 |
АвтоАвтоматизацияАрхитектураАстрономияАудитБиологияБухгалтерияВоенное делоГенетикаГеографияГеологияГосударствоДомДругоеЖурналистика и СМИИзобретательствоИностранные языкиИнформатикаИскусствоИсторияКомпьютерыКулинарияКультураЛексикологияЛитератураЛогикаМаркетингМатематикаМашиностроениеМедицинаМенеджментМеталлы и СваркаМеханикаМузыкаНаселениеОбразованиеОхрана безопасности жизниОхрана ТрудаПедагогикаПолитикаПравоПриборостроениеПрограммированиеПроизводствоПромышленностьПсихологияРадиоРегилияСвязьСоциологияСпортСтандартизацияСтроительствоТехнологииТорговляТуризмФизикаФизиологияФилософияФинансыХимияХозяйствоЦеннообразованиеЧерчениеЭкологияЭконометрикаЭкономикаЭлектроникаЮриспунденкция
Процессы распространения контаминантов сточных вод в речных потоках
Изучение процессов, определяющих характер распространения загрязнения сточными водами в реках, представляет интерес для оценок условия загрязнения поверхностных вод. а также для обоснования правильного подхода к проведению наблюдений за качеством воды в водотоках. При этом необходимо рассматривать процессы переноса, определяющие условия смешения сточных и речных вод, и трансформации контаминантов в речном потоке.
7.1. Перенос контаминантов в речном потоке
При сбросе сточных вод в реку происходит их перенос и смешение с водным потоком, характер которых определяет распространение контаминантов, содержащихся в сточных водах по течению реки.
Для оценки размеров этих зон и распределения концентрации сточных вод внутри них пользуются описанием процесса смешения в водном потоке моделью турбулентной диффузии, согласно которой наряду с конвективным переносом в речном потоке происходит смешение мигрантов, интенсивность которого описывается законом Фика с коэффициентом турбулентной диффузии. определяемым выражением (Караушев, 1969):
D=   = g / (МС), (7.1),
где С- коэффициент Шези (м1/2 с-1), М = 0,7 С + 6 при 10 <C <60 и М=48 при С>60; в качестве характерного значения можно принимать = 0,005.
Соответственно в прямолинейном водном потоке малой глубины концентрация сточных вод (контаминанта) описывается дифференциальным уравнением планового потока в координатах x, y:
 (7.2),
где vх и vy - средние по глубине скорости потока в направлениях х и y, D- коэффициент турбулентной диффузии.
В общем случае решения уравнения (7.2) получаются методами численного моделирования (Хубларян, 1991), причем наиболее достоверные результаты достигаются, если определять величину D решением обратной задачи по данным режимных наблюдений.
Для практических оценок процесса рассмотрим решение уравнения (7.2) в наиболее простой постановке для стационарной задачи (при  в прямолинейном потоке реки в направлении х с постоянной глубиной h и скоростью течения v=vx , при постоянном значении коэффициента D. В качестве типового рассмотрим случай сосредоточенного сброса сточных вод с расходом Q0 и концентрацией расчетного компонента (контаминанта) с0 у берега реки (рис.4), имеющей в створе выпуска расход Q при Q0<<Q.
В этом случае по характеру распространения сточных вод в поперечном сечении реки выделяются по течению реки три зоны: I - первоначального смешения, где сточные воды распространяются до противоположного берега; II - частичного смешения, где происходит постепенное выравнивание содержания сточных вод по ширине реки; III - полного смешения, где концентрация сточных вод становится практически постоянной по ширине реки.
В зоне первоначального смешения влияние берегов пренебрежимо мало и для избыточной концентрации мигранта можно использовать решение уравнения (7.2) в неограниченном потоке с источником в точке x = 0, y = 0 которое при rv>>D имеет вид (Лукнер, Шестаков, 1986):
   , (7.3.) причем максимальная концентрация сmax будет у берега реки и в каждом створе определится из (7.3) при r = x:
 . (7.4)
Размер зоны первоначального смешения l0 получается, если, принимая в уравнении (7.3) x=l0 и  , считать концентрацию с, соответствующей" следу" появления мигранта с концентраций с0 , составляющей малую часть по отношению к концентрации мигранта при полном перемешивание по ширине реки сср =с0 Q0 /Q. При этом, имея также виду, что l0 >>N, можно привести выражение (7.3) к виду
 ,  (7..5) Соответственно, для величины l0 получается формула
l0 =  (7.6) причем зависимость между величинами  0 и  представляется следующими данными:
0,1 0,2 0,5 1 2 3 5 7 10
 0,32 0,42 0,65 0,42 0,22 0,097 0,017 2,7.10-3 1,6.10-4
(при < 0,1 практически можно считать  ).
