Tài liệu

Đánh giá chất lượng tự nhiên của nước ở pha kiệt của lưu lượng

Social Sciences

Chất lượng nước tự nhiên sông ngòi và hồ chính là nền hay cơ sở trên đó diễn ra sự thay đổi trạng thái định tính của đối tượng nước gây nên bởi sự can thiệp của con người. Sự đánh định lượng các chỉ thị hóa học được xác định dựa trên kết quả lấy mẫuđơn vị nước trên các trạm đo đạc thủy văn. Phương pháp lấy mẫu nước, cách xử lý chúng và phân tích được xem xét trong các giáo trình đo đạc thủy văn và thủy hóa.

Số liệu phân tích thủy hóa cho phép nhận được các thông tin về chất lượng nước chỉ ở các trạm lấy mẫu nước. đối với các sông chưa được nghiên cứu ở khía cạnh thủy hóa về chất lượng nước tự nhiên có thể nhận được theo số liệu về các đặc trưng thủy hóa dòng chảy địa phương (theo xác định của P. P. Voronkov [5]), nó được hiểu là các chỉ thị hóa học thành tạo do kết quả hoà tan các hợp chất hữu cơ và vô cơ của bề dàylớp đất thổ nhưỡng cấu tạo lưu vựccác sông nhỏ. Trên các sông vừa và lớn, thành phần hóa học của nước được hình thành do sự trộn nước có thành phần khác nhau, được thành tạo trên các sông nhỏ. Khái quát các đặc trưng thủy hóa dòng chảy địa phương ở dạng bản đồ vùng hay bản đồ đẳng trị chất chỉ thị hóa học hình thành các chỉ tiêu chất lượng nước chủ yếu, cho phép nhận được các thông tin cần thiết đối với sông ngòi chưa được nghiên cứu từ khía cạnh hóa học. Khi đánh giá chất lượng nước tự nhiên cũng có thể sử dụng quan hệ của các chất chỉ thị hóa họcvới các đặc trưng thủy văn, như lưu lượng nước, hay với các chỉ tiêu chính của chất lượng nước (như độ khoáng hóa tổng cộng có thể xác định theo quan hệ với hàm lượng ion chính trong nước sông).

Hình 3.1. Độ khoáng hóa (mg/l) sông đối với năm nước trung bình1 - ranh giới vùng nghiên cứu

Khi xác định chất lượng nước tự nhiên cần phải tính đến căn nguyên của nó. Trong thời kỳ lụt hay lũ lớn trong mạng lưới sông ngòi chủ yếu là nước hình thành trêô nhiễm bề mặt lưu vực và các tầng thổ nhưỡng. Khi có lụt hay lũ lớn mạng lưới sông ngòi được bổ sung bởi nước có nguồn gốc từ đất đá. Trong thời gian còn lại, đặc biệt vào mùa kiệt, trong mạng lưới sông ngòi chủ yếu là nước ngầm. Phụ thuộc vào nguồn gốc, nước sẽ được phân biệt hẳn theo hàm lượng các hợp chất vô cơ và theo lượng chất hữu cơ hoà tan. Vẽ bản đồ các đặc trưng hóa học nước có nguồn gốc khác nhau cho phép nhận được sô liệu về số lượng chất chỉ thị hóa học dòng chảy địa phương các sông chưa nghiên cứu vào những pha nước khác nhau cũng như về chế độ thủy hóa của chúng.

Hình 3.2.Quan hệ độ khoáng hóa tổng cộng với hàm lượng anion

trong các nước sunfat sông ngòi (đối với lưu vực sông thượng Vonga)

Các sông nhỏ thường hay bị ô nhiễm, cho nên khi xây dựng bản đồ phân vùng hay các đường đẳng trị các đặc trưng hóa học để đánh giá trạng thái nền của chất lượng nước một vùng lãnh thổ cho trước cần nghiên cứu kỹ lưỡng tài liệu gốc và loại bỏ các tuyến đo có chế độ thủy hóa bị phá vỡ mạnh. Các lưu vực các sông nhỏ sử dụng để khái quát cần phải đáp ứng các yêu cầu sau:

- bề mặt lưu vực cần đơn nhất theo địa hình và sự chênh lệch độ cao nhỏ;

- lưu vực sông ngòi cần được cấu tạo bởi các đất đá chủ yếu một thành phần thạch học và không có nhập lưu nước ngầm đáng kể hình từ từ ngoài phạm vi của lưu vực đã cho;

- lớp phủ thổ nhưỡng của lưu vựccần đồng dạng theo mức độ hóa mặn của các muối dễ hoà tan (clo, sunfat);

- thực vật chiếm ưu thế trên lưu vực cần chiếm 70 -75 % diện tích của nó;

- hình thành các pha nước cần phải diễn ra đồng thời khắp cả lưu vực.

Tuân thủ các điều kiện đã liệt kê cho phép xác định các đặc điểm chính thành phần hóa học của nước dòng chảy địa phương.

Hình 3.3.Quan hệ độ khoáng hóa tổng cộng với hàm lượng cation trong các nước sunphat sông ngòi (đối với lưu vực sông thượng Vonga)

Phương pháp xây dựng bản đồ các đặc trưng thủy hóa được P.P. Voronkov [5] soạn thảo. Trên một tờ bản đồ có thể lên các đường đồng mức và ranh giới vùng phân bố chất chỉ thị hóa học. Bản đồ xây dựng theo số liệu các giá trị trung bình nhiều năm các chất chỉ thị hóa học đặc trưng cho pha dòng chảy cho trước, gắn với trọng tâm lưu vực nếu dẫn các đường đẳng trị hoặc với tuyến đo nêu thực hiện việc phân vùng.

