Giao Trinh Mo Hinh Hoa Moi Truong Bui Ta Long

http://www.ebook.edu.vn

Kính mong sự đóng góp ý kiến của tất cả bạn đọc.

Những đóng góp quí báu của bạn đọc sẽ giúp các tác giả nâng cao chất lượng giáo trình này.

Giáo trình này trình bày cơ sở lý luận và thực tiễn xây dựng, ứng dụng mô hình toán phục vụ cho công tác bảo vệ môi trường. Các khái niệm cơ bản như mô hình, mô hình môi trường, mô hình hóa bài toán bảo vệ môi trường không khí, môi trường nước mặt, nước dưới đất được trình bày. Trong giáo trình cũng dành sự lưu ý đặc biệt cho những ứng dụng cụ thể trong bài toán bảo vệ môi trường trên đất nước chúng ta. Giáo trình hướng tới đối tượng là sinh viên, học viên cao học chuyên ngành môi trường và một số ngành liên quan, cũng như giảng viên, nghiên cứu viên tại các trường đại học và viện nghiên cứu.


Bản quyền @ 2008 - Bùi Tá Long, tiến sĩ khoa học,

Lôøi caûm ôn

Giáo trình này ra đời được là nhờ sự động viên và hỗ trợ của quí thầy cô đồng nghiệp mà tác giả đã có dịp làm việc và cộng tác.

Tác giả xin chân thành cảm ơn Lãnh đạo Viện Môi trường và Tài nguyên, Đại học Bách khoa, Đại học quốc gia TP. Hồ Chí Minh, Đại học nông lâm TP. Hồ Chí Minh, Đại học Khoa học Huế, Đại học bán công Tôn Đức Thắng TP. Hồ Chí Minh, Đại học Kỹ thuật Công nghệ TP. Hồ Chí Minh, Đại học Yersin TP. Đà Lạt đã mời tác giả tham gia giảng dạy cho sinh viên, học viên cao học chuyên ngành môi trường.

Tác giả cũng gửi lời cảm ơn chân thành đến các thành viên Phòng Tin học Môi trường, Viện Môi trường và Tài nguyên, Đại học Quốc gia Tp. Hồ Chí Minh, các thành viên khác của nhóm ENVIM đã tham gia thực hiện các phần mềm gắn với mô hình.

Tác giả bày tỏ lời cảm ơn chân thành đến các thầy phản biện đã dành nhiều thời gian để đọc và đóng góp ý kiến nhằm nâng cao chất lượng của tài liệu này.

Cuối cùng tác giả xin cám ơn các học trò của mình đã tham gia rất nhiệt tình phần xử lý số liệu, nhập số liệu cũng như kiểm tra phần mềm, cùng nhiều hỗ trợ khác để nâng cao giá trị về mặt thực tiễn cho giáo trình này.



Lôøi noùi ñaàu

Mô hình hóa với sự trợ giúp của công nghệ thông tin trong thời đại ngày nay đã trở thành một nhánh quan trọng của khoa học hiện đại và là một công cụ rất mạnh để nhận thức thế giới xung quanh. Nghiên cứu mô hình hóa và ứng dụng trên máy tính mở ra những chân trời mới để nhận diện sự phụ thuộc của tin học với toán học và các ngành khoa học khác – cả tự nhiên lẫn xã hội.

Khái niệm “mô hình” chúng ta đã làm quen từ thời thơ ấu. Đồ chơi ô tô, máy bay hay chiếc tầu là những trò chơi yêu thích của con trai; búp bê, con gấu bông là những trò chơi không thể thiếu của bé gái. Trong nhận thức của trẻ em, trong quá trình nhận biết thế giới bên ngoài, những đồ chơi như vậy về thực chất là các mô hình của thế giới thực. Ở tuổi thiếu niên đối với nhiều em thì các trò chơi lego, các mô hình lắp ráp ô tô, máy bay, tàu thủy gần giống với thực tế đã trở nên quyết định trong việc lựa chọn nghề trong tương lai.

Như vậy mô hình là gì ? Cái gì chung giữa một bên là chiếc tàu trò chơi với hình vẽ được thể hiện trên màn hình máy vi tính, thể hiện một mô hình toán học trừu tượng ? Có một điều là giống nhau: trong cả hai trường hợp chúng ta có hình ảnh của một đối tượng thực, thay thế bản gốc nào đó được thực hiện với độ tin cậy và cụ thể nào đó. Nói một cách khác, mô hình là biểu diễn đối tượng dưới một dạng nào đó, khác với dạng thực của nó.

