Стольберг Ф.В. Экология города (урбоэкология)

Подождите немного. Документ загружается.

Раздел 4. Воздушная среда города

131

'&'

37п •Sh

где g — ускорение силы земного тяготения, м/с

; И — глубина потока, м; п

—

коэффициент шероховатости русла; Sh — коэффициент Шези, л/м/с.

Одним из основных внешних диффузных (равномерно распределенных

по всему потоку) источников поступления в водный объект веществ является

неорганизованный поверхностный сток. В этом случае интенсивность алло-

хтонного поступления вещества в водный объект определяется по формуле:

q с

^ пов пов

L-w '

где Q

noe

и С

пов

— расход и концентрация вещества в поверхностном стоке соот-

ветственно, м

/с и г/м

; L — протяженность водосборной территории вдоль

водного объекта, м; w — площадь живого сечения потока, м

. При отсутствии

диффузного поступления вещества извне величина/ принимается равной нулю.

Для консервативного вещества прогноз качества воды при наличии его

внешнего диффузного поступления в водный объект производится по формуле:

С(х) = С

+ -f х .

Если в водный объект поступают сточные воды одного или нескольких выпус-

ков, то прогноз качества воды осуществляется на основе баланса масс веществ

с учетом их возможной трансформации в водной среде. Расчет концентрации

вещества в максимально загрязненной струе производится в этом случае по фор-

муле:

N С -С

тах

=С

-ехр(гх

) +Х

сг

'„

ехр (ух),

где С

— концентрация вещества в фоновом створе, г/м

; С

СТ

. — концентра-

ция вещества в сточных водах i-ro выпуска, г/м

; n

— кратность разбавления

сточных вод i-ro выпуска в контрольном створе; х

и х

ст

. — расстояния от

фонового створа и выпусков сточных вод до контрольного створа, м; N —

количество выпусков сточных вод.

Для консервативных веществ расчет ведется по этой же формуле при ве-

личине коэффициента неконсервативности к = 0.

Если в водный объект одновременно поступают сточные воды организо-

ванных выпусков и неорганизованный поверхностный сток с территории, то

решение определяется в соответствии с принципом суперпозиции для некон-

сервативных веществ по формуле:

тах

= С

' ехр (г- х

) + I

сг

ехр (у х)+f (I - ехр (у х

)).

Для консервативных веществ в этом случае используется формула:

N С

ГТ

— С. f

max S Jf n.

132

Экология города

При оперативном прогнозе качества воды учитывается изменчивость про-

цесса его формирования во времени. В этом случае используется уравнение

продольной дисперсии для неустановившихся условий:

|f = при С(х,0) = 0.

dt дх

дх

В общем виде это уравнение не имеет аналитического решения и решает-

ся численными методами. Однако в ряде частных случаев такое решение су-

ществует. При прогнозе последствий аварийного залпового сброса сточных вод в

водный объект процесс трансформации и переноса веществ водным потоком

описывается зависимостью:

, М ( (х-у • t)

. \

где М — масса поступившего со сточными водами вещества, г; w — площадь

живого сечения потока, м

Двухкомпонентные модели качества воды получили широкое распростра-

нение при прогнозных расчетах содержания органических веществ, оценивае-

мого величиной ВПК, и растворенного кислорода в воде водоемов и водото-

ков. Содержание кислорода в поверхностных водах определяется соотноше-

нием его поступления, главным образом, в процессе атмосферной реаэрации

и потреблением его в основном на процессы биохимического окисления орга-

нических веществ.

Атмосферная реаэрация представляет собой процесс поступления кисло-

рода из атмосферы в воду через свободную поверхность потока. Поступление

кислорода в водный объект ограничивается его растворимостью в воде. Ко-

личественной характеристикой растворимости кислорода является величина

концентрации насыщения, то есть концентрации растворенного кислорода в

воде, при которой кислород находится в состоянии равновесия. Величина

концентрации насыщения зависит от температуры воды и определяется по

таблицам или рассчитывается по эмпирической формуле:

С = 14,62 - 0,4042- Т+ 0,00842 Т

- 0,00009 Т\

где Г — температура воды, °С.