Khi phân tích độ khoáng hóavà thành phần hóa học nước số liệu về độ khoáng hóa thể hiện trên bản đồ bằng các đường đồng mức các giá trị làm tròn tính bằng mg/l. Thường chúng nhận các giá trị cách 10 hay 100 mg/l. Khi độ khoáng hóanước lớn và tỷ lệ bé nó có thể lên tới 1000 mg/l.

Số liệu về thành phần hóa học của nướcđưa lên bản đồ ở dạng giá trị hàm lượng ion và cation, biểu thị bằng % đương lượng. Ranh giới các vùng được xác định theo phạm vi dao động của giá trị % đương lượng. Thường trong một vùng gộp các giá trị khác nhau trung bình theo khu vực từ 10 -15 %.

Độ khoáng hóalớn nhất trên các sông ngòi của Liên Xô quan trắc vào các thời kỳ nước ít nhất đối với phần lớn sông ngòi diễn ra vào mùa đông và chỉ có các vùng phía tây và phía nam phần Âu Liên Xô vào mùa hè. Cho nên bản đồ độ khoáng hóa được tập trung xây dựng đối với vùng chuyển tiếp gồm cả mùa đông, mùa hè phụ thuộc vào lãnh thổ. Khái niệm về độ khoáng hóa trong thời kỳ chuyển tiếp và phân bố của nó trên lãnh thổ Liên Xô đối với sông nước trung bình cho ra bản đồ độ khoáng hóa nước sông ngòi phần Âu Liên Xô được thành lập bởi V. V. Voronkov và V. I. Zubareva (Hình 3.1).

Trên lãnh thổ Đông Xibia và Đông Bắc Liên Xô trong vùng băng hà nhiều năm hầu như các sông nhỏ bị băng phủ trong một thời gian dài cho nên việc đánh giá độ khoáng hóa nước có thể tiến hành theo sô liệu quan trắc trên các sông lớn và vừa.

Tuân theo đánh giá tương đối của chất lượng nước uống mà với nó độ khoáng hóa là một trong các chỉ tiêu chính (bên cạnh độ cứng, độ axit permangan, sự hiện diện của các tạp chất độc hại), và trong trường hợp độ khoáng hóa đến 600 mg/l nước được coi là tốt (tính đến cả các chỉ tiêu khác), nước phần lớn sông ngòi của Liên bang Xô viết vào thời kỳ nước ít theo giá trị độ khoáng hóa có thể liệt vào hạng tốt. Các đường đồng mức 600 mg/l đi qua vùng phía nam phần Âu Liên Xô và Tây Xibia. Tuy nhiên phía nam đường đồng mức này xảy ra sự tăng đột biến độ khoáng hóa nước trên một không gian hoàn toàn không lớn nó nhanh chóng đạt tới 1000 mg/l và hơn thế nữa chuyển nước trở nên bất lợi cho sự uống.Sự hiện diện của quan hệ khá chặt chẽ giữa độ khoáng hóa và hàm lượng các ion chính có thành phần hóa học nước giống nhau như các ion cacbonat hay sunfatchiếm ưu thế, cho phép tiến hành các tính toán tổng độ khoáng hóa của nước theo hàm lượng một trong các loại ion hay ngược lại.

Hình 3.4. Quan hệ độ khoáng hóa với độ cứng tổng cộng (I)

và thường xuyên (II)của nước sông H

Trên hình 3.2 và 3.3 chỉ ra ví dụ quan hệ giữa độ khoáng hóa và hàm lượng các ion chính của nước sông tính chất sunfat đối với lưu vực Vonga Thượng.

Đối với các điểm, trên đó tiến hành các quan trắc thủy hóa có thể xây dựng các đồ thị quan hệ của độ khoáng hóa và lưu lượng nước cho mùa kiệt, tính đến biên độ dao động các đặc trưng ấy cho toàn bộ thời kỳ quan trắc. Với sự giống nhau của các điều kiện hình thành dòng chảyvà thành phần hóa học của nước các sông trung bình các đồ thị này có thể trung bình hóa và chấp nhận làđồ thị quan hệ vùng. Sự hiện diện các đồ thị quan hệ vùng độ khoáng hóa và lưu lượng nước cho phép theo các giá trị đã biết của lưu lượng nước (xác định theo số liệu quan trắc hay bằng cách tính toán) xác định tổng độ khoáng hóa của nước đối với các sông chưa nghiên cứu.

Hình 3.5. Phân bố độ cứng tổng cộng (mg. đương lượng/l) của nước

trong mùa ít nước đối với sông nước trung bình, 1 - ranh giới vùng nghiên cứu

Với độ khoáng hóa của nước quan hệ trực tiếp với độ cứng của nó, nó tăng tỷ lệ thuận với nhau. Quan hệ thường rất chặt chẽ và có thể sử dụng để tính toán (Hình 3.4). Độ cứng dư và không phân huỷ, tất nhiên không lớn, cố định theo thời gian và không thay đổi khi có sự thay đổi độ khoáng hóa. Phân bố tổng độ cứng theo lãnh thổ Liên Xô về tổng thể trùng với phân bố độ khoáng hóa nước sông.

Trên hình 3.5 chỉ ra bản đồ phân bố tổng độ cứng của nước vào mùa nước ít đối với sông nước năm trung bình. bản đồ được thành lập bởi A. M. Vladimiarov trên cơ sở bản đồ của P. P. Voronkov đối với phần Âu Liên Xô. Đối với Đông Xibia và Đông - Bắc Liên Xô các đường đồng mức không được dẫn vì các nguêyn nhân rằng khi khái quát số liệu về độ khoáng hóa nước, do kỹ thuật xây dựng bản đồ tương tự như thế.

