы в атмосферу во время дренажа ЗВ из обменного слоя почвы. Третий режим загрязнения атмосферы - это испарение остаточного содержания ЗВ в почве. Проведена оценка продолжительности выделенных режимов загрязнения атмосферы.

В этой главе изложены результаты, полученные совместно с О.И. Возженнико-вым в работах [108,110]

В четвертой главе диссертационной работы предложена модель вертикальной миграции ЗВ в почве, разработанная для оценки поступления ЗВ в атмосферу за счет испарения из почвы загрязненной в результате применения пестицидов или выпадений ЗВ из атмосферы. Особенностью предложенной модели является способность рассчитывать не только поток ЗВ из почвы в атмосферу, но и концентрацию его пара в приземном слое атмосферы на заданном уровне. Содержание ЗВ в верхнем слое почвы, его поток в атмосферу и концентрация ЗВ в атмосфере являются основными характеристиками, определяющими нагрузку ЗВ на элементы экосистемы. Проведенное сравнение этих характеристик, рассчитанных по разработанной модели, с результатами полевого эксперимента показало их хорошее соответствие. Это позволяет считать, что предложенная модель адекватно отражает закономерности перераспределения ЗВ в системе "почва-атмосфера" и может быть использована для оценки последствий загрязнения верхнего слоя почвы летучим ЗВ.

Основные результаты представленные в данной главе получены совместно с В.А. Борзиловым, О.И. Возженниковым и Е.Н. Морозько опубликованы в работах [130, 131].

Автор считает своим долгом почтить память, безвременно ушедшего, Владимира Андреевича Борзилова, к которому пришел молодым специалистом и под влиянием которого сформировались мои научные взгляды и интересы. Автор выражает благодарность своему научному руководителю О. И. Возженникову за руководство при выполнении работы, а П.Н. Свиркунову за деятельное ее обсуждение. Е. Н. Морозько оказала автору работы серьезную помощь в редактировании рукописи.

4.3 Основные результаты главы 4

Разработана модель поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера" для случая локального загрязнения подстилающей поверхности. В предложенной модели, миграция ЗВ в почве описывается на основе конвективно-диффузионного уравнения в сорбирующей среде в приближении мгновенного установления равновесия между фазами ЗВ в почве. Массообмен ЗВ между почвой и атмосферой учитывается граничным условием третьего рода на поверхности почвы. Перенос и вертикальное распределение ЗВ в атмосфере описывается на основе квазиоднородной модели массообмена, предложенной в главе 2. Использование такого подхода позволило, не усложняя математической формулировки задачи, рассчитывать не только динамику плотности загрязнения почвы и величину потока ЗВ в атмосферу, но и концентрацию ЗВ в воздухе над загрязненной поверхностью почвы.

С помощью предложенной модели проведен анализ результатов полевого эксперимента с летучим пестицидом. Содержание ЗВ в почве, его поток в атмосферу и концентрация ЗВ в атмосфере являются основными характеристиками, определяющими нагрузку его на элементы экосистемы. Проведенное сравнение перечисленных характеристик, рассчитанных по модели, с результатами полевого эксперимента показало удовлетворительное их согласие. Это позволяет считать, что модель адекватно отражает закономерности перераспределения ЗВ в системе "почва-атмосфера".

ЗАКЛЮЧЕНИЕ

Кратко сформулируем основные результаты, полученные в диссертационной работе:

1. На основе предложенной модификации теории подобия Монина-Обухова, разработана квазиоднородная (КО) модель поступления вещества с подстилающей поверхности в атмосферу. Это позволило разработать алгоритм для оценки интенсивности испарения ЗВ с зеркала разлива и метод восстановления потока и профиля концентрации ЗВ в приземном слое атмосферы по измерению концентрации на одном уровне.

На основе данных нескольких полевых экспериментов по изучению испарения ЗВ с подстилающей поверхности проведена валидация и верификация квазиоднородной модели массообмена. Получено хорошее согласие между результатами расчетов и данными измерений.