Скорость переноса кислорода через свободную границу потока характеризу-

ется коэффициентом реаэрации. Величина этого коэффициента зависит от темпе-

ратуры и солености воды, турбулентности потока, характеристик газообмена между

водой и атмосферой. Экспериментально установлено, что процесс реаэрации

обусловливается явлением молекулярной диффузии на границе сред "вода—воз-

дух". Существует ряд эмпирических формул для определения величины коэффи-

циента реаэрации. Наибольшее распространение получила формула О'Коннора-

Доббинса, полученная для турбулентного потока при температуре воды 20° С:

^ = 3,68^'

где к

— коэффициент реаэрации, 1/сут.; v — скорость течения, м/с; И —

глубина потока, м.

Раздел 4. Воздушная среда города

133

Обычно величина коэффициента реаэрации лежит в диапазоне от 0,1 до

2,0 1/сут. Зависимость величины коэффициента реаэрации от температуры

учитывается по формуле:

Величина коэффициента неконсервативности для ВПК может меняться в

диапазоне от 0,05 до 0,7 1/сут. Для природных вод она обычно принимается

равной 0,23 1/сут.

Прогноз величины ВПК и содержания растворенного кислорода в по-

верхностных водах, как правило, производится на основе математической

модели Стриттера-Фелпса. Эта модель справедлива при следующих огра-

ничениях:

• расход и гидравлические характеристики потока постоянны;

• в водоеме соблюдается режим полного перемешивания.

В общем случае система уравнений Стриттера-Фелпса для турбулентного

потока записывается в виде:

где Е — коэффициент продольной дисперсии, м

/с; L — величина ВПК,

г0

/м

; D — величина дефицита кислорода, г/м

; ^ и к

— величины коэффи-

циента неконсервативности для ВПК и коэффициента реаэрации соответ-

ственно, 1/с; / и г — интенсивность внешнего поступления органических

веществ в единицах ВПК и растворенного кислорода соответственно, г/м

• с.

Под дефицитом кислорода понимается разность между величиной кон-

центрации насыщения С и концентрацией растворенного кислорода S.

Решением этого уравнения при граничных условиях L(0)=L

и D(0)=D

является

(Т) = к

(20) • 1,024

т-2

°.

Е — — v — — к -D + к -L- г = 0,

L = L

-ехр(7, • х) + j- (1 - ехр(у • х));

•

ехр (7,

•

х) —

•

ехр (у

•

х)

~ к

134

Экология города

Анализ решения при показывает, что при отсутствии аллохтонного

поступления органических веществ в водном объекте дефицит кислорода

стремится к нулю. Это означает, что в результате процесса самоочищения

содержание кислорода в воде выходит на уровень насыщения. Если в водный

объект поступают органические вещества, например, с поверхностным сто-

ком с прилегающей территории, то дефицит кислорода отличен от нуля и

стремится к величине f/k

Содержание растворенного кислорода при этом

устанавливается на уровне S=C—f/k

. При большом поступлении органичес-

ких веществ (если / > С • к

) растворенный кислород полностью расходуется

на биохимическое окисление органических веществ и содержание его в вод-

ном объекте приближается к нулю.

Многокомпонентные модели качества воды используют для прогноза со-

держания в водоемах и водотоках веществ, связанных между собой процесса-

ми взаимной трансформации. Особенно важно учитывать взаимную транс-

формацию веществ в водной среде в случаях, когда в процессе трансформа-

ции в водной среде образуются новые нормируемые вещества, то есть

происходит вторичное загрязнение водного объекта. Явление взаимной транс-

формации веществ достаточно характерно для процессов самоочищения вод-

ных объектов. В частности, в основе кругооборота азота, фосфора, углерода

лежат процессы взаимной трансформации веществ, и с этим явлением тесно

связан процесс эвтрофирования водных объектов.