Nếu theo độ khoáng hóa tự nhiên, nước sông trên phần chủ yếu của lãnh thổ Liên Xô thuộc hạng tốt, thì theo độ cứng tổng cộng hạng này (độ cứng tổng cộng cho phép đến 3 mg đương lượng /l) thoả mãn chỉ đói với sông phía bắc đất nước (laọi bỏ vùng karst). Trên phần lớn lãnh thổ phầnÂu Liên Xô và trong các vùng Tây và Đông Xibia rộng lớn nước sông có độ cứng ôn hoà.

Mối quan tâm thực tiễn tó lớn là đánh giá tổng hợp chất lượng nước tự nhiên các sông Liên Xô vào mùa kiệt (hay ít nước, chuyển tiếp) theo các chỉ tiêu chủ yếu nhưđộ khoáng hóa của nước, độ cứng tổng cộng của nó và độ axit hóa permangan. Các chỉ tiêu này chính là nền tự nhiên, trên đó hình thành chất lượng nước sông suối đã cho trong trường hợp dị thường tự nhiên hay có sự can thiệp của con người, các hoạt động dịch vụ công cộng của nó. Sự tăng số các chỉ tiêu chất lượng nước khi tiến hànhxả nước thải công cộng khái quát rộng lớn theo lãnh thổ làm phức tạp hóa đáng kể việc thực hiện chúng và thậm chí có thể làm các nhà sử dụng nước định vị không đúng, do chất lượng nước ở chừng mực nào đó xác định bởi mục đích sử dụng nó và nhiệm vụ bảo vệ đối tượng nước.

Hình 3.6. Các vùng với chất lượng nước tự nhiên khác nhau

1 - tốt; 2 - thoả mãn; 3 - không thoả mãn; 4- ranh giới vùng nghiên cứu

Phân tích đồng thời bản đồ độ khoáng hóavà độ cứng tổng cộng cùng độ axit hóa permangan của nước (bản đồ cuối được P. P. Voronkov xây dựng cho phần Âu, và A. M. Vladimiarov xây dựng cho phần châu Á, Liên Xô) sông Liên Xô có tính đến các chỉ tiêu đánh giá tương đối chất lượng nước uống cho phép phân vùng với chất lượng nước tự nhiên khác nhau (hình 3.6). Với sự đánh giá tổng hợp chất lượng nước cần tính đến sự khác biệt trong tính chất thay đổi của các chỉ tiêu lựa chọn phụ thuộc vào pha dòng chảy. Vậy, nếu như độ khoáng hóa của nước và độ cứng của nó tác động tương hỗ và tỷ lệ thuận với nhau thì độ axit của nước lại tỷ lệ nghịch với chúng, đặc biệt vào mùa kiệt trên một số vùng của Liên Xô. Thí dụ như trên các sông phần hạ lưu lưu vực Pripiatri độ khoáng hóa và độ cứng của nước sông vào mùa kiệt không cao và tương ứng với đánh giá chất lượng nước tốt thìaxit permangan các loại nước này liên quan tới tính lầy lớn của lãnh thổ và sự hiện diện của các trầm tích mùn dàylà rất cao. Cho nên chỉ tiêu cuối cùng không cho phép đặt nước sông vùng này thậm chí vào hạng đạt theo chất lượng, do giá trị cho phép tới hạn của axit permangan chiếm 10 mg O/l với đánh giá tốt chất lượng nước và 20 mg O/l là đạt.

Khi đánh giá chất lượng nước đầu tiên phải tính các chỉ tiêu có chỉ tiêu chất lượng kém thoả mãn nhất. Với cách tiệm cận như vậy số sông trên lãnh thổ Liên Xô, đặc biệt ở phần Âu Liên Xô theo chất lượng nước vào mùa chuyển tiếp(tức là mùa ít nước nhất) liệt vào hạng đạt (vùng 2 trên hình 3.6). Chia ra trên lãnh thổ vùng 2 các vùng địa phương với chất lượng nước không đạt (vùng 3) liên quan chủ yếu đến sự hiện diện axit permangan cao (chủ yếu phần Âu Liên Xô) hay độ cứng tổng cộng (chủ yếu là phần châu Á Liên Xô). Nước chất lượng cao nhất ghi nhận được ở các sông vùng đồi núi và phía bắc Liên Xô, cũng như ở các sông vùng Viễn Đông và Camtratca, nơi mà thnhà phần điịnh lượng của cả ba chỉ tiêu trên là nhỏ nhất. Lọi ít hoặc hoàn toàn bất lợi đối với việc sử dụng nước uống là sông ngòi phía nam phần Âu Liên Xô và các vùng phía nam Tây Xibia. Điều này liên quan tới độ khoáng hóa và độ cứng rất cao của chúng. Tất nhiên, đối với một số sông riêng biệt, thậm chí một số vùng chất lượng nước nêu trên có thể phân biệt đáng kể theo hướng xấu đi do thành phần hóa học của nước tự nhiên phức tạp hơn và sự hiện diện các chất ô nhiễm trong đó do việc thải các loại nước đã qua sử dụng.

Khi đánh giá chất lượng nước theo số chất chỉ thị hóa học vào thời kỳ ít nước của năm cần tính đến dao động của chúng từ năm này qua năm khác, chúng có thể là rất lớn. Do khi tính toán các đặc trưng định lượng dòng chảy bé thường hay phải xác định không phải là giá trị trung bình nhiều nămmà là dòng chảy tính toán suất đảm bảo cần thiết khi đánh giá chất lượng nước trong đoạn này hay đoạn khác của thời kỳ ít nước (mùa chuyển tiếp, mùa kiệt, thời kỳ 30 ngày dòng chảy cực tiểu v.v...) sử dụng các giá trị chất chỉ thị hóa học đáp ứng dòng chảy suất đảm bảo đã cho.