2. Разработана, верифицирована и реализована в виде программного блока в компьютерную систему RECASS NT модель расчета загрязнения атмосферы при разливе ЗВ на почву в зависимости от динамики содержания жидкого ЗВ в почве.

3. Разработана и реализована в виде программного блока в компьютерную систему RECASS NT, модель поведения ЗВ в системе "почва-атмосфера" для случая ограниченного по площади загрязнения подстилающей поверхности. Особенностью данной модели является возможность расчета не только динамики изменения плотности загрязнения почвы и значения величины потока ЗВ в атмосферу, но и концентрации.ЗВ в воздухе над загрязненной поверхностью почвы.

Модель была апробирована при анализе результатов полевого эксперимента с летучим ЗВ. Проведенное сравнение характеристик, рассчитанных по модели, с результатами полевого эксперимента показало хорошее их согласие.

1. Плиммер Дж. Рассеяние пестицидов в окружающей среде. //Поведение пестицидов и химикатов в окружающей среде. Труды Советско-Американского симпозиума. -Л.: Гидрометеоиздат,1991. -С.126-140.

2. Haque R.V., Freed Н. Behavior of pesticide in the environment. Environmental chemodinamics //Res.Rev. -1974.-Vol.52, № 1. -P.89-116.

3. Bidleman T.F. Long range transport of toxaphene insecticide in the atmosphere of western North Atlantic//Nature.-1975. -Vol. 257,№ 3.-P. 475-477.

4. Harvey G.R., Steinhaner W.G. Atmospheric transport of PCB to the dorth //Atmos. Environ.-1974.-Vol.8, № 6.-P. 777-782.

5. Prospero J.M., Seba D.B. Some additional measurement of pesticides in the lower atmosphere of the northern equatorial Atlantic ocean //Atmos. Environ.-1972.-Vol.6, № 2. -P. 891-934.

6. Бобовникова Ц.И. Влияние глобальных выпадений на загрязнение реки малого водосбора хлорорганическими пестицидами /Яр. ин-та /Ин-т Эксп. Метеорол. -1983. Вып. 11 (97).-С. 39-44.

7. Ждамиров Г.Г., Лапина Н.Ф. Испарение пестицидов с растений //Тр. ин-та/Ин-т Эксп. Метеорол. -1983. Вып. 11(97). -С. 27-38.

8. Glotfelty D.E., Seiber J.N., Liljedahl L.A. Pesticides in fog //Nature. 1987. - Vol.325, N12.-P 602-605.

9. Glotfelty D.E., Majewski M.S., Seiber J.N. Distribution of several organophosphorus insecticides and their oxygen analogues in a foggy atmosphere //Environ. Sci. Technol. -1990. Vol.24, № 3. -P 353-357.

10. Schomburg C.J., Glotfelty D.E., Seiber J.N. Pesticide occurrence and distribution in fog collected near Monterey, California //Environ. Sci. Tecnol. 1991. - Vol.25, N1. -P. 155160.

11. H.Boissari Vinau. Attention brouillard foxigue //La Rechershe. -1987. - Vol. 18, N190. -P.1968-1969.

12. Beesman G.B., Deming J.M. Dissipation of acetanilide herbicides from soil//Agron. J. -1974.-Vol.66, N2.-P. 308-311.

13. Kearney P.C., Sheets T.J. Volatility of seven s-Triajines //Weeds. -1964,-Vol. 12, N1.-P. 83-85.

14. Que Нее S.S., Sutherland R.G. Volatilization of various esters and salt of 2,4-D //Weed Sci. -1974. -Vol. 22, № 2. -P. 313-318.

15. Hoskins W.M. Mathematical treatment of the rate of loss of pesticide residues //FAO plant protection Bulletin.-1961. -Vol. 9, N9. P. 163-164.

16. Phillips F.T. The rate of loss of dieldrin and aldrin by volatilization from glass surface //Pesticide Sci. -1971. -Vol. 2, N6, -P. 255-266.

