Оцінка забрудненості природних вод за гідробіологічними показниками

Водні ценози реагують на поступлення в їх життєве середовище забруднюючих речовин множиною реакцій, які протікають на біоценотичному рівні, рівні організму, популяції. Кожна з цих реакцій може бути основою об’єктивного методу оцінки антропогенного впливу. На основі таких реакцій розробляються показники, які відображають стан біоти і її реакцій на забруднення середовища. Успішне застосування показників залежить від наших знань про взаємозв’язок їх змін зі ступенем активності відповідної реакції біоти.

Але різні характеристики, які відображають стан життєдіяльності планктону і бентосу, підлягають значним коливанням природного характеру, в результаті чого фон, на якому приходиться виявляти наслідки забруднення, маскує реакцію біоти і ускладнює інтерпретацію біологічних даних. З іншого боку, набір забруднювальних речовин, які поступають у водні об’єкти, дуже різноманітний і вплив їх на організми може викликати як токсичні (підвищення смертності, пригнічення фізіологічних процесів, уповільнення росту і т.д.), так і євтрофуючи (прискорення росту і розмноження) ефекти. Останні в початковий період впливу можуть бути витлумачені як позитивні.

Реагуючи на стан життєвого середовища, водні організми, які володіють великим потенціалом опору шкідливому впливу навколишнього середовища, виступають активними агентами детоксикації і самоочищення і є найважливішим фактором, який формує якість води.

В нашій державі і за кордоном використовують різні системи оцінок, які засновані на визначенні бактеріологічних показників якості води, продуційних характеристик угрупувань, виділенні індикаторних організмів, використанні комплексу структурних і функціональних оцінок стану біоти.

Існують два основних напрямки оцінки стану водних екологічних систем: біоіндикація і біотестування. Перше, використовуючи гідробіологічні показники, дає можливість проводити пряму оцінку стану біоти, яка зазнає шкідливого впливу забрудненого середовища, в той час як показники водної токсикології дозволяють підійти до оцінки тільки опосередковано, через експерименти з окремими тест-об’єктами.

Оцінка ступеню забрудненості за показниковими організмам.

Серед систем біологічної індикації якості поверхневих вод велике місце належить методам оцінки забрудненості води за показниковими організмами – так званому сапробіологічному аналізу. Відомо, що під впливом забруднювальних речовин відбуваються зміни в якісному і кількісному складі біоценозів по причині різної чутливості гідробіонтів до впливу зовнішнього середовища. Одні, більш чутливі види, зникають, інші, навпаки, отримують масовий розвиток.

Оцінку проводять з використанням раніше розроблених систем індикаторних організмів, за допомогою яких за наявністю або відсутністю індикаторних видів або груп і їх відносній кількості відносять ділянку водного об’єкту або об’єкт в цілому до визначеного класу чистоти природних вод.

Головна складність практичного використання методу індикаторних організмів полягає в недостатній розробленості таксономії водної фауни і флори. Складності виникають і при інтерпретації результатів, оскільки потрібно приймати до уваги багато умов і особливостей біології видів. Сама система оцінки складна, потребує високої кваліфікації спеціаліста і великих затрат часу.

Оцінка ступеню забрудненості за видовим різноманіттям.

В останній час при біологічному аналізі природних вод велика увага приділяється використанню індексів видового різноманіття. Теоретична посилка цих індексів – сформоване в сучасній екології положення про обов’язкове високе видове різноманіття як умову благополуччя екосистеми. Починаючи з 60-х років ХХ століття індекси видового різноманіття використовують для оцінки стійкості водних екосистем. Велика перевага способів оцінки за видовим різноманіттям полягає в тому, що їх можна використовувати стосовно будь-яких видів забруднювальних речовин.

На сьогодні ряд вчених підвергають сумнівну коректність застосування індексів різноманіття для цілей біологічної оцінки якості води, оскільки є ще багато невизначеного і умовного в теорії питання.

Ознаки євтрофування природних вод

За думкою більшості науковців, євтрофування природних вод слід оцінювати фізичними, хімічними та біологічними критеріями. Існують уніфіковані системи оцінки якості води по гідрохімічним, бактеріологічним і гідробіологічним показником. Вони дозволять оцінювати якість води водойм різної трофності. Введені в систему структурні гідробіологічні показники (біомаса фітопланктону і нитчастих водоростей) містить в собі велику інформацію про трофність водойм, тобто про реальну ситуацію або потенційні можливості погіршення якості води в результаті біологічного самозабруднення.