Chất chỉ thị hóa họccó trong nước sông là đại lượng ngẫu nhiên và độc lập trong thể hiện nhiều năm như chính dòng chảy sông ngòi do sự thay đổi của chúng theo thời gian phụ thuộc vào số lớn các nhân tố mang tính ngẫu nhiên. Cho nên đối với việc phân tích sự phân bố theo thời gian của các đặc trưng này trên cơ sở không ít hơn so với dòng chảy nước, có thể sử dụng phương pháp xác suất thống kê.

Khi xây dựng các đường cong đảm bảo thực nghiệm cần tập trung tính toán quan hệ của lưu lượng nước và số chất chỉ thị trong pha dòng chảy đang xét. Như vậy, thường lưu lượng nước cực tiểu tương ứng với độ khoáng hóa cực đại. Cho nên khi xây dựng các đường cong đảm bảo thực nghiệm tốt nhất là sử dụng giá trị độ khoáng hóa (số anion, cation) ngược với tự nhiên> Thí dụ 1 / Mg2+, hoặc 10 Ca2+ hay là 100/Σu - giá trị chất chỉ thịhay tổng của chúng càng lớn thì tử số càng lớn, và tương tự với việc dựng các đường cong đảm bảo. Điều này nhằm bảo toàn hệ thức tẹ nhiên các đặc trưng số và chất lượng nước với các suất đản bảo của chúng bằng nhau.

Suất đảm bảo các điểm thực nghiệm được tính toán theo công thức:

P=mn+1.100 size 12{P= { {m} over {n+1} } "." "100"} {},

với m - số thứ tự của thành viên chuỗi đã sắp xếp các đặc trưng thủy hóa tính toán theo trật tự giảm dần; n - tổng số thành viên của chuỗi. Khi xác định các giá trị tần suất của độ khoáng hóa hay độ cứng (và các đặc trưng khác, tăng với sự giảm lưu lượng nước) các thành viên của chuỗi đã sắp xếp theo đại lượng ngược với tự nhiên.

Hình 3.7.Suất đảm bảo độ khoáng hóa tổng cộng nước sông Xurư (1, 2) và Berezinư (3, 4); 1, 3 mùa đông; 2, 4 hè thu

Hình 3.8.Suất đảm bảo hàm lượng cation trong nước sông Xurư mùa đông

Khi tính toán độ khoáng hóa tổng cộng của nước hay từng số anion và cation, các đường cong suất đảm bảo cần được xây dựng cho thời kỳ dài, khác đi có thể không trùng với giá trị độ khoáng hóa tổng cộng và số thành phần chất chỉ thị của nó.

Khi xây dựng các đường cong suất đảm bảo của chất chỉ thị hóa học chứa trong nước pha ít nước của dòng chảy cần phải chú ý đến sự phù hợp củađườngtrung bình cácđiểm thực nghiệm phần thấp của đường cong đảm bảo, tương ứng với giá trị cực đại của chúng.

Sự hiện diện các đường cong đảm bảo nêu trên cho phép xác định giá trị chất chỉ thị hóa học phù hợp với lưu lượng nước suất đảm bảo tính toán (xác suất vượt), còn việc khái quát các đặc trưng hóa học suất đảm bảo cho trước theo lãnh thổ ở dạng bản đồ các đường đồng mức hay các quan hệ vùng và sử dụng các hệ số chuyển đổi đến các suất đảm bảo khác cho phép xác định các đặc trưng thủy hóa cần thiết đối với sông chưa được nghiên cứu.

Đánh giá chất lượng nước ở các sông và thủy vực trong điều kiện có tác động nhân sinh

Trong các điều kiện tự nhiên, thành phần hóa học, các tính chất vật lý nước của cácđối tượng nước rất khác nhau. Điều kiệnvà đặc điểm hình thành của thành phần hóa học nước mặt được xét trong giáo trình “Thủy hóa “.

Khi sử dụng đối tượng nước với một mục đích cụ thể 9cung cấp nước uống, sử dụng trong ngư nghiệp...) cần phải đánh giá tính chất và thành phần nước từ quan điểm có lợi cho nhu cầu dùng nước cho trước, tức là đánh giá lượng nước tồn tại trong thời gian đó. Đánh giá chất lượng nước được thực hiện bàng cách so sánh hàm lượng các chỉ tiêu tương ứng (như là hàm lượng ôxy hoà tan, BKP5 v.v...) với các chỉ tiêu xác định bởi “Các nguyên tắc bảo vệ nước mặt khỏi bị ô nhiễm nước thải”.

Nếu trong các trường hợp địa lý tự nhiên cụ thể, chất lượng nước của đối tượng nước đặc trưng bởi tính khá ổn định thì trong các điều kiện có tác động nhân sinh xảy ra sự thay đổi tích cực chất lượng nước. Trong số các nhân tố gây nên sự thay đổi thành phần và tính chất tự nhiên của nước các đối tượng nướcchủ yếu là nước thải công nghiệp, nước thải công cộngvà các loại nước thải khác, dẫn tới sự ô nhiễm.

Trong các đối tượng nước ô nhiễm xảy ra hàng loạt các quá trình lý hóa và các quá trình khác dẫn tới việctái lập lại trạng thái tự nhiên của nước tức là diến ra quá trình tự làm sạch khối nước. Trong số các quá trình tự làm sạch vai trò chính là các quá trình pha loãng và biến dạng chất ô nhiễm.

Pha loãng nước thải. Xác địnhtính chất lan truyền và mức độ pha loãng các tạp chất hóa học trong sông suối và thủy vực là bài toán thủy lực, để giải nó đã soạn ra hàng loạt phương pháp. Tính toán sự pha loãng nước thải trong sông hoặc thủy vựccó thể sử dụng để đánh giá toàn bộ tổ hợp các hiện tượng, xác định tự làm sạch khi đưa các đặc trưng số của các quá trình lý hóa và sinh hóa.