17. Nash R.G. Models for estimating pesticide dissipation from soil and vapor decline in air //Chemoshere.-1989. -Vol.18, № 11.-P. 2375-2381.

18. Cohen Y., Ryan Р.А. Chemical transport in the top soil zone the role of moisture and temperature gradients //J. of Hazardous Materials. -1989. -Vol.22, N3. -P. 283-304.

19. Hartiey G.S. Evaporation of pesticides //Pesticideal formulation research, physical and colloidal chemical aspects. Adv. Chem. Series. -1969. -Vol. 86. -P. 115-134.

20. Spenser W.F. et al. Pesticide volatilization //Residue reviews. -1974. -Vol. 49. -P. 1-47.2424.Farmer W.J., Letey J. Volatilization losses pesticides from soil //EPA-600/2-74-054. -1974.-P. 81.

21. Ждамиров Г.Г., Попов B.E. Соиспарение ДДТ и ГХЦГ с водой /Яр. ин-та /Ин-т Эксп. Метеорол. -1978. Вып. 9(82). -С. 78-81.

22. Ryan Р.А., Cohen Y. Diffusion of sorbed solutes in gas and liquid phases of low-moisture soil //Soil Sci. Soc. Am. J. -1990. -Vol. 54, N3. -P. 341-346.

23. Plimmer J.R. Movement of pesticides from the site of application //Pesticides: Food and Environ. Implic.: Proc. Int. Symp. Chang. Perspect. Agrochem., Neuherberg, 24-27 Nov., 1987. Vienna, 1988. -P. 61-77.

24. Бэр Я., Заславски Д., Ирмей С. Физико-математические основы фильтрации воды.-М.: Мир, 1971.451 с.

25. Plimmer J.R. Pesticide loss to the atmosphere //American Journal of Industrial Medi-cine.-1990.-Vol.18.N4.-P. 461-466.

26. Carsel R.F. et al. User manual for the pesticide root zone model (PRZM). Release 1 //EPA -600/3-84-109, December 1984, -P. 217.

27. Nielsen D.R. et al. Water flow and solute transport processes in unsaturated zone //Water Resour. Res. -1986. -Vol. 22, N9. -P. 895-1095.

28. Geirke J.S. et al. Modeling the movement of volatile organic chemicals in columns of unsaturated soil //Water Resour. Res. -1990. -Vol. 26, № 7. -P. 1529-1547.

29. Tim U.S., Mostaghimi S. Numerical model for predicting pesticide movement through soil under conservation tillage IIAnnu. Conf. Calgary, May 25 27, 1988: Proc. Vol. 2. -Montreal, -1988.-P. 499-518.

30. Jury W.A. et al. Behavior assessment model for trace organics in soil. 1. Model description //J. Environ. Qual. -1983. -Vol. 12, № 4. -P. 558-564.

31. Schnoor J.L. et al. Processes, coefficients and models for simulating toxic organics heavy metals in surface waters //EPA/600/3-87/015,-1987. -P. 276.

32. Scott H.D., Phillips R.E. Self-diffusion coefficient of selected herbicides in water and estimates of their transmission factors in soil //Soil Sci. Soc. Amer. Proc. -1973. -Vol. 37, № 9. -P. 965 967.

33. Millington R.J., Quirk J.M. Permeability of porous solids //Trans. Faraday Soc. -1961. -Vol. 57, №10. -P. 1200-1207.

34. Penman H.L. Gas and vapor movements in the soil. 1. The diffusion of vapor through porous solids //J. Agric. Sci. -1940. -Vol.30, N5. -P. 437-463.

35. Penman H.L. Gas and vapor movements in the soil. 11. The diffusion of carbon dioxide through porous solids //J. Agric. Sci. -1940. -Vol.30, N6. -P. 570-581.

36. Currie J.A. Gaseous diffusion in porous media. Part 2. Wet granular material //Br. J. Appl. Phys. -1960. -Vol. 11, № 2. -P. 275-281.

37. Currie J.A. Gasseous diffusion in porous media. Part 3. Dry granular material //Br. J. Appl. Phys. -1960. -Vol. 11, № 3. -P. 318-324.