Нижче в таблиці приведені основні показники і ознаки, які приймають дослідники до уваги при оцінці ступеню трофності водного об’єкту.

Таблиця 15.2 - Ознаки євтрофування водних об’єктів.

Показник	Індикація признаку
Зміна видового складу і таксоно-мічної структури фіто-планктону	При євтрофуванні спільність фітопланктону проходить ряд стадій від надзвичайно бідного планктону з переважанням десмідієвих та золотистих водоростей через проміжну стадію з переважанням діатомових і стадію, коли діатомові поєднуються з значною кількістю дінофлагелят і синє-зелених водоростей в якості субдомінантів і, нарешті, до високопродуктивного планктону, де повністю домінують синьо-зелені водорості при значній кількості протокових. Причина перебудови структури спільності може бути пов’язана з явищами природного характеру, тому для надійної індикації антропогенного євтрофування необхідний безперервний ряд спостережень на протязі 4-5 років.
Зміна біомаси фітопланктону	Для євтрофування характерно збільшення середньої біомаси фітопланктону. Євтрофовані ділянки рік і озер характеризуються якісно збідненою флорою, в якій найбільшу біомасу дають чотири найбільш розповсюджених види водоростей. Спостерігається зміна сезонної динаміки біомаси фітопланктону. Відмічається на один, а два і більше максимуми біомаси влітку, які обумовлені зміною домінантів.
Кое-фіцієнт К = Вфіто /Взоо	Відношення біомас фітопланктону і зоопланктону збільшується з підвищенням трофності.
Вміст хлорофілу “а”	Виділяються наступні градації вмісту хлорофілу “а” у водоймах різної трофності: оліготрофні 0,3-2,5 мг/м3; мезотрофні 1-15 мг/м3; євтрофні 5-140 мг/м3. Градації досить умовні і потребують уточнення для різних фізико-географічних зон.
Інтенсив-ність фотосинтезу	Оліготрофні озера - не вище 0,1 мг/(дм3 за добу) кисню; євтрофні - 1,5 мг/(дм3 за добу) кисню. Градації також потребують уточнення.
Відношення продук-ції фото-синтезу до деструкції органічної речовини (Ф/Д)	Ф/Д < 1 – оліготрофні, Ф/Д приблизно = 1 – мезотрофні, Ф/Д > 1 – євтрофні. Величини Ф і Д дуже динамічні. Показник можна використовувати тільки при накопиченні великої систематичної інформації і встановленні більш чіткої залежності між його значенням і станом водної екосистеми.

Процеси самоочищення і самоочищуюча властивість водних об’єктів

Процеси самоочищення – це сукупність усіх природних (гідродинамічних, хімічних, мікробіологічних і гідробіологічних) процесів в забруднених природних водах, направлених на відновлення початкових властивостей та складу води водних об’єктів (ріки, водосховища, озера і ін.)

Видом забруднення (хімічні властивості, концентрація забруднювальних речовин і їх поєднання в стічних водах) визначається напрям і швидкість процесу самоочищення. Тому процеси відновлення природних властивостей води водойми або водотоку повинні розглядатись у тісному зв’язку з характером і кількістю забруднених стічних вод.

Одночасно і взаємозв’язано з розбавленням і перемішуванням стічних вод з природною водою відбуваються біохімічні і фізико-хімічні процеси перетворення речовин у водоймах. Після змішування і розбавлення забруднених стічних вод з природними водами визначаюча роль в процесі самоочищення належить біохімічним і фізико-хімічним процесам.

Процес перетворення органічних сполук в природних водах проходить ряд стадій. Часто проміжні продукти можуть бути більш токсичними, ніж вихідні сполуки. При вивченні процесів самоочищення потрібно знати ланцюг перетворень речовин і кінетику цих перетворень, щоб можна було прогнозувати склад води у часі. З цією метою необхідно:

• визначити відносну роль процесів (хімічне, біологічне, фотохімічне окислення, сорбція, коагуляція, комплексоутворення, утворення важкорозчинних сполук і ін.), як визначають швидкість перетворення у воді розповсюджених забруднюючих речовин;

• вивчити вплив головних факторів на швидкість перетворення окремих органічних і мінеральних сполук;

• визначити проміжні продукти перетворення забруднюючих речовин;

• вивчити і дослідити вплив органічних і мінеральних речовин на зміну складу і властивостей природних вод.