Принимая для оценочных расчетов D согласно (7.1), при = 0,005 и  , соответствующему значению  0,1, получим
 . (7.7)
В зоне частичного смешения максимальная избыточная концентрация мигранта определяется из уравнения (Шестаков, 1961):
  (7.8)
Для определения расстояния lсм до зоны полного смешения где соотношение  Q/с0Q0 становится близким единице, приведем значения  в зависимости от  , определенные из (7.8):
0,1 0,2 0,3 0,4 0,5 0,6 0,8 1,0
1,000 1,003 1,009 1,022 1,045 1,073 1,16 1,287
Находя по этим данным при заданной полноты смешения, характеризуемой величиной , величину , рассчитывается далее величина lсм по формуле
lcм=  . (7.9) Считая, в частности, полное смешение с точностью до 10%, т, е, при  1,1, получим = 0,64 и тогда
lсм=0,6  . (7.10)
Принимая для приближенной оценки величину D согласно (7.1) при = 0,005, получим
 (7.11)
Для учета извилистости свободно меандрирующих рек расчетную величину величину lсм рекомендуется уменьшить примерно на 20% (Нежиховский. 1990).
Приведенное решение применимо и для выпуска сточных вод посередине реки, - в этом случае во всех зависимостях следует только заменить N на 0,5N, Q0 на 0,5Q0 и Q на 0,5Q.
Из выражений (7.7) и (7.11) можно видеть, что для крупных рек размеры зон смешения могут достигать очень больших величин (порядка км и десятков км), что следует учитывать как при оценке распространения контаминантов в реках, так и при обосновании мест отбора представительных проб речной воды.
7.2. Трансформация контаминантов в речном потоке
Характерным для трансформации (гидрохимических превращений) в сточных вод в реках является самоочищение при разложении органических веществ путем окисления. Для количественного описания этого процесса используется следующая система уравнений для концентраций содержания органики со (в единицах БПК) и дефицита кислорода ск (последняя является разницей между концентрациями при насыщении и текущим значением):
  (7.12) где K1 - константа окислительной трансформации, К2 - коэффициент реаэрации.
Решение уравнений (7.12) при начальных условиях с0 = с  и ск = с  при t = 0 дает выражения
с0=с exp(-K1t), (7.13)
 (7.13а)
В равномерном водном потоке с постоянной скоростью v время t связано с расстоянием вдоль реки l соотношением t=l/v/.
Для учета диффузионного рассеивания мигрантов уравнения (7.12) должны состыковаться с уравнением (7.2), составляя систему уравнений для концентраций с0 и ск, решение которых для сравнительно простых условий привел Л.Л.Пааль (1972). Представления о более сложных моделях процессов контаминации в водотоках привел М.Г. Хубларян (1991).
Качественная картина изменения состава органических контаминантов сброса сточных вод выглядит следующим образом: непосредственно за местом сброса сточных вод образуются участок деградации с наибольшими значениями БПК, затем на септическом участке органика активно разлагается и содержание кислорода сокращается до минимума, наконец, на участке восстановления содержание кислорода восстанавливается и завершается трансформация органики (Хубларян,1991).
Величина К1 зависит главным образом от вида контаминантов (сточных вод), и содержания в воде микроорганизмов. Рекомендуемые значения для "биологически <мягких> органических веществ (глюкоза, фенол, спирты) К1= 0,3 -1сут-1 , для "биологически жестких" органических веществ (капролактам, сероводород К1 = 0,05сут-1 для целлюлозы К1=0,003-0,04сут-1 (Основы прогнозирования..., 1982), для городских и стоков К1=0,2-0,3 сут-1, для расчетов по БПК К1= 0,08 сут-1; для аммонийного азота К1=0,04 - 0,06сут-1 (Нежиховский, 1990). Величина К2 зависит от расхода водотока (Хубларян, 1991), его рекомендуемые значения меняются от 0,4сут-1 для рек с малой скоростью течения до 1,6сут-1 для быстрых рек (Нежиховский, 1990).
Для оценки времени практически полного очищения tпр можно, исходя из решения (7.13), считать tпр=  , а соответствующее ему расстояние предельного очищения будет lпр = v.tпр.
Пример расчета. При характерных для городских и хозбытовых стоках значениях K1 =0,2-0,3сут-1имеем tпр =15-20сут, что при типичном для водотоков значении скорости течения v=0,2м/сут = 20км/сут дает весьма значительное расстояние полного очищения lпр =300-400км.
Заметим, что приведенные зависимости дают значение избыточной концентрации мигранта, определяемой только влиянием выпуска сточных вод, так что для определения полной концентраций мигранта к расчетному значению следует добавить концентрацию мигранта в реке выше створа выпуска. При определении исходных характеристик состава и минерализации речных вод следует иметь в виду их зависимость от водного режима реки, для чего могут использоваться корреляционные связи состава и минерализации речных вод с расходами реки (Фадеев и др.,1989).
Характерными видами контаминации в речных потоках являются также эвтрофирование при чрезмерном поступлении биогенных элементов (азота и фосфора) и закисление воды "кислотными дождями" (Тушинский, 1987; Нежиховский, 1990).