Trong hầu hết các ngành khoa học về thiên nhiên, về thế giới sinh vật hay vô cơ, về xã hội, việc xây dựng và sử dụng mô hình là một thứ vũ khí rất mạnh để nhận thức xã hội. Các đối tượng và quá trình thực thường rất đa dạng và phức tạp cho nên cách tốt nhất để nghiên cứu chúng là xây dựng mô hình. Mô hình được xây dựng chỉ giữ lại một số mặt của hiện thực và


vì thế nó đơn giản hơn. Kinh nghiệm phát triển khoa học trong nhiều thế kỷ đã khẳng định tính đúng đắn của phương pháp tiếp cận như vậy.

Giáo trình này hướng tới đối tượng sinh viên chuyên ngành môi trường, cũng như một số ngành có liên quan. Bên cạnh đó giáo trình này cũng có ích cho học viên trên đại học cũng như giảng viên, nghiên cứu viên thuộc các cơ sở đào tạo và nghiên cứu trong nước.

Giáo trình này được biên soạn dựa trên tài liệu giảng dạy môn học này vào các năm 2005 - 2008 cho sinh viên và học viên cao học tại Viện Môi trường và Tài nguyên, một số trường đại học khác. Trong giáo trình này tác giả đã cố gắng bám sát thực tiễn của đất nước cũng như chương trình đào tạo ngành môi trường. Dù có nhiều cố gắng nhưng chắc chắn giáo trình này vẫn không thể tránh khỏi những tồn tại và hạn chế. Tác giả rất mong nhận được sự đóng góp ý kiến của quý đồng nghiệp cũng như bạn đọc gần xa có quan tâm tới ứng dụng mô hình hóa trong quản lý môi trường cũng như trong nghiên cứu môi trường. Góp ý xin gửi về địa chỉ [email protected], điện thoại 0918017376 hoặc theo địa chỉ trên trang Web: www.envim.com.vn.

TP. Hồ Chí Minh, tháng 6/2008

Tác giả: TSKH. Bùi Tá Long


DANH MUÏC CAÙC TÖØ VIEÁT TAÉT

BOD Nhu cầu oxy sinh hóa

C Cacbon

CAP Computing for Air Pollution – Phần mềm tính toán ô nhiễm không khí

CBOD Nhu cầu oxy sinh hóa các hợp chất cacbon

COD Nhu cầu oxy hóa học

DIP Phôtpho vô cơ hoà tan

DO Oxy hòa tan

DOM Chất khoáng hòa tan

DON Nitơ hữu cơ hòa tan

DOP Photpho hữu cơ hòa tan

EC Độ dẫn điện

ENVIM ENVironmental Information Management software – phần mềm quản lý môi trường

ENVIMAP ENVironmental Information Management and Air Pollution estimation – Phần mềm tính toán mô phỏng ô nhiễm không khí

ENVIMQ2K Phần mềm mô phỏng chất lượng nước kênh sông có ứng dụng GIS

GIS Hệ thống thông tin địa lý

GIS Geographic Information System – Hệ thống thông tin địa

lý


GMS Groundwater – Modeling – System – phần mềm mô phỏng

nước dưới đất

IN Nitơ vô cơ

IP Photpho vô vơ

NBOD Nhu cầu oxy sinh hóa các hợp chất nitơ

NH4 Ammonia

P Phôtpho

PO4 Phôtphat

QUAL2K Phần mềm mô phỏng chất lượng nước kênh sông của Mỹ

SBOD Nhu cầu oxy của bùn lắng

SS Chất rắn lơ lửng

TDS Tổng chất rắn hòa tan

TN Tổng nitơ

TN Tổng nitơ

TP Tổng photpho

.


MUÏC LUÏC

Lời cảm ơn ........................................................................................................iii Lời nói đầu ......................................................................................................... v Danh mục các từ viết tắt .......................................................................................vii Mục lục ........................................................................................................ ix

MỞ ĐẦU ......................................................................................................... 1 Tính cấp thiết của môn học................................................................................. 1 Mục tiêu của môn học......................................................................................... 2 Nội dung môn học............................................................................................... 2 Phương pháp, công cụ được sử dụng.................................................................. 5 Giới hạn của phương pháp mô hình.................................................................... 5