Прогноз содержания азотсодержащих веществ. Одним из основных цик-

лов взаимной трансформации веществ в водном объекте является кругообо-

рот азота — одного из главных биогенных элементов. В основе трансформации

соединений азота в водной среде лежит процесс нитрификации. Нитрифика-

ция представляет собой процесс окисления минеральных форм азота и осуще-

ствляется в две стадии. На первой стадии в результате жизнедеятельности

нитрифицирующих бактерий рода Nitrosomonas происходит окисление ам-

монийных форм азота до нитритных:

+ ОН" + 1,5 • 0

-> Н

+ N0, + 2 • Н

На второй стадии нитрифицирующие бактерии рода Nitrobacter окисля-

ют нитритные формы азота до нитратных:

+ 0,5 -0

NO3 .

Краткосрочный прогноз (до 4 суток) содержания в водном объекте мине-

ральных форм азота с учетом процесса нитрификации в условиях турбулент-

ного потока производится на основе математической модели Харлемана. Эта

модель имеет вид:

v^~k

-N

= 0, ДГ(О) = JV

;

Раздел 4. Воздушная среда города

135

где D — коэффициент продольной дисперсии, м

/с; v — скорость потока,

м/с; N

, N

— концентрации азота аммонийного, нитритного и нитратно-

го соответственно, г/м

; к

, к

— коэффициенты трансформации аммонийной

и нитритной форм азота, 1/с; N

, N

— начальное содержание минераль-

ных форм азота в водной среде, г/м

Предложенная система уравнений имеет аналитическое решение:

JV, = N

- ехр(у-х);

= Y

' ' (

exp

(X ' X) ~

exp

20 ' (

P (7l '

У>

( к.

•

exp (7,

•

x) - kj

•

exp (y.

•

x) \

= (

1 +

-k] J

- exp (y

• x)) + N„,

где

7, = 2^7) * (v — V v

+ 4A:, • D)', y

= ^ • (v - ^ v

+ 4k

-D ).

Анализ приведенных зависимостей при х-»«> показывает, что по завер-

шении процесса нитрификации весь азот переходит в нитратную форму.

При этом содержание азота аммонийного в воде постоянно уменьшается, а

азота нитратного увеличивается. Другая картина наблюдается для нитрит-

ной формы азота. Это промежуточная, относительно неустойчивая форма

минерального азота. Коэффициент неконсервативности азота нитритного

составляет 10,4 1/сут., что свидетельствует о большой скорости процесса

биохимической трансформации. В процессе нитрификации содержание азота

нитритного сначала увеличивается, а затем снижается до нуля. Максимум

содержания нитритного азота может существенно превышать его предельно

допустимую концентрацию, даже в случае отсутствия его в водном объекте

до начала процесса нитрификации. Это означает, что нитрификация мине-

ральных форм азота может приводить к временному вторичному загрязне-

нию водного объекта.

Такие расчетные зависимости можно использовать только для кратко-

срочных прогнозных расчетов. Если срок прогноза превышает 4 суток, эти

зависимости дают большое отклонение от натурных данных. Поэтому для

проведения среднесрочных и долгосрочных прогнозов используют более слож-

ные модели, в основе которых лежит кинетика Михаэлиса-Ментен-Моно.

Использование кинетики Михаэлиса-Ментен-Моно, отражающей основные

принципы теории ферментативной кинетики, позволяет учесть роль нитри-

фицирующих бактерий в процессе нитрификации и описать динамику изме-

нения биомассы бактерий и потребления ими субстратов (минеральных форм

136

Экология города

азота). Основными характеристиками развития биомассы и потребления суб-

страта (питательного вещества) являются:

• плотность бактерий X — количество сухой массы бактерий в единице

объема;

• удельная скорость роста бактерий ц — величина, численно равная уве-

личению единицы сухой массы бактерий за единицу времени;

• коэффициент урожайности у — величина, численно равная увеличению

биомассы бактерий за счет потребления единицы субстрата. Величина

коэффициента урожайности показывает, какая доля потребленного суб-

страта идет на увеличение биомассы, следовательно всегда у < 1;

• константа полунасыщения k

— концентрация субстрата, при которой

скорость роста биомассы равна половине максимальной;

• коэффициент смертности бактерий k

— величина, характеризующая

скорость отмирания бактерий.