Розбавлення стічних вод водою незабруднених приток і підземними водами сприяє самоочищенню водних об’єктів. Внаслідок природного поступлення в гідрографічну мережу чистих природних вод відбувається розбавлення забруднюючих речовин, яке до того ж сприяє протіканню біохімічних процесів перетворення органічної речовини до нешкідливих продуктів.

Результати досліджень останніх років показали також стимулюючу дію перемішування води на інтенсивність мікробіологічних процесів.

Можна виділити п’ять головних напрямків в вивченні процесів розбавлення стічних вод природною водою і властивості до самоочищення водних об’єктів:

1. розробка методів розрахунку розбавлення і перемішування стічних вод у водотоках і водоймах при різних гідрологічних і гідродинамічних умовах;

2. виявлення хімічних процесів перетворення забруднюючих речовин у воді і донних відкладах;

3. встановлення ролі мікроорганізмів в самоочищенні водних об’єктів;

4. вивчення ролі процесів фотосинтезу;

5. дослідження механізму міграції забруднюючих речовин у підземних водах.

Традиційний шлях при вивченні самоочищення – сумарне врахування швидкостей перетворення забруднюючих речовин за допомогою узагальнених коефіцієнтів перетворення, які визначаються натуральними дослідженнями.

При забрудненні і самоочищенні будуть змінюватись фізичні властивості і хімічний склад води внаслідок дії наступних головних фізико-хімічних процесів:

• окисно-відновних перетворень речовини;

• реакцій полімеризації і конденсації;

• утворення колоїдних розчинів, процесів сорбції і десорбції, катіонного обміну;

• утворення важкорозчинних сполук;

• процесів виділення з води газів і легколетючих сполук;

• утворення комплексних сполук.

Зміни концентрацій забруднювальних речовин вниз по течії ріки або на окремих ділянках малопроточних водойм, направлення та швидкість процесів самоочищення в цих зонах обумовлюються дією вітру, аерації води, змінами температури, змінами та нахилами дна ріки або водойми. Процеси самоочищення при цьому будуть визначатись переважно або фізичними чи хімічними факторами, або розвитком фіто-, зоо- і бактеріопланктону (в озерах, ставках), або життєдіяльністю водного населення і фізичними і хімічними процесами (рівнинні ріки, добре проточні водосховища).

Якщо у водойму буде поступати дуже багато забруднених стічних вод, то процес самоочищення різко уповільниться або припиниться зовсім. В літній період, коли умови для життєдіяльності живих організмів сприятливі, водойма спроможна переробити велику кількість забруднюючих речовин. В зимовий період при низьких температурах води ріст і активність мікроорганізмів зменшується, а утворення льодоставу обмежує проникнення кисню і світла, що гальмує фотосинтез і процес самоочищення водних об’єктів уповільнюється.

С амоочищуюча властивість, або ступінь самоочищення (СС) окремих ділянок водних об’єктів виражається в процентах зменшення концентрації забруднюючої речовини відносно початкової концентрації:

де Сп і Ск – концентрації речовини відповідно на початковій і в кінцевій ділянці, мг/дм³.

Перетворююча властивість (ПС) виражається в кілограмах перетвореної на ділянці забруднюючої речовини, яка міститься у потоці і проходить через ділянку на протязі однієї години. Розраховується за формулою:

де Рп і Рк – годинне навантаження відповідно в початковому і кінцевому створі ділянки, кг;

- час протікання води між створами, год.

Якщо процес самоочищення води від забруднюючої речовини описується рівнянням реакції першого порядку, то константа швидкості К₁ сумарного процесу зменшення концентрації у воді забруднюючої речовини або показника забруднення (доба – 1) виражається у вигляді:

К₁ = (1 / ) ln (Сп / Ск),

КОЕФІЦІЄНТИ РОЗПАДУ ЗАБРУДНЮЮЧИХ РЕЧОВИН

Коефіцієнти розпаду – це константа швидкості зменшення у воді концентрації забруднюючої речовини.

Коефіцієнту розпаду у воді забруднюючих речовин визначаються сумою взаємопов’язаних процесів, які протікають у водних об’єктах:

- біохімічного перетворення у водній товщі, у завислих речовинах, у донних відкладах;

- хімічного окислення розчиненим у воді киснем без участі молекулярного кисню та фотохімічного окислення;

- фізико-хімічних процесів – сорбції і осаду, коагуляції, утворення важкорозчинних сполук, виділення з води газів і легколетючих речовин, концентрування у піні і інших процесів.