Hay áp dụng nhất là nước thải công cộng, phương pháp tính toán pha loãng dựa trên việc sử dụng lời giải số phương trình khuếch tán rối. Từ kết quả tính toán theo phương pháp dưới đây cho khả năng nhận được giá trị nồng độ cực đại chất ô nhiễm (Smax) trên một khoảng cách bất kỳ từ chỗ đổ nước thải.

Đánh giá chất lượng nước trong một điểm xác định (tuyến đo của đối tượng nước) được thực hiện bằng con đường so sánh nồng độ cực đại của chất ô nhiễm với nồng độ tới hạn cho phép của chính chất đó (PDK), bằng tiếu chuẩn “Các nguyên tắc bảo vệ nước mặt khỏi bị ô nhiễm nước thải” (1975).

Ngồng độ cực đại của chất ô nhiễm tới hạn trong sông sau chỗ đổ nước thải thay đổi trong phạm viStSmaxSs size 12{S rSub { size 8{t} } >= S rSub { size 8{"max"} } >= S rSub { size 8{s} } } {} với Ss -nồng độ trung bình chất đó trong dòng chảy, xác định từ phương trình cân bằng vật chất:

Ss=QpSp+QtStQp+Qt size 12{S rSub { size 8{s} } = { {Q rSub { size 8{p} } S rSub { size 8{p} } +Q rSub { size 8{t} } S rSub { size 8{t} } } over {Q rSub { size 8{p} } +Q rSub { size 8{t} } } } } {} (3.1)

với Qp - lưu lượng nước trong sông m3/s; Qt - lưu lượng nước thải m3/s; Sp - nồng độ chất đang xét trong nước sông, mg/l hay g/m3; St - nồng độ chất đang xét trong nước thải mg/l hay g/m3.

Khi thực hiện các tính toán pha loãng người ta sử dụng cái gọi làgiá trị dẫn nồng độ chất ô nhiễm Sđ - thể hiện đại lượng này mức vượt nền tự nhiên tức là vượt hàm lượng chất đang xét trong nước sông (Sp). Nếu như S - nồng độ thực của chát ô nhiễm trong vùng ô nhiễm thì:

Sđ = S - Sp (3.2)

Nồng độ dẫn các chất ô nhiễm trong nước thải sẽ là

Sđt = St - Sp (3.3)

Để thuận tiện tính toán việc tính này được tiến hành với các giá trị tương đối của nồng độ, thí dụ như theo % của Sđt, coi Sđt = 100 %. Giá trị thực của nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm bất kỳ của trường tính toán nhận được bằng cách chuyển từ giá trị tương đói về tuyệt đối và cộng nồng độ tính toán và nồng độ nền.

Thường trong thực tế, tính toán pha loãng sử dụng khái niệm độ ngắn pha loãng n và hệ số xáo trộn .

Độ ngắn pha loãng n là đặc trưng pha loãng tổng hợp chỉ ra nồng độ chất ô nhiễm hạ xuống bao nhiêu lần trong nước thải trên đoạn sông xem xét. Giá trị n xác định theo các quan hệ:

n=StSpSmaxSp size 12{n= { {S rSub { size 8{t} } - S rSub { size 8{p} } } over {S rSub { size 8{"max"} } - S rSub { size 8{p} } } } } {} (3.4)

với Sp = 0

n=StSmax size 12{n= { {S rSub { size 8{t} } } over {S rSub { size 8{"max"} } } } } {} (3.5)

Hệ số xáo trộn  lần đầu tiên được I. Đ. Rodziller (năm 1954) đưa ra, chỉ ra phần lưu lượng nước nào của sông được xáo trộn cùng nước thải. Độ ngắn pha loãng và hệ số xáo trộn quan hệ với nhau như sau:

n=Qt+γQpQt size 12{n= { {Q rSub { size 8{t} } +γQ rSub { size 8{p} } } over {Q rSub { size 8{t} } } } } {} (3.6)

γ=(n1)QtQp size 12{γ= \( n - 1 \) { {Q rSub { size 8{t} } } over {Q rSub { size 8{p} } } } } {} (3.7)

Hệ số xáo trộn chỉ được tính trong trường hợp nếu như nước thải lan truyền trong tuyến đo tính toán không khắp cả chiều rộng sông.

Sự vận chuyển chất ô nhiễm. Bên cạnh sự pha loãng nước thải trong các sông hoặc thủy vực làm hạ nồng độ chất ô nhiễm là các quá trình lý hóa và sinh hóa diễn ra tronga các đối tượng nước. Một trong những phương pháp đánh giá định lượng sự hạ nồng độ do các quá trình đã nêu là việc sử dụng hệ số mang tên gọi tính không bảo thủ (kH), tổng cộng tốc độ vật chất chuyển hóa. Giá trị hệ số không bảo thủ được xác định theo số liệu khảo sát trên thực địa và trong phòngthí nghiệm. Thí dụ đối với điều kiện vịnh Nhepski, Viện nghiên cứu khoa học bảo vệ nước toàn Liên bang đã nhận được các giá trị số hệ số vận tốc chuyển hóa một sô chất, tiêu chuẩn hóa “Các nguyên tắc bảo vệ nước mặt khỏi bị ô nhiễm nước thải” tính qua kH (bảng 3.10). Hệ số không bảo thủ khi giảm các chất ô nhiễm sẽ âm, thứ nguyên của kH - ngày -1; s -1.

