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

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 (S_max) 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 viSt≥Smax≥Ss size 12{S rSub { size 8{t} } >= S rSub { size 8{"max"} } >= S rSub { size 8{s} } } {} với S_s -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 Q_p - lưu lượng nước trong sông m³/s; Q_t - lưu lượng nước thải m³/s; S_p - nồng độ chất đang xét trong nước sông, mg/l hay g/m³; S_t - 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 S_đ - thể hiện đại lượng này mức vượt nền tự nhiên tức là vượt hàm lượng chất đang xét trong nước sông (S_p). Nếu như S - nồng độ thực của chát ô nhiễm trong vùng ô nhiễm thì:

S_đ = S - S_p (3.2)

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

S_đt = S_t - S_p (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 S_đt, coi S_đt = 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=St−SpSmax−Sp 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 S_p = 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=(n−1)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 (k_H), 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 k_H (bảng 3.10). Hệ số không bảo thủ khi giảm các chất ô nhiễm sẽ âm, thứ nguyên của k_H - 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 S₀ và S_t - ngồng độ vật chất tương ứng với thời điểm ban đầu và thời điểm t, hệ số k_H,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 (k_H). 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=D∂2S∂x2+∂2S∂y2+∂2S∂z2−u∂S∂y, 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=∂S∂t+vx∂S∂x+vy∂S∂y+vz∂S∂z. 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; v_x, v_y, v_z - 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:

vx∂S∂x=D∂2S∂y2+∂2S∂z2. 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):

vx∂S∂x=D∂2S∂z2. 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]:

∂S∂t=(D−QtϕH)1r∂S∂r+D∂2S∂r2 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 Q_t; 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 Q_t 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 (n_H) có dạng:

nH=0,2481−mdˉ2m2+8,11−md2−m. 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 - v_tb/v_t - tỷ lệ vậntốc dòng chảy trung bình trong dòng và vậntốc chảy của nước thải.

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 S_n các chất đó được xác định từ điều kiện cán cân vật chất (3.1). Địa lượng S_n 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 S_n chỉ đặc trưng tương đối nồng độ trung bình.

Nếu như trong nước sông nồng độ chất ô nhiễm cho trước S_p = 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 S_n 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 S_n theo thời gian có thể hiện như một hàm của suất đảm bảo P_Q lưu lượng nước ngày của sông ngòi chuỗi quan trắc nhiều năm. Nếu Q_t = const và St = const thì suất đảm bảo (%) của nồng độ trung bình:

PSn=(100−PQ) 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 P_b 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 P_b thuận tiện nhất là sử dụng phương pháp đồ thị sau đây. Xây dựng đường cong suất đảm bảo S_n và dẫn đường thẳng đáp ứng PĐK đối với chất ô nhiễm đang xét. Tại điểm cắt của đường cong S_n = f(P) với đường thẳng PĐK nhận được điểm cho suất đảm bảo P_b vượt nồng dộ trung bình chất so chuẩn.

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

P=(100−Pb) 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 S_n với nồng độ tới hạn cho phép (PDK) của chất đó. Khi đó có thể có hai trường hợp: S_n ≥ PDK (nước bẩn) hoặc S_n ≤ PDK (nước sạch). Thế các bất đẳng thức đó giá trị S_n theo công thức (3.1) và biến đổi chúng, nhận được:

ký hiệu vế trái của bất đẳng thức qua φ'

ϕ'=(St−SPDK)Qt(SPDK−Sp)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 S_n, 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 (λ_b), diện tích (_b) và thể tích (μ_b).

Để đặc trưng cho các kích thước tuyến tính vùng ô nhiễm đề nghị xét hai chỉ số tuyến tính tương đối: λ_Hb, λ_Bb thể hiện tỷ số của dộ dài tuyến tính cực đại vùng ô nhiễm (L_b) 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 L_b - khoảng cách từ chỗ đổ nước thải đến tuyến đo, nơi nồng độ tới hạn của chất bằng PDK; H_* và 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 λ_Bb 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 _b và W_b - diện tích và thể tích ô nhiễm, tính hoặc đo với các điều kiện thủy văn cụ thể;  và 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 Q_{50 %} hay với mực nước dâng bình thường cho hồ chứa), đối với điều kiện không thuận lợi (Q_{95 %} 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, Z_b) từ sự biến động của các đặc trưng thủy văn chủ yếu (Q_p, Q_t) 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).