Швидкість кожного процесу характеризується своїм коефіцієнтом, який залежить від ряду факторів: специфіки і активності мікрофлори, температури води, значення рН, інтенсивності сонячної радіації, механічного і мінералогічного складу завислих речовин і донних відкладів.

В найпростішому випадку для безприточних ділянок водотоків при рівномірному викиді стічних вод постійного хімічного складу може бути застосована формула, яка враховує розбавлення стічних вод природною водою і сумарний процес перетворення забруднюючої речовини нижче створу повного перемішування:

С = (QpCp + QстСст) / (Qp + Qст),

де С – коефіцієнт розпаду забруднюючої речовини;

Qр – витрата водотоку вище місця скиду стічних вод;

Qст – витрата стічних вод;

Ср – концентрації речовини в річковій воді вище місця стічних вод;

Сст – концентрація речовини в стічній воді.

Математичний вираз для розрахунку концентрації забруднюючої речовини у воді водотоку в любій точці нижче створу повного перемішування виглядає наступним чином:

де Сх – концентрація речовини в розрахунковому створі х;

t - час пробігу води до розрахункового створу.

Наступна формула може бути використана для визначення допустимої концентрації забруднюючої речовини в стічній воді, при який не було б перевищення значення ГДК по розглядаємому інгредієнту:

С _ГДК Qp + C_ГДК Qст - Сp Qp exp (- kt)

Qст exp (- kt)

Сст =

Для підтримки нормального санітарного стану водотоку, навантаження на нього стічних вод повинно бути обмежено, тобто обов’язкове дотримання умови:

Qст < [Ср Qp exp (- kt) - С_ГДК Qp] / [С_ГДК – Сст exp (- kt)]

Лекція №16 охорона поверхневих вод

Охорона водних об’єктів від виснаження

У водотоках і водоймах повинна залишатися така кількість води, яка забезпечує не тільки екологічне благополуччя водного об’єкту, але й умови водокористування. Кількість води, яку необхідно залишити у водотоку, називається мінімально допустимим стоком, а у водоймах вона може характеризуватися мінімально допустимим рівнем води.

Отже, виснаження водойм – це суттєве зниження мінімально допустимого стоку або рівня води внаслідок забору вод, яке приводить до порушення екологічної рівноваги і умов водокористування. Найчастіше виснаження водойм спостерігається в маловодний період року (лімітуючий сезон, період мінімального стоку).

Значне зменшення природного річкового стоку в меженний період або зниження рівня озерних вод може відбуватися внаслідок будівництва крупних водогосподарських об’єктів, особливо ставків і водосховищ для зрошення і водопостачання, а також при заборі води з метою перерозподілу стоку.

Оцінка впливу зрошуваного землекористування на меженний стік повинна здійснюватись з врахуванням місцевих фізико-географічних особливостей території, характеру зрошення, а також норм і строків поливу. Розрахунковим значенням природного стоку звичайно є мінімальна 30-ти добова витрата води 80-85% забезпеченості за літній меженний період.

Вплив промислових і комунально-побутових водозаборів на річковий стік в цілому значно менше впливу водозаборів на зрошення. На їх частку, як правило, приходиться менше 10% загального споживання води, до того ж більша частина використаних вод повертаються у водойми. Незворотне водоспоживання в промисловості і комунально-побутовому господарстві складає в середньому 10 – 12%.

Промислове і комунально-побутове водопостачання крупних міст може суттєво вплинути на стік на окремих ділянках рік навіть при відсутності водозабору на них. Живлення багатьох міст здійснюється за рахунок підземних вод. Тривала і інтенсивна експлуатація підземних водоносних горизонтів приводить до створення депресійної западини і зупинення живлення рік підземними водами в зоні її впливу. Чим більша така западина, тим сильніше здійснюється її від’ємний вплив. Перевищення водозабору над поповненням підземних вод приводить до утворення депресійних западин, які займають на поверхні землі площу від декількох кілометрів квадратних до 10000–20000 км² і більше.

Живлення рік підземними водами (рівно як і озер), яке звичайно є переважаючим в меженний період, залежить від положення рівня ґрунтових вод по відношенню до рівня води в руслі ріки (або озері). Якщо рівень ґрунтових вод опуститься нижче рівня води в руслі, то почнеться фільтрація річкових (озерних) вод в береги, а за умови зниження рівня ґрунтової води нижче тальвегу ріки відбувається відтік води з ріки в ґрунтову товщу і річковий стік зменшується.