Для многих элементов (особенно, тяжелых металлов) большое значение имеют концентрирование и перенос во взвешенной форме. Наибольшие величины относительного переноса во взвешенных частицах (в % от общего содержания в воде) составляют Fe, Mn, Co, V, Сr (97-98,5%), Pb, Ni, Zn (90-95%), Cu(до80%), Cd(65%). Миграция этих контаминантов обусловливается процессами осаждения во взвеси с учетом возможного взмучивания донных отложений, а также проявлений различных физико-химических процессов (сорбция, выщелачивание. поглощение биотой), происходящих в толще водного потока. При этом основной объем загрязнения переносится взвешенными наносами в период половодья, а в остальное время содержание загрязнения в взвешенных частицах обычно бывает незначительным.
Нередко ведущую роль в загрязнении водных систем играют донные отложения (техногенные илы), для которых характерны тонкодисперсный состав и специфический запах (сероводородный, нефтяной). Участки русла с такими илами - при их мощности до нескольких метров - могут протягиваться на десятки километров. Являясь по выражению В.И.Вернадского "подводной почвой", донные отложения определяют многие особенности экологии водных систем. Время отрицательного воздействия загрязнения донных отложений может быть очень велико и при этом может сохранятся возможность перехода загрязнения из донных отложений в водную фазу. Таким образом, концентрирование загрязнения в донных отложениях свидетельствует лишь о временном иллюзорном самоочищении водного потока.
При изучении процессов рассеяния в донных отложениях принципиальное значение имеют морфологические особенности речного русла, гидродинамическая структура водного потока и формы нахождения химических элементов. Реальные модели процессов формирования загрязнения в донных отложениях пока что не отработаны и его анализ, как правило, производится только на уровне эмпирического обобщения экспериментальных данных (Сает и др., 1990).
В мировой практике для анализа качества речных вод используются различные программные продукты, в которых на модельном уровне воспроизводится процессы, происходящие в речной воде и наносах при поступлении различных видов загрязнителей. Примером таких моделирующих программ является WASP5, которая доступна через интернет на сайте Агентства по охране окружающей среды США по адресу www. epa. gov. Эта программа включает модельное описание общего баланса потока (сток воды и наносов), процессов переноса химических мигрантов, процессов окисления, нитрификации, денитрификации, осаждения и трансформации фитопланктона; отдельные блоки программы содержат модели эвтрофикации с учетом циклов фосфора, азота и растворенного кислорода, а также модели процессов переноса и трансформации тяжелых металлов.
Литература к главе 7
Алексеев В.С. Патогенные микроорганизмы в подземных водах. Водоснабжение и сантехника, N11, 2003.
Караушев А.В. Речная гидравлика. 1969.
Лукнер Л., Шестаков В.М. Моделирование миграции подземных вод. 1986.
Мироненко В.А., Румынин В.Г. Проблемы гидрогеоэкологии, тома 1,2, 1998; том 3, 1999.
Нежиховский Р.А. Гидролого-экологические основы водного хозяйства. 1990.
Орадовская А.Е., Лапшин Н.Н. Санитарная охрана водозаборов подземных вод. 1987.
Пааль Л.Л. Расчет разбавления сточных вод в реках. В кн. "Качество воды и рыбное хозяйство рек и внутренних водоемов". 1972.
Сает Ю.А. и др. Геохимия окружающей среды. 1990.
Сан ПиН, 21.4. 1074-01. Питьевая вода. Гигиенические требования к качеству воды централизованных систем питьевого водоснабжения. Контроль качества.
Тушинский С.Г. Качество природных вод: наблюдения, прогнозирование. //Итоги науки и техники. Серия "Охрана природы и воспроизводство природных ресурсов", том18, 1987.
Фадеев В.В., Тарасов М.Н., Павелко В.Л. Зависимость минерализации и ионного состава воды рек от их водного режима 1989.
Хубларян М.Г. Водные потоки. 1991.
Шестаков В.М. К вопросу о смешении сточных вод в реках. //Водоснабжение и санитарная техника, N7, 1961.
Bolke K., Beims U., Heers E.W/ Grundwasserschliessung, 2000.
|
Заключение.
| Контаминационные процессы имеют многосторонний характер, существенно осложняющий возможности их моделирования, особенно на детерминированном уровне построения геомиграционных моделей. При проведении дальнейших исследований в этом направлении следует особое внимание обратить на обоснование в комплексе геомиграционных моделей эффективных методов термодинамического моделирования процессов гидрохимических превращений. Следует также продолжить разработку методических позиций лабораторных и полевых определений параметров геомиграционных процессов. При лабораторных работах особую значимость имеет обоснование размеров образцов и времени опыта с учетом масштабного эффекта перехода от лабораторных к натурным условиях. При полевых опытно-миграционных работах необходимо устанавливать масштабы проведения трасерных опробований, включая обоснование расходов и времени опробований, позволяющих получить представительные значения расчетных параметров. Несомненную значимость представляют натурные исследования на объектах проявления загрязнения подземных вод с организацией гидрогеоэкологических полигонов. К такого рода объектов относятся участки складирования промышленных отходов и крупных водозаборов, где должны обосновываться геоэкологические воздействия объектов на окружающую среду, размеры зон санитарной охраны и показатели качества используемых подземных вод. Создание и эффективное функционирование такого рода полигонов следует рассматривать, как важнейшую государственную задачу вневедомственного характера. |
Поиск по сайту: