Введение.
Актуальность диссертации. Минеральные и органические вещества, обнаруживаемые в составе поверхностных вод, дифференцируются на загрязняющие вещества естественного происхождения, присутствие которых обусловлено гео- и биохимическими превращениями и циркуляцией природных веществ, и загрязняющие вещества антропогенного происхождения. Наличие последних в водной среде является результатом использования несовершенных технологий в интенсивно развивающихся промышленном и сельскохозяйственных производствах. Продуцирование и масштабное применение в хозяйственных и бытовых целях многих типов индивидуальных соединений и смесей синтетических веществ приводит к прогрессирующему по объемам техногенному загрязнению поверхностных и подземных вод, которое особо характерно для промышленно развитых регионов. Острота возникающих в связи с этим экологических проблем связана, в частности, с высокой токсичностью многих обнаруживаемых в воде соединений, способностью некоторых из нкх кумулироваться в различных органах и оказывать аллергенное, канцерогенное, эмбриотропное, тератогенное и мутагенное действия. Указанные обстоятельства выдвигают требования жесткого санитарно-гигиеническрго нормирования качества природных вод, особенно в случае их использования для целей хозяйственно-питьевого водоснабжения. Такое нормирование в настоящее время осуществляется путем определения группового или раздельного содержания отдельных соединений химическими, физико-химическими методами анализа и использованием научно-обоснованных нормативов на содержание отдельных веществ - предельно допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ.
По данным зарубежных исследователей в окружающую среду поступают свыше 60 тысяч химических соединений. В природных водах комплексом физико-химических методов анализа идентифицировано в настоящее время более 2200 органических соединений и значительное число неорганических и металлорганических соединений.
Среди неорганических загрязняющих веществ большое значение имеют соединения тяжелых металлов - мышьяка, ртути, хрома, свинца, цинка, кадмия. В массовых количествах соединения этих элементов поступают в водоемы со стоками 1 предприятий добывающей и металлургической промышленности, цехов гальванических покрытий и целлюлозно-бумажных предприятий (ЦБП). Тяжелые металлы обладают токсичными и канцерогенными свойствами, способностью к
накоплению в живых организмах, приводят к угнетению аэробной микрофлоры, обеспечивающей самоочищение водоемов. Самостоятельный интерес пред-стввляет контроль содержания в поверхностных водах нитратов и нитритов, которые в организме человека трансформируются в нитрозоамины, обладающие канцерогенными свойствами.
Состав органических веществ в поверхностных водах характеризуется большим разнообразием: обнаруживаемые в воде соединения представлены всеми основными классами органических веществ. Наибольшую опасность для человека и водных экосистем представляют полициклические ароматические углеводороды, хлорорганические пестициды, галоидорганические соединения, органические азотсодержащие вещества. Серьезную проблему представляет загрязнение водной среды нефтью и нефтепродуктами. В нефти и нефтепродуктах, характеризующихся чрезвычайно сложным составом, идентифицировано свыше 1000 индивидуальных соединений, что составляет незначительную часть от полного состава.
Нефтяное загрязнение обуславливает поступление в поверхностные воды парафиновых, циклопарафиновых, ароматических, высокомолекулярных гетероорганических соединений, фенолов, эфиров, кислот, спиртов, азотсодержащих и сернистых соединений.
Существенный вклад в техногенное загрязнение водной среды вносят предприятия по переработке природного сырья (например, коксохимические производства), основного органического синтеза, производства красителей и пестицидов. Концентрации загрязняющих веществ в поверхностных водах могут достигать нескольких десятков ПДК.
Загрязняющие вещества значительно различаются по химическим, физико-химическим и токсикологическим свойствам. Например, по растворимости в воде, химической активности (в т.ч. устойчивости), значениям ПДК. Растворимость изменяется от полной растворимости (метиловый спирт) до крайне малых значений (гербицид семерон, растворимость которого в воде 0,058 % масс, при 20 °С). Имеются загрязнители, обладающие одновременно хорошей растворимостью, относительной стабильностью в водной среде и низкими значениями ПДК (например, фенол, ПДК которого 0,001 мг/л). Следует отметить также наличие в воде веществ с крайне низкими пороговыми значениями обнаружения их по запаху. Так пороговая концентрация по запаху для 2,4-дихлорфенола составляет 0,0006 мг/л приЗО°С.
Немаловажным обстоятельством является неустойчивость и высокая реакционная способность отдельных соединений. Фталевый ангидрид, например, в
водной среде образует фталевую кислоту, которая затем трансформируется в диалкилфталаты. Оксибензойная кислота в водных растворах, содержащих минеральные кислоты, распадается на фенолы и двуокись углерода. Номенклатура загрязняющих веществ в реках часто хорошо коррелирует с характером производства, осуществляющих сброс сточных вод в бассейны рек.
Для задач экологического мониторинга качественный и количественный анализы загрязняющих веществ в сточных и природных водах имеет важное прикладное и научное значение. Разработка методик определения отдельных классов загрязняющих веществ (групповой анализ) или их индивидуального состава в настоящее время является самостоятельным разделом современной аналитической химии. Сложность решаемой проблемы обуславливает использование всего комплекса химических и физико-химических методов анализа для идентификации органических загрязнителей в объектах окружающей среды, в том числе и в водной среде.
Дифференциальное определение индивидуальных веществ в сложных многокомпонентных системах базируется на различии физических свойств составляющих ее компонентов, обусловленных различиями элементного состава и строения молекул.
Широко применяемые в настоящее время в системах экологического мониторинга водных объектов методы спектрометрической идентификации органических соединений (масс-, ИК-, ЯМР-, УФ-спектроскопия и спект-рофлуориметрия) позволяют решать задачу качественного и количественного анализа сложных смесей и определять содержание индивидуальных соединений на уровне ПДК.
В проблеме экологического мониторинга и управления качеством вод выделим следующие основные задачи.
1. Разработка критериев качества воды в зависимости от целей ее использования (на питьевые нужды, для производственных целей, для полива сельскохозяйственных угодий и т.п.). Существующий в настоящее время ГОСТ 2974-82 "Вода питьевая (гигиенические требования и контроль за качеством)" не отвечает современным требованиям, так как он устанавливает предельно допустимую концентрацию (ПДК для ряда металлов, а из "органики" - лишь для фенола и (суммы) нефтепродуктов. По предварительным данным в речной воде обнаруживается до нескольких сотен органических веществ, что требует разработки нового стандарта качества питьевой воды для решения экологических проблем.
2. Определение степени пригодности воды (для питья, производственных нужд
и т.п.). Для решения задачи требуется следующая информация, накапливаемая в банке данных: критерии качества воды, состав загрязнителей и их концентрация в анализируемой пробе воды.
3. Выявление "виновника" - предприятия, загрязняющего воду.
Для решения задачи требуются экологические паспорта предприятий (с указанием состава и концентрации загрязнителей). В простейших случаях, когда в воде обнаружены уникальные загрязнители, характерные для определенных предприятий, эта задача может быть решена с помощью информации, накапливаемой в банке данных.
В случаях, когда обнаруженные загрязнители не могут быть с помощью математических методов с достаточной достоверностью отнесены к тому или иному предприятию, для решения задачи необходимо использовать либо знания о предыстории "технологической деятельности" предприятий (характерные времена сбросов, качественный и количественный состав сбросов и др.), либо систему математических моделей распространения, накопления и деструкции органических загрязнителей.
В более сложных случаях, когда в воде обнаружены загрязнители, отличные от паспортных, может потребоваться проведение специальных научных исследований, либо выявление предприятий с изменившейся технологией производства.