Чим нижче опускається горизонт підземних вод, тим інтенсивніше відбувається фільтрація води з ріки і тим більшою стає ділянка, на якій відбувається втрата стоку. Аналогічна картина спостерігається і на озерах.

Найбільш інтенсивно вказані процеси відбуваються в районах, де водо- понижувальні роботи здійснюються гірничорудними підприємствами з метою розробки родовищ корисних копалин.

Створенню депресійних западин сприяє і урбанізація територій. Територія міст, головним чином, має тверде покриття (асфальтовані дороги, дахи будівель), з швидкім і зосередженим стоком в міську каналізацію. До того ж в містах проводиться прибирання і вивіз снігу. В результаті в містах різко зменшується інфільтрація опадів в ґрунти, що викликає зменшення живлення підземних вод. При цьому останні, як вже зазначалось, інтенсивно використовуються для водопостачання міст. Все це сприяє утворенню депресійних западин різного розміру під великими територіями. Тому меженний стік рік в межах міста і нижче його може значно (до 30%) зменшуватись.

При визначенні кількості можливого водозабору з водного об’єкту необхідно знати, в якому стані (природному або порушеному) він знаходиться, особливо в маловодний період, тобто кількісно оцінити ступінь впливу господарської діяльності водозаборів в руслі ріки.

Крім того, для визначення ступеня впливу того чи іншого господарського фактору необхідно мати достатньо надійні дані про природний стік рік району, що розглядається з врахуванням його циклічних коливань. Останні дозволяють встановити характер водності в наявний час спостереження за стоком.

Кількісно оцінити вплив господарської діяльності на річковий стік можливо шляхом порівняння стоку за природний і порушений період балансовим методом. Спосіб порівняння дозволяє визначити результуючий вплив господарської діяльності, її направлення і розмір безпосередньо на даному водозаборі ріки або на окремих ділянках. При цьому необхідно мати пункти з тривалим часом спостереження за стоком в природних і порушених умовах.

При балансовому методі спостереження вивчається водний, тепловий і, при необхідності, сольовий баланс ділянок водозборів. Балансовий метод дозволяє встановити індивідуальний вплив кожного конкретного фактору господарської діяльності на річковий стік, виявити фізичну сутність цього процесу, визначити його вплив в майбутньому. Однак використання цього методу потребує спеціальних трудомістких польових досліджень.

Найбільш простим і досить широко застосовуваним (при використанні способу порівняння для оцінки впливу водозаборів на стік рік) є метод відновлення природного стоку ріки, яка знаходиться в порушених умовах, за зв'язком з рікою-аналогом, яка має природній стік. Ріки, які порівнюються, повинні мати досить довгий період одночасних спостережень за стоком в порушених і непорушених умовах. Чим ближче умови формування стоку досліджуваної ріки і ріки-аналогу, тим надійнішими будуть отримані результати.

Якщо значення парного коефіцієнту кореляції менше 0,8, то доцільно використовувати декілька рік-аналогів для підвищення точності оцінки порушень стоку. При цьому розрахунки здійснюються за допомогою методу множинної лінійної кореляції.

Складові водно-балансового рівняння звичайно змінюються для різних водозаборів або ділянок рік і залежать від характеру господарської діяльності. Одним з видів руслового водного балансу може бути наступне рівняння:

, (16.1)

де Q_вх – приток річкових вод через вхідний створ;

Q_вих – стік з ділянки через вихідний створ;

Q_бп – бокова приточність підземних вод;

Q_заб – витрати водозаборів;

Q_ф – фільтрація з русла ріки.

При плануванні водозабору з рік (або озер) необхідно визначити мінімально допустиму витрату води (або об’єм води), яка повинна там залишитись. Визначення мінімально-допустимої витрати води, яка залишається в ріці при її господарському використанні, є комплексною проблемою. Залишкова витрата води повинна задовольняти цілий ряд потреб і насамперед відповідати санітарних нормам і потребам у воді нижче розташованих по ріці водокористувачів.