38. Jury W.A. et al. Modeling vapor losses of soil- incorporated triallate //Soil Sci. Soc. Am. J. -1980. -Vol.44, № 3. -P. 455- 449.

39. Anderson M.A., Parker J.C. Sensitivity of organic contaminant transport and persistence models to Henry's low constants: case of polychlorinated biphenyls //Water, Air and Soil Pollution. -1990. -Vol. 40, № 1/2. -P. 1-18.

40. Jury W.A. et al. Evaluation of volatilization by organic chemicals residing below the soil surface IIWater Resour. Res. -1990. -Vol. 26, № 1. -P. 13-20.

41. Eduljee G. Volatility of TCDD and PCB from soil //Chemosphere. -1987. -Vol. 16, № 4. -P. 907 -920.

42. Loague K.M. et al. Simulation of organic chemical movement in Hawaii soils with PRZM: 1. Preliminary results for ethylene dibromide //Pasific Sci. -1989. -Vol. 43, № 1. -P. 67 -94.

43. Spancer W.F., Cliath M.M. Vapor density and apparent vapor pressure of lindane //J. Agric. Food Chem. -1970. -Vol.18, N6. -P.529 -530.

44. Spancer W.F., Cliath M.M. Desorption of lindane from soil as related to vapor density //Soil Sci. Soc. Amer. Proc. -1970. -Vol.34, N6. -P.574 -578.

45. Spancer W.F. et al. Vapor density of soil- applied dieldrin as related to soil water content, temperature and dieldrin concentrations //Soil Sci. Soc. Amer. Proc. -1969. -Vol.33, N5. -P.509 -511.

46. Драголюбова И.В. Моделирование процессов переноса химикатов на малом водосборе //Гирометеорология, серия "Мониторинг состояния окружающей среды", обзорная информация, вып. 1.1988. 38 с.

47. Karickhoff S.W. et al. Sorption hydrophobic pollutants on natural sediments //Water Res. -1979. -Vol. 13, N3. -P. 241- 248.

48. Karickhoff S.W. Sorption phenomena //Environmental exposure from chemicals. -1986. -Vol. 1. -P.49 -65.

49. Тинсли И. Поведение химических загрязнителей в окружающей среде: Пер. с англ. -М.:Мир, 1982. -273 с.

50. Фармер Дж.Л. и др. Почвенные процессы и их применение в прогнозировании испарения пестицидов из почвы //Прогнозирование поведения пестицидов в окружающей среде. Труды Советско-Американского симпозиума. -П.: Гидрометеоиз-дат, 1984.-С. 100-111.

51. Hamaker J.W. Diffusion and volatilization. In: Organic chemicals in the soil environment, C.A.I. Goring and J.W. Hamaker, Eds. Marsel Dekker: New York, N.Y., 1972. -P. 341-397.

52. Reichman R. et al A combined soil-atmosphere model for evaluating the fate of surface-applied pesticides. 1. Model development and verification // Environ. Sci. Technol. 2000, vol. 34, №7, pp. 1313-1320

53. Количественная оценка риска химических аварий. Серия "Экологическая безопасность России и проблемы уничтожения химического оружия", под ред. Колод-кина В.М., Ижевск, 2001, 226 с.

54. Brooks R.H., Corey А.Т. Hydraulic properties of porous media //Hidrol. Pap. Colorado St. Univ. -1964. N3.27 p.

55. Левич В.Г. Физико-химическая гидродинамика. Изд. АН СССР, М:, 1952

56. Мацак В.Г., Хоцанов Л.К. Гигиеническое значение скорости испарения и давления пара токсических веществ применяемых в производстве. Медгиз, М:, 1959, 225 с.

57. Методика прогнозирования масштабов заражения сильнодействующими ядовитыми веществами при авариях (разрушениях) на химически опасных объектах и транспорте. РД 52.04.253-90.-Л.: Гидрометеоиздат, 1991, 23 с.