В общем виде уравнения Михаэлиса-Ментен-Моно записывают как:

dS _ ^ max S . X .

dt У ' S+k

dX _ и . . v — h . Y

~dt~ ~ ^

max

S+k *

где S — концентрация субстрата, г/м

; X — плотность биомассы, г/м

В процессе нитрификации минеральные формы азота выполняют роль

субстратов для нитрифицирующих бактерий. Применительно к этому про-

цессу уравнения Михаэлиса-Ментен-Моно записываются в виде:

dN Д I N.

dN И 1 N^ u , N

и1,

2 ~шах2 2 .

, ~maxl 1 у . »г/г>\ ЛТ •

-Ж —уГ' Wk

ИГ'

{

)

dN, _Ц

тах1

St ' N^k

v -

~ ^maxl • '

\ ~ k

\ ' -^i(O) = Х

1 si

dX N

-fit

^max2

2 ~

dl '

V *

^20'

2 s 2

где X

— плотность биомассы Nitrosomonas и Nitrobacter соответствен-

но, г/м

; (X

maxl

, |i

max2

— максимальные удельные скорости роста этих бакте-

рий, 1/с; y

— коэффициенты урожайности, k

— константы полу-

Раздел 4. Воздушная среда города

137

насыщения, г/м

; k

, k

— коэффициенты смертности для Nitrosomonas и

Nitrobacter соответственно, 1/с.

Эта система дифференциальных уравнений не имеет аналитического ре-

шения и решается численными методами. Наиболее распространенным ме-

тодом решения в этом случае является метод Рунге-Кутта. Приведенная мо-

дель используется для прогнозных расчетов на период не более 10 суток. При

необходимости проведения прогноза на больший срок используются более

сложные модели на основе кинетики Михаэлиса-Ментен-Моно, учитывающие

процессы минерализации органических форм азота, роль фито- и зоопланк-

тона в круговороте азота в водной экосистеме.

Прогноз качества воды в эвтрофированных водных объектах. Причинами

антропогенного эвтрофирования водных объектов являются:

• высокий уровень антропогенной нагрузки на водные объекты, часто

превышающий их ассимилирующую способность;

• регулирование речного стока, приводящее к изменениям гидрологичес-

кого режима водных объектов и нарушению природных условий функ-

ционирования водных экосистем;

• увеличение забора воды на нужды населения, промышленности и сель-

ского хозяйства, приводящее, особенно в летний период, к снижению

уровней воды в реках и водоемах.

Особую опасность представляет поступление в водные объекты большого

количества биогенных элементов с сельскохозяйственными, городскими и про-

мышленными стоками. Содержание в водной массе биогенов приводит к гипер-

продукции органических веществ, нарушению кислородного режима и основ-

ных экосистемных механизмов. Вода приобретает неприятный вкус и запах и

становится непригодной для большинства видов водопользования. Степень эв-

трофирования водных объектов зависит от соотношения продукционно-деструк-

ционных процессов в водной массе. Это соотношение во многом определяется

структурой водной экосистемы, общий вид которой представлен на рис. 3.22.

фито-

зоо-

бактерио

Рис. 3.22. Структура водной экосистемы

138

Экология города

Как правило, водная экосистема включает в себя планктонную, бентосную

подсистемы и подсистему высшей водной растительности (ВВР). Каждая из

указанных подсистем в свою очередь включает в себя более простые подсис-

темы нижнего уровня. В состав планктонной подсистемы входят фито-, зоо-

и бактериопланктон. Бентосная подсистема представлена микрофито-,

макрофито-, макрозоо- и бактериобентосом. Подсистема ВВР включает в

себя собственно растительную часть, а также планктон, бентос и перифи-

тон на ВВР.