CHƯƠNG 1. TỔNG QUAN VỀ MÔ HÌNH HÓA MÔI TRƯỜNG ..................... 7 1.1. Mô hình vật lý và toán học .......................................................................... 7 1.2. Vai trò của mô hình...................................................................................... 9 1.3. Mô hình như là công cụ quản lý và nghiên cứu môi trường ..................... 13 1.4. Sự phân loại mô hình và các nguyên lý mô hình hóa ................................ 17 1.5. Mô hình hóa môi trường và sự phân loại chúng ........................................ 19 Câu hỏi.............................................................................................................. 25 Tài liệu tham khảo ............................................................................................ 25

CHƯƠNG 2. NHỮNG KHÁI NIỆM CƠ BẢN CỦA MÔ HÌNH HÓA MÔI TRƯỜNG ............................................................................. 26

2.1. Các giai đoạn cơ bản của quá trình xây dựng mô hình môi trường .......... 26 2.2. Các thành phần trong quá trình mô hình hóa môi trường .......................... 37 2.3. Sự phân loại mô hình môi trường ............................................................. 39 2.4. Các nguyên lý cơ bản áp dụng trong xây dựng mô hình môi trường........ 45 Câu hỏi.............................................................................................................. 46 Tài liệu tham khảo ............................................................................................ 47

CHƯƠNG 3. CÁC YẾU TỐ KHÍ TƯỢNG ẢNH HƯỞNG LÊN SỰ PHÁT TÁN CHẤT Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ .............................. 48

3.1. Sự phát tán của chất khí trong khí quyển ................................................. 48 3.2. Các điều kiện ảnh hưởng đến sự phát tán của khí trong khí quyển ........... 51 3.3. Độ ổn định của khí quyển.......................................................................... 56 Câu hỏi.............................................................................................................. 69 Tài liệu tham khảo ............................................................................................ 70


CHƯƠNG 4. MÔ HÌNH HÓA Ô NHIỄM KHÔNG KHI THEO PHƯƠNG PHÁP GAUSS….……………………………………71

4.1. Phương trình cơ bản mô tả sự truyền tải và khuếch tán chất ô nhiễm .......71 4.2. Mô hình Gauss tính toán lan truyền chất ô nhiễm không khí ....................75 4.3. Mô hình phát tán ô nhiễm không khí ISC3 ................................................89 4.4. Bài tập ứng dụng mô hình Gauss .............................................................103 Câu hỏi ............................................................................................................112 Tài liệu tham khảo ..........................................................................................112

CHƯƠNG 5. MÔ HÌNH HÓA Ô NHIỄM KHÔNG KHÍ THEO PHƯƠNG PHÁP BERLIAND....................................................113

5.1. Các phương pháp tiếp cận chính trong việc mô tả khuếch tán khí quyển................................................................................113

5.2. Mô hình Berliand tính toán lan truyền chất ô nhiễm trong khí quyển .....118 5.3. Các bước tự động hoá tính toán theo mô hình phát tán

ô nhiễm không khí....................................................................................125 5.4. Mô hình phát tán ô nhiễm không khí Sutton............................................135 5.5. Phương pháp tính toán nồng độ trung bình..............................................140 5.6. Mô hình Berliand kỹ thuật .......................................................................144 5.7. Bài tập ứng dụng mô hình Berliand .........................................................151 Câu hỏi ............................................................................................................164 Tài liệu tham khảo ..........................................................................................165

CHƯƠNG 6. MỘT SỐ KIẾN THỨC CƠ BẢN LIÊN QUAN TỚI MÔ HÌNH HÓA CHẤT LƯỢNG NƯỚC...................................166

6.1. Hiện tượng lan truyền chất trong môi trường nước .................................166 6.2. Chuyển tải ................................................................................................170 6.3. Khuếch tán / phân tán...............................................................................173 6.4. Sự phân ô..................................................................................................197 6.5. Mô hình hóa chất lượng nước hồ .............................................................200 6.6. Bài tập ứng dụng ......................................................................................214 Câu hỏi ............................................................................................................219 Tài liệu tham khảo ..........................................................................................219

CHƯƠNG 7. MÔ HÌNH STREETER – PHELPS MÔ PHỎNG CHẤT LƯỢNG NƯỚC TRÊN KÊNH SÔNG ...........................220

7.1. Nhu cầu oxy sinh hoá (BOD)...................................................................221 7.2. Sự ô nhiễm do các chất hữu cơ ................................................................223 7.3. Các điểm lưu ý về nhu cầu oxy sinh hóa .................................................225 7.4. Sự oxy hóa các hợp chất của nitơ.............................................................227 7.5. Đường cong diễn tiến oxy hòa tan (đường cong lõm) .............................230 7.6. Mô hình Streeter – Phelps........................................................................232 7.7. Bài tập ứng dụng mô hình Streeter ..........................................................242 Câu hỏi ............................................................................................................252 Tài liệu tham khảo ..........................................................................................253