4. Определение ущерба от загрязнения воды. Для решения задачи необходимы тщательно обоснованные методики оценки экономического, социального, культурного и других аспектов ущерба, наносимого природе, народному хозяйству, культуре региона, здоровью населения и др. Причем требуется комплексный подход к учету различных факторов ущерба от загрязнения. В настоящее время используются различные методики, позволяющие рассчитывать лишь экономический ущерб, да и получаемые по этим методикам оценки ущерба чрезвычайно занижены, что не позволяет использовать штраф, налагаемый на предприятие-виновника загрязнения реки, как эффективный метод предотвращения сброса неочищенных сточных вод.
Накопление полной информации об экологических свойствах загрязнителей в банке экологических знаний может стать основой для разработки с помощью специалистов различного профиля обоснованных методик комплексной оценки ущерба от загрязнения.
5. Определение предельно допустимого выброса (ПДВ) для каждого вещества. Отсутствие эффективных методов и средств контроля качества воды привело к такой практической мере борьбы с загрязнениями: сточные воды промпредприятий
перед сбросом в реку разбавляются чистой водой до уровня ПДК по контролируемым веществам. Однако наличие большого числа предприятий в бассейне реки может приводить к суммарно большим концентрациям загрязнителей, значительно превышающим ПДК в местах водопользования, что в действительности и имеет место. Поэтому вместо разбавления стоков до уровня ПДК необходимо (исходя из требований непревышения концентрации вещества уровня ПДК в пункте контроля) рассчитывать для каждого из предприятий региона (или для групп предприятий) с учетом их паспортных данных (например, удаленность от места водопользования и др.)» сезона года и уровня воды в реке допустимый объем сброса загрязняющего вещества.
6. Прогнозирование уровня загрязнения, момента времени прихода волны сброса в данный пункт водопользования. Решение задач прогнозирования, как сформулированной, так и множества других, является неотъемлемой частью процесса управления качеством воды в регионе. Лицам, принимающим решения (ЛПР) на уровне территориального управления, необходима своевременная информация об ожидаемом в месте водозабора (максимальном) уровне концентрации загрязняющих веществ в воде при залповых сбросах или аварийных выбросах на предприятиях региона. Им также необходимо иметь прогноз времени прихода волны сброса загрязнений в данный пункт водозабора, необходимо иметь информацию об интервале времени, в течение которого ожидается превышение ПДК в данном пункте и др. сведения.
Получение этих сведений может быть обеспечено с помощью математических моделей процессов распространения и деструкции загрязнителей в проточных водоемах, вопросам разработки которых и посвящена настоящая диссертация.
При разработке многокритериальных комплексных оценок состояния водоемов исключительно важным является выполнение международных обязательств, связанных с Конференцией ООН по окружающей среде и развитию 1992 г. в Рио-де-Жанейро, отраженных в документах «Повестка дня на XXI век», Конвенции по биологическому разнообразию (1995), Рамочной конвенции ООН об изменении климата (1994) и Киотского протокола к ней (1997).
Многие проблемы принятия решений являются не только многоатрибутными, но и многоцелевыми. При этом большинство процедур решения многоцелевых задач защиты окружающей среды сводятся к задачам математического программирования. Для правильной оценки принятых решений требуется, чтобы для каждого альтернативного решения проводилась оценка риска его принятия. Правильное решение как правило основано на надежной входной информации,
имеющейся в базах данных. Однако эта информация редко бывает абсолютно достоверной. Это приводит к неопределенности, источником которой являются две причины: недостоверность данных и неточность решающих алгоритмов и правил.
Основной причиной неопределенности данных являются ошибки измерения. Однако в некоторых случаях неопределенности имеют принципиальный характер и связаны с неопределенностью положения границ между качественно различными областями. Например, неопределенность разграничения двух классов земельных участков на пологие и крутые в зависимости от величины склона. Для решения проблемы неопределенности были разработаны различные теоретические модели, включая байесовские решающие правила и нечеткие алгоритмы.