Прогноз состояния эвтрофированных водных экосистем может осуще-

ствляться на основе математической модели STOOKS, описывающей зависи-

мость показателей качества воды от биотических и абиотических компонент

экосистемы с учетом специфики процессов продукции и деструкции в каж-

дой подсистеме. В качестве основных показателей состояния экосистемы при-

нимаются величина БПК, концентрация растворенного кислорода и величи-

на биомассы фитопланктона. В общем виде математическая модель записы-

вается следующим образом:

• [l-^(-P

)]C

J+9

bod

;

•[l-^(-P

)]C

bod

)+k

sat

-C

);

d R

• [1

где В. — биомасса фитопланктона в i-й подсистеме; C

bod

— БПК

полн

; C

—

концентрация растворенного кислорода; C

sat

— величина предельного насы-

щения воды кислородом; С

— концентрация взвешенных веществ; ос —

весовой коэффициент i-й подсистемы; &

— коэффициент формы, отражаю-

щий влияние формы поперечного сечения русла на первичную продукцию

органического вещества для i-й подсистемы; а.„ — максимальное значение

1 и max

удельной продукционной способности в условиях оптимальной освещеннос-

ти; р — коэффициент, отражающий влияние лимитирования биогенами на

первичную продукцию органического вещества; к, — температурный коэф-

фициент; г — коэффициент дыхания водорослей для i-й подсистемы; k

—

коэффициент, отражающий влияние рН водной среды на бактериальную де-

струкцию органического вещества; k

— коэффициент бактериальной дест-

рукции в i-й подсистеме; к

— коэффициент, отражающий влияние темпера-

туры на бактериальную деструкцию органического вещества; ф

Ьос|

— интен-

сивность аллохтонного поступления органических веществ в единицах БПК

по11

в водный объект; к

— коэффициент атмосферной реаэрации; у — коэффи-

Раздел 4. Воздушная среда города

139

циент конструктивного обмена, равный отношению части валовой первич-

ной продукции фитопланктона, идущей на образование новых клеток, к об-

щей валовой продукции сообществ; k

— коэффициент, отражающий влия-

ние скорости течения в области лимитирующих и критических значений на

процессы первичного продуцирования и деструкции органического вещества;

ц — кислородный эквивалент фитопланктона; £ — скорость поедания фито-

планктона зоопланктоном; 8 — коэффициент, учитывающий воздействие тех-

ногенных факторов на смертность фитопланктона.

Приведенная система дифференциальных уравнений не имеет аналити-

ческого решения и решается методом численного моделирования с исполь-

зованием ЭВМ.

3.10. Формирование подземных вод

на урбанизированных территориях

Из всех элементов литосферы наибольшей динамичностью и скорос-

тью ответной реакции на воздействие техносферы обладают подземные

воды. К подземным водам относят все виды воды, находящиеся ниже по-

верхности земли.

По характеру связи с горными породами и степени подвижности подзем-

ные воды подразделяют на три группы: химически связанную, включая кон-

ституционную, кристаллизационную и цеолитную; физически связанную,

включая прочносвязанную, рыхлосвязанную и капилярную; и свободную воду.

Химически связанная вода удерживается внутри минералов, слагающих поро-

ды, силами, значительно превышающими силу тяжести. Удаляется из минера-

лов при нагревании. Полное разрушение кристаллической решетки с удалением

конституционной воды происходит при температурах в несколько сот градусов.

Кристаллизационная вода удаляется при температуре, превышающей 105° С;

цеолитная выделяется постепенно, начиная с температур порядка 40° С.

Физически связанная вода содержится главным образом в тонкодисперс-

ных породах и удерживается на поверхности частиц силами, имеющими элек-

трическую природу. Диполи прочносвязанной воды входят в состав гранулы

коллоидной мицеллы, рыхлосвязанная вода входит в состав диффузного слоя,

располагающегося вокруг адсорбционного слоя, молекулы которого удержи-

ваются силами молекулярного притяжения. Рыхлосвязанная вода может пе-

редвигаться в процессе выравнивания толщины гидратной оболочки у сосед-

них частиц, а также под влиянием осмотических и электроосмотических сил.