Trong trường hợp tổng quát, động học quá trình chuyển hóa sinh hóa có thể viết bởi phương trình bậc nhất

St=S0exp((kH,1+kH,2+...+kH,n)t), size 12{S rSub { size 8{t} } =S rSub { size 8{0} } "exp" \( - \( k rSub { size 8{H,1} } +k rSub { size 8{H,2} } + "." "." "." +k rSub { size 8{H,n} } \) t \) ,} {} (3.8)

với S0St - ngồng độ vật chất tương ứng với thời điểm ban đầu và thời điểm t, hệ số kH,n- thuộc một trong các quá trình chuyển hóa vật chất trong đối tượng nước.

Trong thực tế giả sử tiến hành tính toán theo một quá trình chuyển đổivật chất chính, bỏ qua các quá trìnhcó giá trị bậc hai. Trong trường hợp này phương trình tính toán chấp nhận dạng:

(3.9)

Bảng 3.10. Giá trị hệ số không bảo thủ với 0 oC vịnh Nhepski

Các phương pháp tính toán dẫn ra dưới đây cho khả năng xác định nồng độ các chất ô nhiễm bảo thủ, tuy nhiên các phương pháp này cũng cho phép tính cả sự hạ thấp nồng độ do sự giảm các chất ô nhiễm, nếu như có các giá trị số của hằng số không bảo thủ (kH). Phương pháp tính toán sự giảm chất khi tính toán pha loãng được soạn bởi Viện Thủy văn Nhà nước (Cơ sở phương pháp đánh giá..., 1987).

Cơ sở lý thuyết của các phương pháp tính toán. Các phương trình chính được áp dụng rộng rãinhất để soạn thảo các phương pháp tính toán thực tế sự pha loãng nước thải trong các dòng chảy sông ngòi, hồ và hồ chứa là phương trình vi phân tổng quátkhuếch tán rối do V. I. Macaveev đưa ra vào năm 1931:

dSdt=D2Sx2+2Sy2+2Sz2uSy, size 12{ { { ital "dS"} over { ital "dt"} } =D left ( { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial x rSup { size 8{2} } } } + { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial y rSup { size 8{2} } } } + { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial z rSup { size 8{2} } } } right ) - u { { partial S} over { partial y} } ,} {} (3.10)

với

dSdt=St+vxSx+vySy+vzSz. size 12{ { { ital "dS"} over { ital "dt"} } = { { partial S} over { partial t} } +v rSub { size 8{x} } { { partial S} over { partial x} } +v rSub { size 8{y} } { { partial S} over { partial y} } +v rSub { size 8{z} } { { partial S} over { partial z} } "." } {} (3.11)

Ở đây S - nồng độ chất lơ lửng hay hoà tan trong nước, mg/m3 hay g/m3; u -vận tốc rơi đều của phần tử lơ lửng trong nước,m/s (đối với chất hoà tan u = 0); t - thời gian, s; vx, vy, vz - các thành phần vậntốc dòng chảy tương ứng các toạ độ x, y, z, m/s; Trục x hướng theo chiều dòng chảy; trục y - từ mặt xuống đáy; trục z - theo chiều rộng dòng chảy. D ký hiệu hệ số khuếch tán rối, m2/s:

D=Aρ size 12{D= { {A} over {ρ} } } {} (3.12)

với A - hệ số trao đổi rối, kg/(m.s); ρ - mật độ nước kg/m3.

Đối với điều kiện quá trình khuếch tán dừng các chất hoà tan khi không có các thành phần vậntốc dòng chảy ngang, phương trình (3.10) viết dạng:

vxSx=D2Sy2+2Sz2. size 12{v rSub { size 8{x} } { { partial S} over { partial x} } =D left ( { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial y rSup { size 8{2} } } } + { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial z rSup { size 8{2} } } } right ) "." } {} (3.13)

Nếu như xét lan truyền nước ô nhiễm trên một hướng nào đó của mặt phẳng, thí dụ theo trục ngang, thì phương trình khuếch tán được viết như sau (bài toán hai chiều):

vxSx=D2Sz2. size 12{v rSub { size 8{x} } { { partial S} over { partial x} } =D { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial z rSup { size 8{2} } } } "." } {} (3.14)

Xem xét phân bố các chất ô nhiễm theo trục hoành của mặt phẳng có thể dùng được trong trường hợp nếu như theo trục tung sự xáo trộn thực hiện rất nhanh và quan tâm chính đến sự lan truyền chất ô nhiễm theo chiều rộng dòng chảy.

Khi tính toán khuếch tán rối trong thủy vực, đặc trưng bởi dòng chảy yếu và hướng không ổn định, tiếp nhận phương pháp dựa trên phương trình khuếch tán rốido A. V. Karausev đưa ratrong hệ toạ độtrụ [13]:

St=(DQtϕH)1rSr+D2Sr2 size 12{ { { partial S} over { partial t} } = \( D - { {Q rSub { size 8{t} } } over {ϕH} } \) { {1} over {r} } { { partial S} over { partial r} } +D { { partial rSup { size 8{2} } S} over { partial r rSup { size 8{2} } } } } {} (3.15)

với r - toạ độ (bán kính) thể hiện khoảng cách từ nguồn ô nhiễm, m; t - thời gian, s;φ - góc bộ phận ô nhiễm với lưu lượng nước Qt; H - độ sâu thủy vực trên đoạn xâm nhập nước thải, m.Phương trình (3.15) tương ứng điều kiện đặt nguồn ô nhiễmlưu lượng nước Qt vào gốc toạ độ.