Как отмечалось выше, основной задачей многоатрибутного оценивания является построение комбинации качественно различных показателей в единые интегральные оценки или индексы. В случае булевских показателей удобным инструментом для получения комплексной оценки являются логические операции. Для непрерывных величин, как правило, используются взвешенные линейные или полиномиальные комбинации базовых показателей, которые в некоторых случаях умножаются на функции-ограничения. Таким образом, задача многоатрибутного оценивания сводится к задаче определения весовых коэффициентов интегральных индексов.
В настоящее время в задачах многоатрибутного оценивания и многоатрибутного принятия решений широко применяются нечеткие методы. Проблема нечеткого многоатрибутного принятия решений относится к числу наиболее важных и актуальных. Это связано в первую очередь с большими объемами информации различного качественного характера, на основании которой требуется осуществлять принятие правильных решений. Раработке методов, алгоритмов и программно-информационного обеспечения решения этой важной проблемы в части важного и актуального направления эколого-экономического анализа водных объектов и посвящена данная диссертационная работа.
Основные направления исследований данной кандидатской диссертации выполнялись в соответствии с проектами Российского фонда фундаментальных исследований № 98-04-48259 и № 02-04-48233.
Научная новизна диссертации состоит в следующем: • Разработаны основные принципы и концептуальная модель динамики
проточного водоема, в основу которой положены представления о трех
основных взаимодействующих компонентах загрязненного водоема: ресурсе,
потребителе и загрязнении. Разработанная модель имеет важное значение для
10
прогнозирования евтрофикации и устойчивости техногенно-природных систем проточных водоемов.
Разработана математическая модель суперпозиции промстоков, которая позволяет прогнозировать эффект суммирования загрязнения с учетом химических веществ, поступающих в главную реку из притоков. При этом концентрация загрязняющих веществ в каждом отдельном водотоке может вполне соответствовать экологическим нормативам. В то же время в главной реке в момент суперпозиции волн загрязнения произойдет значительное превышение экологических норм по загрязняющим веществам. Предложен метод нечеткой классификации ингредиентов сточных вод (СВ), который позволяют разделить весь спектр загрязняющих веществ, входящих в состав сточных вод, на два класса: загрязнение и ресурс. Метод основан на использовании нечетких бинарных отношений и позволяет химические ингредиенты СВ, отнесенные к классу загрязнения, объединить в суммарное загрязнение, а ингредиенты, отнесенные к классу ресурс, - в суммарный ресурс. Предложена методика и разработаны алгоритмы идентификации промышленного предприятия виновного в загрязнении водоема, которая основана на распознавании образов промышленных предприятий в многомерном конфигурационном пространстве концентраций ингредиентов СВ, с учетом разбавления СВ промышленных предприятий в результате их переноса к месту водозабора.
Разработана трехкомпонентная математическая модель динамики проточного водоема, которая учитывает взаимодействия трех основных компонентов природно-техногенных систем проточного водоема: загрязнения, ресурса и потребителя. Математическая модель водоема включает четыре модификации: (1) сосредоточенная дифференциальная модель динамики СВ; (2) одномерная распределенная дифференциальная модель распространения СВ от постоянно действующего источника сброса; (3) одномерная распределенная дифференциальная модель распространения аварийного сброса сточных вод; (4) двухмерная распределенная дифференциальная модель распространения сточных вод от постоянно действующего источника сброса. Разработано программно-информационное обеспечение автоматизированной системы оценки и прогнозирования качества воды в районе целлюлозно-бумажных предприятий "АСКВ-ЦБП", которая позволяет в рамках удобного интерфейса и без специальных знаний как в области программирования, так и в специальных предметных областях экотоксикологии водных объектов,
11
экологического и математического моделирования, теории классификации и кластеризации, использовать разработанные в диссертации алгоритмы и программные средства для прогнозирования динамики природно-техногенных систем проточного водоема.