В глинах количество рыхлосвязанной воды может достигать 30%, а суммар-

ное количество связанной воды — до 50%.

Капиллярная вода является наиболее подвижной из всех видов связанной

воды. Капиллярная вода не подчиняется закону силы тяжести и передвигает-

ся в капиллярных порах снизу вверх от уровня подземных вод. Ограничение

подвижности связано с действием сил поверхностного натяжения на границе

раздела "вода—порода".

140 Экология города

Свободная (гравитационная) вода заполняет поры и пустоты в горных поро-

дах и передвигается в них под влиянием силы тяжести сверху вниз или в раз-

личных направлениях под влиянием перепада давлений (градиента напора).

Научно-технический прогресс неразрывно связан с использованием и

загрязнением подземных вод. Основными стимулами к использованию под-

земных вод в индустриальную эпоху были потребность в более качественной

и здоровой, чем поверхностная, воде и большее удобство использования

подземной воды, источник которой максимально приближен к объекту водо-

снабжения. На протяжении столетий человек использует природную систему

очистки и доставки воды к месту использования. Эта природная система,

включающая водоносные горизонты, разделяющие их водоупорные слои,

перекрывающие ненасыщенные грунты и почвы, в силу своей большой ем-

кости и специфических свойств в большинстве случаев обеспечивает более

устойчивое водоснабжение, по сравнению с поверхностными источниками

воды. Однако в пределах практически любого региона ресурсы подземных

вод по объему всегда уступают поверхностным. Так, ресурсы поверхностных

вод, формируемые на территории Украины в маловодный год, составля-

ют 29 700 млн м

, а прогнозные ресурсы подземных вод не превышают

7000 млн м

, что в четыре с лишним раза меньше. В ряде случаев подземные

воды не удовлетворяют требованиям, предъявляемым к питьевой воде.

В настоящее время основной объем используемой человеком подзем-

ной воды — это пресные воды, циркулирующие в зоне активного водообме-

на, простирающейся от приповерхностных слоев земли до глубин от сотен

метров до 1 км. Питание подземных вод осуществляется в основном из ат-

мосферных осадков, вымывающих из почв, грунтов зоны аэрации и пород

водонасыщенной зоны накопленные там и постоянно пополняемые загряз-

няющие вещества. Первый от поверхности водоносный горизонт — грунто-

вые воды, в силу своей приближенности к источникам загрязнения и отсут-

ствию изолирующих слоев повсеместно загрязнен. Загрязнение этих вод в

городах настолько значительно, что их очистка для последующего исполь-

зования нецелесообразна.

Межпластовые воды, залегающие на глубинах до 100 м, имеют сравни-

тельно большую защищенность от поверхностных загрязнений. Циклы во-

дообмена этих горизонтов составляют от нескольких лет до нескольких де-

сятков лет. Эти воды в настоящее время широко используют для водоснаб-

жения населенных пунктов. Однако в последние десятилетия тенденции к

техногенному загрязнению неглубоко залегающих подземных вод Украины

наметились на трети всех эксплуатируемых водозаборах питьевых вод. На-

пример, в Харькове на водозаборах, расположенных в черте города, в воде

верхнемелового водоносного горизонта, залегающего в интервале глубин

40—80 м, фиксируется сверхнормативное содержание нефтепродуктов, сле-

ды фенолов, пестицидов. В пределах Харьковской промьфлленно-городской

агломерации, несмотря на наличие перекрывающего регионального водо-

упора эоценовых мергелей, в процессе эксплуатации межпластовых вод верх-

немелового водоносного горизонта в него проникают загрязненные грунто-

вые воды. За 80 лет эксплуатации верхнемелового водоносного горизонта