Trong trường hợp nếu như đổ nước thải thực hiện qua công trình kỹ thuật thủy đảm bảo dự khác biệt động học của dòng ô nhiễm và khối nước xung quanh, cần tính tới quá trình pha loãng đầu tiên chi phối tính bất đồng nhất động học có ở chỗ cách nơi đổ không xa. Khi sử dụng quan hệ để xác định độ ngắn của pha loãng đầu tiên (nH) có dạng:

nH=0,2481mdˉ2m2+8,11md2m. size 12{n rSub { size 8{H} } = { {0,"248"} over {1 - m} } { bar {d}} rSup { size 8{2} } left ( sqrt {m rSup { size 8{2} } +8,1 { {1 - m} over {d rSup { size 8{2} } } } } - m right ) "." } {} (3.16)

với dˉ size 12{ { bar {d}}} {} = d/d0, d0 - đường kính mặt cắt đầu ra, d - dường kính dòng ô nhiễm trong mặt cắt tính toán; m - vtb/vt - tỷ lệ vậntốc dòng chảy trung bình trong dòng và vậntốc chảy của nước thải.

Những chỉ tiêu tích phân đánh giá chất lượng nước và mức ô nhiễm các sông và thủy vực

Hiện nay khi đánh giá chất lượng nước trong song ngòi và thủy vực thường sử dụng các số liệu phân tích hóa học vcác mẫu nước lấy trên các điểm của đối tượng nước vào các thời điểm riêng khác nhau nên không cho phép đặc trưng được chất lượng nước trên các đoạn riêng biệt hay cả thể tích và theo dõi được sự thay đổi của ô nhiễm nước theo thời gian.

Liên quan đến cái đó trong Viện Thủy văn Nhà nước (GGI) đã sonạ thảo các chỉ tiêu tích phân đánh giá chất lượng nước và độ ô nhiễm của đối tượng nước, cho phép tính đến sự biến đổi độ ô nhiễm khối nước theo thời gian và không gian, chi phối tính biến đổi cảu các đặc trưng thủy văn các đối tượng nước [3, 21].

Hệ thống các chỉ tiêu tích phân soạn thảo tại GGI gồm ba nhóm: câc chỉ tiêu tải trọng đánh giá sức tải của dòng theo nồng độ trung bình chất ô nhiễm trong mặt cắt ngang;các chỉ tiêu phân bố không gian của ô nhiễm trong sông; các chỉ tiêu tính đến sự trao đổi nước bên ngoài của thủy vực.

Hai nhóm đầu tiên có thể gắn với các đặc trưng xác suất của chế độ nước đối tượng, như vậy có thể đánh giá độ lặp lại và suất đảm bảo trạng thái ô nhiễm này hoặc kia của sông hay thủy vực.

Các chỉ số thủy văn học tổng tải trọng của dòng bằng các chất bảo thủ.Chỉ số tuyệt đối của tổng tải trọng. Tổng tải trọng dòng bằng các chất bảo thủ hay tổng đại số các chất biểu thị (trong dòng) bằng nồng độ Sn các chất đó được xác định từ điều kiện cán cân vật chất (3.1). Địa lượng Sn trong tuyến đo xáo trộn hoàn toàn biểu thị giá trị thực nồng độ chất chỉ thị hóa học ô nhiễm; đối với các tuyến đo, phân bố giữa nơi đổ nước thải và nơi xáo trộn hoàn toàn, đại lượng Sn chỉ đặc trưng tương đối nồng độ trung bình.

Nếu như trong nước sông nồng độ chất ô nhiễm cho trước Sp = 0, thì:

Sn=QtStQp+Qt size 12{S rSub { size 8{n} } = { {Q rSub { size 8{t} } S rSub { size 8{t} } } over {Q rSub { size 8{p} } +Q rSub { size 8{t} } } } } {} (3.17)

Chỉ số Sn cho phép nhận được đặc trưng đầy đủ của tải trọng dòng bằng vật chất ô nhiễm trong vòng thời đoạn bất kỳ cho trước.

Đánh giá tính biến động của chỉ số Sn theo thời gian có thể hiện như một hàm của suất đảm bảo PQ lưu lượng nước ngày của sông ngòi chuỗi quan trắc nhiều năm. Nếu Qt = const và St = const thì suất đảm bảo (%) của nồng độ trung bình:

PSn=(100PQ) size 12{P rSub { size 8{S rSub { size 6{n} } } } = \( "100" - P rSub {Q} size 12{ \) }} {} (3.18)

Chỉ số vượt và không vượt ô nhiễm so với chuẩn. Chỉ số vượt ô nhiễm so chuẩn biểu thị bằng suấ đảm bảo Pb của dòng chảy nước ô nhiễm trong một tuyến đo cụ thể của sông đang xem xét.Suất đảm bảo của nó được tính theo số ngày đáp ứng việc tuyến đo cho qua dòng chảy ô nhiễm. Để xác định Pb thuận tiện nhất là sử dụng phương pháp đồ thị sau đây. Xây dựng đường cong suất đảm bảo Sn và dẫn đường thẳng đáp ứng PĐK đối với chất ô nhiễm đang xét. Tại điểm cắt của đường cong Sn = f(P) với đường thẳng PĐK nhận được điểm cho suất đảm bảo Pb vượt nồng dộ trung bình chất so chuẩn.