Звичайно, для збереження природного стану рік достатньо залишати в них стік (не порушуючи якості води), який відповідає величині підземного живлення, тобто близький до природного меженного стоку. Найбільше значення має аналіз природного стану рік в самі маловодні роки при найменших значеннях стоку в меженний період. Якщо за таких умов в ріці зберігається екологічне благополуччя, то це значення меженного (або мінімального стоку) може бути прийнято або як мінімально допустиме (якщо в ріці створюються умови на межі екологічного благополуччя), або як вихідне для розрахунків.

Розрахункова (санітарна) витрата води, яка залишається в ріці, встановлюється шляхом введення коефіцієнтів, які характеризують господарське значення ріки, її гідрохімічний, біохімічний режим, властивість до самоочищення, вид забруднень і інші умови, які впливають на якість води.

Водоохоронні зони і лісозахистні смуги. Охорона малих рік

Важливу роль в справі охорони водних об’єктів відіграють спеціальні зони, які виділяють по берегах рік, озер, водосховищ. Їх призначення - збереження або створення умов для природної очистки забруднених вод, які поступають з водозбору, до їх попадання у водний об’єкт шляхом перехоплення поверхневих вод і переводу їх в підземний стік. Одночасно зменшується кількість наносів, які поступають з водозбору в результаті ерозії. Це сприяє збереженню або відновленню природної якості води і у визначеній мірі покращує водний режим. Такі зони називаються прибереговими водоохоронними зонами або прирусловими водоохоронними смугами.

В таких зонах обмежується або повністю забороняється господарська діяльність. Проводяться, головним чином, організаційно-господарські, агролісомеліоративні і агротехнічні заходи, які спрямовані на зменшення ерозії і попередження забруднення водних об’єктів. Велике значення мають лісо- відновлювальні роботи, оскільки дерев’янисто-чагарникова рослинність сприяє переводу більшої частини поверхневих вод у підземні, різко знижує або взагалі припиняє ерозію ґрунтів і укріплює береги, що суттєво зменшує замулення рік і озер. Рослинність затримує поступлення хімічних речовин у водні об’єкти та знижує поверхневий стік.

Оскільки водоохоронні зони попереджують або знижують забруднення водних об’єктів мінеральними добривами і пестицидами, то в сільськогосподарських районах вони обов’язково повинні облаштовуватись по берегах водних об’єктів, відокремлюючи орні землі. При цьому в самій водоохоронній зоні використання хімічних засобів захисту рослин заборонено.

В доповнення до лісовідновних робіт проводиться будівництво протиерозійних гідротехнічних споруд (греблі і широкі пороги), утворюючих ставки, перепади, схилові і заплавні лимани, або обвалування вершин ярів, облаштування проти-селевих споруд, терасування і залуження схилів.

Ширина водоохоронних зон залежить від виду угідь, які прилягають до водного об’єкту, а також від крутизни прибережних схилів і пов’язується з величиною ріки. Більша ширина буде при наявності розораних земель і суттєвих нахилів, що обумовлює інтенсивний змив і перенесення часток ґрунту і хімічних речовин. В прибережну смугу звичайно включаються заплава і надзаплавні тераси, в тому числі балки і яри.

Особливо важливе значення водоохоронні зони мають для малих рік і озер, оскільки запаси води в них невеликі і можуть бути легко порушені як по кількості, так і по якості води. Для малих рік найменша ширина водоохоронної зони на кожному березі звичайно приймається:

• 15 м при довжині ріки до 10 км;

• 100 м при довжині ріки до 50 км;

• 200 м при довжині ріки до 100 км.

Відрахування ширини зони ведеться від середнього багаторічного урізу води в літню межень.

Велика водоохоронна роль лісу обумовлює виділення в приберегових лісах заборонених для використання смуг вздовж берегів рік і озер, які називаються лісозахисними смугами. Їх ширина пов’язується з довжиною ріки:

• при довжині ріки до 100 км ширина лісозахисної смуги приймається рівною 300 м;

• при довжині ріки до 300 км ширина лісозахисної смуги 500 м;

• при довжині ріки до 1000 км ширина лісозахисної смуги 1000 м.

Ширина берегозахистної лісової смуги залежить від ґрунтових умов і рельєфу і складає не менше 50 – 100 м. В залежності від розмірів ріки і відповідних умов ця смуга може співпадати з прибережною водоохоронною зоною або являтись її частиною.

Інші лісові смуги відносяться до категорії водорегулюючих і можуть розташовуватися на заплаві, якщо вона велика, на надзаплавних схилах; ширина їх звичайно складає 20 – 40 м.

131