58. Deardorff J.W. A parameterization of ground- surface moisture content for use in atmospheric prediction models//J. Appl. Met. -1977.-Vol. 16, № 11.-P. 1182-1185.

59. Методика оценки последствий химических аварий (Методика "Токси". Вторая редакция).- М.: НТЦ"Промышленная безопасность",-1999, 83 с.

60. Тоуа Т., Yasuda N. Parameterization of evaporation from non-saturated bare surface for application in numerical prediction models//J. of the Meteorol. Soc. of Japan. -1988. -Vol. 66, N5. -P. 729-739.

61. Методика расчета концентраций аммиака в воздухе и распространения газового облака при авариях на складах жидкого аммиака (Приложение 1 к ПБ 03-182-98 "Правила безопасности для наземных складов аммиака"). М.: НТЦ"Промышленная безопасность",-1999, 83 с

62. Noilhan J., Planton S. A simple parameterization of land surface processes for meteorological models //Monthly Weather Rev. -1989. -Vol. 117, № 3. -P. 536-549.

63. Оценка масштабов и последствий аварийных ситуаций на объектах хранения и уничтожения химического оружия. ФГУП ГосНИИОХТ, договор №225-27-02, ОКР шифр "Система", Москва, 2002.

64. Методика определения площади зон защитных мероприятий, устанавливаемой вокруг объектов по хранению химического оружия и объектов по уничтожению химического оружия. М:, 1999, 81 с.

65. Technical guidance for hazard analysis emergency planning for extremely hazardous substances. US EPA, Dec. 1987.

66. Risk management program guidance for offsite consequence analysis. US EPA, EPA-550-B-99-009. April 1999.

67. Франк-Каменецкий Д.А. Диффузия и теплопередача в химической кинетике. -М.: Наука, 1987, -494 с.

68. Малахов С.Г. и др. Влияние метеорологических условий на концентрацию пестицидов в приземном слое атмосферы //Гигиена и санитария. -1983. № 1. -С. 34-37.

69. White A.W. et al. Trifluralin volatilization losses from soybean field //J. Environ. Qual. -1977.-Vol. 6, №1.-P. 105-110.

70. Taylor A.W. et al. Volatilization of dieldrin and heptachlor from a mazine field //J. Agric. Food Chem. -1976. -Vol. 24, № 3. -P. 625-630.

71. Parmele L.H., Lemon E.R., Taylor A.W. Micrometeorological measurements of pesticide vapor flux from bare soil and corn under field conditions //Water, Air and Soil Poll. -1972.-Vol. 1.-P. 433-451.

72. Taylor A.W. et al. Volatilization of dieldrin and heptachlor residues from field vegetation //J. Agric. Food Chem. -1977. -Vol. 25, № 3. -P. 542-547.

73. Cooper R.J., Jenkins J.J., Curtis A.S. Pendimethalin volatility following application to turfgrass //J. Environ. Qual. -1990. -Vol. 19, № 3. -P. 508-513.

74. Harper L.A. et al. Soil and microclimate effects on trifluralin volatilization //J. Environ. Qual. -1976. -Vol. 5, № 3. -P. 236-242.

75. Harper L.A. et al. Microclimate effects on toxaphene and DDT volatilization from cotton plants //Agronomy J. -1983. -Vol. 75. -P. 295-303.

76. Terner B.C., Glotfelty D.E. Field air sampling of pesticide vapors with poliuriethane foam //Analytical Chem. -1977. -Vol. 49, № 1. -P. 7-10.

77. Majewski M.S., Glotfelty D.E., Seiber J.N. A comparison of the aerodynamic and the theoretical-profile-shape methods for measuring evaporation from soil //Atmospheric Environ. -1989. -Vol. 23, № 3. -P. 929-938.

78. Ross L.J. et al. Volatilization, off-site deposition and dissipation of DCPA in the field //J. Environ. Qual. -1990. -Vol. 19, № 8. -P. 715-722.

79. Majewski M.S., McChesney M.M., Seiber J.N. A field comparison of tow methods for measuring DCPA soil evaporation rates //Environ. Tox. and Chem. -1991. -Vol. 10, № 3. -P. 301-311.