Đôi khi thế vào chỉ tiêu Pb người ta sử dụng chỉ tiêu không vượt ô nhiễm so với chuẩn P, thể hiện bằng suát đảm bảo dòng chảy sạch:

P=(100Pb) size 12{P= \( "100" - P rSub { size 8{b} } \) } {} (3.19)

Chỉ số tải trọng tương đối và chỉ số tải trọng cho phép tới hạn của dòng chất ô nhiễm. Chỉ số tải trọng tương đối dòng chất ô nhiễm cụ thể tìm được bằng cách so sánh gía trị tính toán Sn với nồng độ tới hạn cho phép (PDK) của chất đó. Khi đó có thể có hai trường hợp: Sn ≥ PDK (nước bẩn) hoặc Sn ≤ PDK (nước sạch). Thế các bất đẳng thức đó giá trị Sn theo công thức (3.1) và biến đổi chúng, nhận được:

( S t S PDK ) Q t ( S PDK S p ) Q p 1 ( S t S PDK ) Q t ( S PDK S p ) Q p 1 size 12{ { { \( S rSub { size 8{t} } - S rSub { size 8{ ital "PDK"} } \) Q rSub { size 8{t} } } over { \( S rSub { size 8{ ital "PDK"} } - S rSub { size 8{p} } \) Q rSub { size 8{p} } } } >= 1 matrix { {} # { { \( S rSub { size 8{t} } - S rSub { size 8{ ital "PDK"} } \) Q rSub { size 8{t} } } over { \( S rSub { size 8{ ital "PDK"} } - S rSub { size 8{p} } \) Q rSub { size 8{p} } } } <= 1{} } } {}

ký hiệu vế trái của bất đẳng thức qua φ'

ϕ'=(StSPDK)Qt(SPDKSp)Qp size 12{ϕ'= { { \( S rSub { size 8{t} } - S rSub { size 8{ ital "PDK"} } \) Q rSub { size 8{t} } } over { \( S rSub { size 8{ ital "PDK"} } - S rSub { size 8{p} } \) Q rSub { size 8{p} } } } } {} (3.20)

Tỷ số (3.20) có tên gọi là chỉ số tải trọng tương đối của dòng chất ô nhiễm, tức là φ' ≥ 1 hoặc φ' ≤ 1. Giống như Sn, nếu φ' > 1 - nước bẩn; φ' < 1 - nước sạch và φ' = 1 là điều kiện tới hạn tải trọng lưu vực nhiểm bẩn (φ'b).

Chỉ số phân bố không gian ô nhiễm trong sông hoặc thủy vực. Do việc đổ nước thải vào sông và thủy vực nên trong thủy vực hình thành các vùng ô nhiễm, kích thước của chúng sữ thay đổi phụ thuộc vào các đặc trưng chế độ của dòng (mực nước, lưu lượng nước, vận tốc dòng chảy v.v...) và thủy vực (mực nước, vận tốc dòng chảy v.v...) cũng như gắn liền với sự thay đổi việc đổ nước thải. Để đánh giá tính ô nhiễm của thủy vực hay đoạn dòng sông có thể sửd ụng các kích thước tương đối vùng ô nhiễm (kích thước thẳng, diện tích, thể tích) và các đặc trưng biến động của chúng bị chi pjối bởi cácnhân tố quyết định. Các chỉ số nhóm này được tính trên cơ sở số liệu khảo sát chi tiết vùng ô nhiễm địa phương hoặc theo số liệu tính toán lý thuyết của vùng đó. Chia ra các chỉ số tương đối ô nhiễm: tuyến tính (λb), diện tích (b) và thể tích (μb).

Để đặc trưng cho các kích thước tuyến tính vùng ô nhiễm đề nghị xét hai chỉ số tuyến tính tương đối: λHb, λBb thể hiện tỷ số của dộ dài tuyến tính cực đại vùng ô nhiễm (Lb) với một độ sâu đặc trưng nào đó (H*), hoặc chiều rộng của đối tượng nước (B*):

λH,b=LbH size 12{λ rSub { size 8{H,b} } = { {L rSub { size 8{b} } } over {H rSub { size 8{*} } } } } {} (3.21)

λB,b=LbB size 12{λ rSub { size 8{B,b} } = { {L rSub { size 8{b} } } over {B rSub { size 8{*} } } } } {} (3.22)

Ở đây Lb - khoảng cách từ chỗ đổ nước thải đến tuyến đo, nơi nồng độ tới hạn của chất bằng PDK; H*B* đối với sông tính được giá trị trung bình của độ sâu và độ rộng dòng với một chế độ cụ thể trên đoạn sông đang xét; H* - độ sâu trung bình của thủy vực tại vùng ô nhiễm hay độ sâu trung bình thủy vực. Giá trị λBb đối với thủy vực không cần tính.

Chỉ số diện tích tương đối vùng ô nhiễm (b) tính theo các công thức:

ηb=ΩbΩ size 12{η rSub { size 8{b} } = { { %OMEGA rSub { size 8{b} } } over { %OMEGA } } } {} (3.23)

μb=WbW size 12{μ rSub { size 8{b} } = { {W rSub { size 8{b} } } over {W} } } {} (3.24)

với bWb - diện tích và thể tích ô nhiễm, tính hoặc đo với các điều kiện thủy văn cụ thể; W - diện tích chung và thể tích nước trên đoạn đang xét với các điều kiện như thế.

Các chỉ số nhóm này có thể tính cho các điều kiện trung bình nào đó (thí dụ Q50 % hay với mực nước dâng bình thường cho hồ chứa), đối với điều kiện không thuận lợi (Q95 % v.v...). Sử dụng các chỉ tiêu nhóm này cho phép đánh giá sự thay đổi trạng thái vệ sinh dưới ảnh hưởng của các nhân tố quyết định - sự thay đổi các đặc trưng thủy văn chủ yếu. Tại GGI đã thực hiện phân tích quan hệ các kích thước vùng ô nhiễm trong các sông ngòi (b, Zb) từ sự biến động của các đặc trưng thủy văn chủ yếu (Qp, Qt) đối với sông ngòi dạng khác nhau (đồng bằng, đồi núi, lớn, trung bình và nhỏ) và đề xuất phương pháp đơn giản tính toán các chỉ số phân bố không gian chất ô nhiễm phụ thuộc vào lưu lượng nước và dạng sông ngòi (phương pháp toán đồ).

Đánh giá:
0 dựa trên 0 đánh giá
Nội dung cùng tác giả
 
Nội dung tương tự