Практическая значимость диссертации состоит в следующем: Разработанное методическое и программно-информационное обеспечение автоматизированной системы оценки и прогнозирования качества воды в районе целлюлозно-бумажных предприятий "АСКВ-ЦБП" было практически использовано для прогнозирования загрязнения проточных водоемов в районе ЦБП Бай Банг в Северном Вьетнаме и может быть предложено для аналогичных оценок в районе других целлюлозно-бумажных предприятий, а также в качестве инструментария в экспертных системах и системах экологического мониторинга.
На основании экспериментальных данных о составе сточных вод ЦБП Бай Банг проведено моделирование динамики СВ при различных положениях водовыпуска, что позволило оптимизировать водовыпуск на ЦБП Бай Банг. На основании результатов моделирования проведена оценка экономической эффективности природоохранных мероприятий в районе ЦБП Бай Банг и оценка предотвращенного экологического ущерба.
Разработанная методика анализа аварийных несанкционированных сбросов была практически использована для идентификация промышленного предприятия виновного в загрязнении проточного водоема в районе ЦБП Бай Банг.
12
Глава 1. Современное состояние научных исследований по математическим моделям экологического анализа воздействия промышленных предприятий на окружающую среду
1.1. Математическое моделирование распространения промстоков целлюлознобумажных предприятий в проточных водоемах
Предельно допустимая нагрузка (ПДН) на водный объект определяется его физическими особенностями, а также способностью к нейтрализации примесей. Однако, поскольку воздействие на водные объекты связано с угрозой разрушения экологической системы, ограничение нагрузки только с точки зрения поступления в воду промышленных отходов явно недостаточно. В этих случаях речь должна идти о разработке нормативов предельно допустимой экологической нагрузки на водный объект (ПДЭН)[1].
В соответствии с основными документами, регламентирующими водопользование, — "Правилами охраны поверхностных вод от загрязнения сточными водами", "Методикой расчета предельно допустимых сбросов (ПДС) веществ в водные объекты со сточными водами" и пр. [1-29] осуществляются расчеты допустимых нагрузок на водоемы (Сдоп). При этом допустимая нагрузка Сдоп определяются как разность между установленной нормативной нагрузкой (т.е. возможностью) и уже существующей (Ссущ) [1]. Например, если под нормативной нагрузкой понимается концентрация некоторого вещества (Снорм), то возможность отведения этого вещества в данный водоем (Сдоп) составит; Сдоп = Снорм—Ссущ.
Если показатели состава и свойств воды в водном объекте изменились под прямым или косвенным влиянием производственной деятельности и бытового использования населением и стали частично или полностью непригодными для одного из видов водопользования, то такой водный объект считается загрязненным. Если различные примеси находятся в пределах, допускаемых нормативами, водный объект считается загрязненным.
Состояние водной среды во времени и пространстве изменяется под действием целого ряда факторов: внешних источников (сбросов, притоков), внешних стоков (изъятие воды, грунта, биоты), взаимодействий (химических, биохимических, экологических), перемещений (течений, молекулярной и турбулентной диффузии, осаждения). Полный учет всех этих факторов при оценке рассеяния загрязнителей в водной среде едва ли возможен [29].
Сбросы по существу являются источником загрязнителей, в этой роли их и
13
следует учитывать. Изъятия существенны, если их объемы сопоставимы с объемом водоема (например, с речным потоком). Взаимодействия в большинстве случаев трудно учесть количественно. А вот роль перемещений в рассеивании загрязнителей, видимо, и будет основной, а поэтому подлежащей учету.
Из них основное внимание уделяется течениям и турбулентной диффузии, так как молекулярная диффузия характеризуется весьма малой скоростью (что показано выше), а осаждение существенно, когда заметна концентрация твердой фазы (что бывает очень редко).
Течения играют существенную роль в переносе загрязнителей в реках и отдельных районах морей и океанов, причем более значимым и всеобщим фактором, по-видимому, является турбулентная диффузия [29].