80. Братсерт У.Х. Испарение в атмосферу: Пер. с англ. -Л.: Гидрометеоиздат, 1985. -351 с.

81. Brutsaert W. A theory for local evaporation (or heat transfer) from rough and smooth surface at ground level //Water Resour. Res. -1975. -Vol. 11, № 4. -P. 453-551.

82. Yaglom A.M., Kader B.A. Heat and mass transfer between a rough wall and turbulent fluid flow at high Reynolds and Peclet number //J. Fluid Mech. -1974. -Vol. 62, part 3. -P. 601-603.

83. Монин A.C. Распространение дыма в приземном слое атмосферы //Атмосферная диффузия и загрязнение воздуха. -М., ИЛ, 1962. -С. 253-270.

84. Возженников О.И., Бурков А.И. Квазиоднородная модель расчета турбулентных потоков вещества с подстилающей поверхности //Метеорология и гидрология. -1991. N5. -С.33-38.

85. ЮО.Метеорология и атомная энергия /Пер. с англ. под ред. Н.Л. Бызовой и К.П. Махонько. -М.: Гидрометеоиздат, 1971. -648 с.

86. Найденов А.В. Высота верхней границы дымовой струи от наземного источника в приземном слое атмосферы //Тр. ин-та /Инс-т Эксп. Метеорол. -1988. вып. 46(136). -С.75-87.

87. Ю2.Возженников О.И. Приближенная оценка параметров диффузии в термически стратифицированном приземном слое атмосферы //Тр. ин-та /Инс-т Эксп. Метеорол. -1988. вып. 46(136). -С.55-66.

88. Вызова Н.Л., Гаргер Е.К., Иванов В.Н. Экспериментальные исследования атмосферной диффузии и расчеты рассеяния примеси. -Л: Гидрометеоиздат, 1991. -278 с.

89. Ю4.0рленко Л.Р. Строение планетарного пограничного слоя атмосферы. -Л: Гидрометеоиздат, 1979. -270 с.

90. Tibodeaux L.J., Scott H.D. Air/Soil exchange coefficients. In: Environmental exposure from chemicals. Vol 1. CRC Press Inc. Florida, USA, 1986, pp. 65-91106.www.cepmagazine.org

91. Ю7.Ландау Л.Д., Лифшиц Е.М. Механика сплошных сред. Гос. Изд. Технико-теоретической литературы. -М.: 1954. 795 с.

92. Бурков А.И., Возженников О.И. Моделирование поступления опасных химических веществ в атмосферу при испарении с подстилающей поверхности, загрязненной в результате их разлива //Метеорология и гидрология, 2005, №2, с. 85-94.

93. Жуков Г.П. Экспериментальные исследования статистических характеристик поля примеси от стационарного источника в приземном слое атмосферы. Диссертация на соискание степени канд.ф.-м.н., г. Обнинск, 1983, 164 с.

94. Возженников О.И., Бурков А.И. Моделирование загрязнения приземного слоя атмосферы поверхностно-распределенными источниками примеси //Труды ИЭМ, 1994,вып. 57(159), с.75-85

95. Behavior and determination of volatile organic compounds in soil. EPA 600/R-93/140. May 1993, 188 p.

96. How to effectively recover free product at leaking underground storage tank site EPA-510-R-96-001. Sep. 1996, 165 p.

97. Rupture hazard from liquid storage tank. EPA-550-F-01-001. Jan 2001.

98. DiCuido D.C. Evaluation of soil venting application. EPA 540/S-92/004. April 1992

99. Integrated concept for ground water remediation. Detailed addition remediation planning with steam injaction. Contract №EKV1-CT-1999-0017.

100. Gaganis P et al. Modeling multicomponent NAPL transport in the unsaturated zone with the constituent averaging technique. Advances in water resources. 2002. №25, pp723-732.

101. Khachian C., Harmon T. Nonaqueous phase liquid dissolution in porous media: current state of knowledge and research needs. Transport in porous media. 2000, №38, pp.3-28.

102. Powers S.E. The transport and fate of ethanol and ВЕТХ in ground water contaminated by gasohol. Critical reviews in Environ. Sci. And Tehc. 2001, v 31(1), pp79-123.

103. Lemke L.D., Abriola L.M. Predicting DNAPL entrapment and recovery: the influence of hydraulic property correlation. Stochastic Environ, and risk assessment. 2003, v 17, pp.408-418.

104. Raible D.D., Malhiet M.E. Modeling gasoline fate and transport in the unsaturated zone. J. of Hazard. Mat. 1989, v.22, pp359-376.

105. Cary J.W. et al. Predicting oil infiltration and redistribution in unsaturated soil. Soil Sci. Soc. Am. J. 1996 v. 53, №2, pp. 335-342.

106. Park H.S. A method for assessing soil vapor intrusion from petroleum release site: multi-phase/multi-fraction partitioning. Global Nest: Int. J. 1999, v. 1, №3, pp195-204.

107. Baterman S. et al. Hydrocarbon vapor transport in low moisture soil. Environ. Sci. Technol. 1995, v. 29, No 1, pp 171-180.

108. Kim H. et a I. Influence of air-water interfacial adsorption and gas-phase partitioning on the transport of organic chemicals in unsaturated porous media. Environ. Sci. Technol. 1998, v 32, No 9, pp. 1253-1259.

109. Narayanan M. et al. Modeling the fate of toluene in a chamber with alfalfa plants 1. Theory and modeling concepts. J. Of Hazard. Substances Research. 1998, v. 1 pp 1-30.

110. Lord D.L. et al. Effect of organic base chemistry on interfacial tension, wettability, and capillary pressure in multiphase subsurface waste system. Transport in porous media. 2000, v. 38, pp 79-92.

111. Hilpert M. et al. Investigation of the residual-funicular nonwetting-phase-saturation relation. Advances in Water Resources. 2001, v. 24, pp157-177.

112. Chrysikopoulos C.V., Kim T.J. Local mass transfer correlation for nonaqueous phase liquid pool dissolution in saturated porous media. Transport in Porous Media. 2000, v. 38, pp 167-187.

113. Гаргер E.K., Жуков Г.П. О вертикальной диффузии примеси от локального источника в приземном слое атмосферы //Изв. АН СССР, Физика атмосферы и океана, 1986, т 22, №2, с. 115-123.

114. Борзилов В.А., Возженников О.И., Бурков А.И. Улетучивание химикатов из почвы и оценка концентрации их паров в атмосфере //Труды ИЭМ,1993, вып. 22(158),с. 4-15

115. Бурков А.И., Возженников О.И., Морозько Е.Н. Анализ полевого эксперимента с летучим пестицидом с помощью модели CHEMAS //Труды ИЭМ, 1996, вып.27(162), с.116-125.

116. Handbook of Hydrology, -McGRAW-HILL,INC, 1992

117. Reichman R. et al. A combined soil-atmosphere model for evaluating the fate of surface-applied pesticides. 1. Model development and verification. //Environ. Sci. Tecnol. 2000, -vol. 34, №7, pp. 1313-1320.

118. Гаргер E.K., Жуков Г.П. О моментах вертикального распределения концентрации примеси в приземном слое атмосферы //Метеорология и гидрология, 1989, №10, с 55-59.

119. Лыков А.В. Теплообмен (справочник). -М, Изд: "Энергия", 1972, 560 с.

120. Будак Б.М, Самарский А.А., Тихонов А.Н. Сборник задач по математической физике. -М, Изд: "Наука", 1980, 686 с.

121. Уваров А.Д. Образование и свойства аэрозольных продуктов пиролиза горючих материалов. Диссертация на соискание степени канд. ф.-м.н., НПО'Тайфун", Обнинск, 2004,133 с.

122. CalTOX, A multimedia total exposure model for hazardous waste site. Tech. Report, Sacramento, CA USA, 1993.