Вследствие антропогенного воздействия природная вода загрязняется различными веществами, что приводит к ухудшению ее качества. Следует выделить следующие тенденции в изменении качества природных вод под влиянием хозяйственной деятельности людей [30]:
снижение рН пресных вод в результате их загрязнения серной и азотной кислотами из атмосферы, увеличение содержания в них сульфатов и нитратов;
повышение содержания ионов кальция, магния, кремния в подземных и речных * водах вследствие вымывания и растворения подкисленными дождевыми водами карбонатных и других горных пород;
повышение содержания в природных водах ионов тяжелых металлов, прежде всего свинца, кадмия, ртути, мышьяка и цинка, а также фосфатов (>0,1 мг/л), нитратов, нитритов и др.;
повышение содержания солей в поверхностных и подземных водах в результате их поступления со сточными водами, из атмосферы и за счет смыва твердых отходов (например, солесодер-жание многих рек ежегодно повышается на 30—50 мг/л и более;
из 1000 т городских отходов в грунтовые воды попадает до 8 т растворимых солей);
повышение содержания в водах органических соединений, прежде всего биологически стойких (ПАВ, пестицидов, продуктов их распада и других токсичных, канцерогенных и мутаген-ных веществ);
снижение содержания кислорода в природных водах, прежде всего в
Ф результате повышения его расхода на окислительные процессы, связанные с
эвтрофикацией водоемов, с минерализацией органических соединений, а также
вследствие загрязнения поверхности водоемов гидрофобными веществами и
14
сокращения доступа кислорода из атмосферы (в отсутствие кислорода в воде развиваются восстановительные процессы, в частности сульфаты восстанавливаются до сероводорода);
снижение прозрачности воды в водоемах (в загрязненных водах размножаются вирусы и бактерии, возбудители инфекционных заболеваний);
потенциальная опасность загрязнения природных вод радиоактивными изотопами химических элементов.
Природная вода, подвергаемая антропогенному загрязнению, называется денатурированной или природно-антропогенной [30]. В случае необходимости перед использованием воды в промышленности ее очищают в соответствии со специфическими требованиями данного производства.
Физико-химические параметры, характеризующие состояние водного объекта, непрерывно изменяются во времени под воздействием антропогенных, естественных гидрологических и гидробиологических условий, а также факторов формирования стока. Нестационарный случайный процесс этих изменений можно описать уравнением [31]:
5Д0 = <(0+*Д0, p = U,m, (1.1)
где Sp(t) - значение р-го контролируемого параметра водного объекта; /»/(/) -
детерминированная составляющая процесса; Xp(t) - стохастическая составляющая; m - число контролируемых параметров.
Поэтому задачу определения математических моделей распространения примесей в водных объектах можно разделить на две части [31]: 1) разработка модели, описывающей детерминированную составляющую; 2) разработка модели, описывающей стохастическую (случайную) составляющую.
Моделирование загрязнения природных вод -достаточно сложная задача. Это обусловлено большим числом факторов, влияющих на процесс загрязнения, и разнообразием форм загрязнения. Ограничимся рассмотрением моделей, описывающих процессы переноса и разбавления вредных веществ, а также самоочищения водных объектов за сравнительно небольшой промежуток времени.
Рассеяние загрязнителей в жидкой фазе (водной среде) при отсутствии перемешивания фаз (ветра, течений и т. п.) происходит за счет молекулярной диффузии. Диффузия - самопроизвольный процесс переноса вещества за счет беспорядочного движения атомов, молекул, ионов, коллоидных частиц в газах, жидкостях и твердых веществах в направлении области меньшей концентрации.
15
Количественно диффузия описывается законами Фика [29]:
1-й закон Фика
= -DS—dt dx
(1.2)
2-й закон Фика
„8C = D—г-
dt дх2
(1.3)
где п - количество диффундирующего вещества, S - сечение, перпендикулярное потоку вещества, t — время, С — концентрация диффундирующего вещества, D - коэффициент диффузии, х — координата в направлении диффузии.
Коэффициенты диффузии загрязнителей в различных средах могут быть найдены в справочниках или рассчитаны по уравнению Эйнштейна:
?> =
RT
A 6nrjr
(1.4)
где R- универсальная газовая постоянная. А- число Авогадро, ц - вязкость среды, г - радиус диффундирующей частицы, Г-абсолютная температура.
Уравнение (1.4) было выведено для коллоидных систем, однако для приближенной оценки коэффициентов диффузии его можно применять и для истинных растворов.
Эйнштейн и Смолуховский показали также, что в коллоидных растворах среднее смещение частиц (Дх) можно найти из выражения:
(1.5)
По уравнению (1.5) можно приближенно рассчитывать среднее смещение границы загрязнения в различных средах за определенный промежуток времени, а по уравнению:
t=-
2?>
(1.6)
находить время прохождения фронтом загрязнителя пути Ах.
16
Точные расчеты переноса загрязнителей от точки выброса можно провести, решив уравнение (1.3). Однако это уравнение не имеет общего решения, а может быть решено лишь при определенных граничных условиях.
Если имеется постоянный выброс загрязнителя, концентрация которого в выбросе постоянна и равна Со, а концентрация С в начальный момент в любых точках, кроме точки выброса, равна нулю, то граничные условия имеют вид:
1)С = 0 при t = 0;
2) при х = 0, С = Со = const и не зависит от времени.
Решение уравнения (1.3) при этих граничных условиях имеет вид:
(1.7)
где второй член, стоящий в скобках, - интеграл вероятностей (трансцендентная функция Крампа), определяемый по специальным таблицам.
Естественно, что отсутствие перемешивания (ветра, течений и т.п.) в природных средах явление достаточно редкое, поэтому и расчеты по уравнению (1.7) с использованием коэффициентов молекулярной диффузии имеют ограниченное значение. На практике применяются другие, значительно более сложные расчеты.
Экспериментальные определения коэффициентов турбулентной диффузии показали [29], что в морях они зависят от "масштаба длины" (для 0,1 км - 103 см2/с, для 1 км - 104 см2/с, для 10 км - (3-5) -10s см2/с - ориентировочно) и уменьшаются с глубиной (приведенные величины относятся к поверхностному слою, а на глубине порядка 60 м они меньше примерно на один порядок). Используя эти значения коэффициентов турбулентной диффузии, можно оценивать рассеяние загрязнителей в крупных водоемах по (1.5), а более точные расчеты проводить по (1.7).
Концентрация загрязнителя в реке (С), если его поступление во времени постоянно и равно А, определяется выражением:
(1.8)
где Q - расход реки в единицу времени, b - фоновая концентрация загрязнителя.
17
Справедливость уравнения (1.8) подтверждена исследованиями состава воды р. Рейн [29].
Кратность разбавления сточных вод (п) в реке можно рассчитать по уравнению
(1.9)
где b - коэффициент, учитывающий степень полноты смешения и разбавления сточных вод, Q - объем воды водоема, q - объем сточной воды. Коэффициент b определяется по формуле:
(1.10)
qd
где а - коэффициент, учитывающий гидравлические факторы смешения; L -расстояние от места сброса стока до рассматриваемого створа по фарватеру реки. Коэффициент а. в свою очередь, определяется как:
(1.11)
где j - коэффициент, зависящий от места выпуска стока (при выпуске у берега j = 1, на стрежне j = 1,5); f - коэффициент извилистости реки, равный отношению расстояния по фарватеру от выпуска до данного створа к расстоянию между ними по прямой; D - коэффициент турбулентной диффузии, который для равнинных рек определяется по формуле:
где v - средняя скорость течения, м/с; Н - средняя глубина, м.
Теоретической основой этого метода расчета также являются законы диффузии Фика (1.2) и (1.3).
Более детальное рассмотрение рассеяния загрязнителей требует решения ~ трехмерного варианта уравнения (1.3), что связано со многими трудностями, хотя такие решения в литературе имеются и используются. |