CHƯƠNG 8. MÔ HÌNH DÒNG CHẢY VÀ LAN TRUYỀN CHẤT CHO KÊNH SÔNG.....................................................................253


8.1. Phương trình vi phân của dòng chảy và lan truyền chất .......................... 253 8.2. Phương pháp số giải phương trình vi phân của dòng chảy và lan truyền chất trong sông................................................................... 262 8.3.Giải số phương trình dòng chảy và lan truyền chất cho kênh sông. ......... 274 Câu hỏi………………………………………………………………………275 Tài liệu tham khảo .......................................................................................... 276

CHƯƠNG 9. MÔ PHỎNG CHẤT LƯỢNG NƯỚC BẰNG PHẦN MỀM QUAL2K............................................................... 276

9.1. Tổng quan về mô hình QUAL2K ............................................................ 276 9.2. Sự phân đoạn trong QUAL2K ................................................................. 277 9.3 Cân bằng lưu lượng.................................................................................. 279 9.4 Các đặc tính thuỷ lực................................................................................ 281 9.5 Thời gian di chuyển ................................................................................. 288 9.6 Công thức tính hệ số phân tán theo hướng dòng chảy ............................. 288 9.7 Mô hình nhiệt độ ...................................................................................... 289 9.8 Mô hình tính toán cho các phần tử ........................................................... 304 9.9 Phần mềm ENVIMQ2K ứng dụng GIS mô phỏng chất lượng

nước kênh sông ........................................................................................ 327 9.10. Bài tập ứng dụng phần mềm ENVIMQ2K mô phỏng chất lượng nước kênh sông do nhiều nguồn xả thải .................................................. 359 Câu hỏi............................................................................................................ 380 Tài liệu tham khảo .......................................................................................... 380

CHƯƠNG 10. MÔ HÌNH HOÁ NƯỚC DƯỚI ĐẤT........................................ 381 10.1. Tổng quan về các mô hình nước dưới đất.............................................. 381 10.2. Điều kiện đầu......................................................................................... 387 10.3. Điều kiện biên........................................................................................ 388 10.4. Một số phần mềm được sử dụng rộng rãi .............................................. 391 10.5. Ứng dụng phần mềm MODFLOW và MT3DMS tính toán mô phỏng lan truyền nitơ trong nước dưới đất - lấy TPHCM làm ví dụ nghiên cứu ............................................................................. 393 Câu hỏi............................................................................................................ 427 Tài liệu tham khảo .......................................................................................... 427

BẢNG ..................................................................................................... 429 HÌNH ..................................................................................................... 432 BẢNG TÍNH ĐỔI ĐƠNVỊ ĐO NỒNG ĐỘ ...................................................... 444


TOÅNG QUAN VEÀ MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG

Hiện nay không có một lĩnh vực nhận thức nào mà người ta không nói đến mô hình. Trong nghĩa rộng, mô hình được hiểu là một cấu trúc được xây dựng trong tư duy hoặc thực tiễn, cấu trúc này tái hiện lại thực tế ở dạng đơn giản hơn, công thức hơn và trực quan hơn. Phần trình bày dưới đây sẽ làm sáng tỏ hơn về mô hình và mô hình hoá môi trường.

1.1. MOÂ HÌNH VAÄT LYÙ VAØ TOAÙN HOÏC Trong lịch sử phát triển con người đã từng sử dụng mô hình. Mô hình là những bức tranh đơn giản về thực tế và là công cụ để giải quyết nhiều vấn đề. Dĩ nhiên, mô hình sẽ không bao giờ chứa đựng tất cả các đặc tính của hệ thống thực, bởi vì, chính nó không phải là hệ thống thật. Nhưng điều quan trọng ở việc mô hình chứa đựng tất cả các đặc tính đặc trưng cần thiết trong phạm vi của vấn đề cần giải quyết hay mô tả.

Ý nghĩa thực tiễn của việc sử dụng mô hình có lẽ được minh họa tốt nhất qua những ví dụ trong thực tế. Trong nhiều năm, người ta đã sử dụng các mô hình vật lý của con tàu để xác định mặt nghiêng, giúp con tàu có được sự cân bằng trong nước. Mô hình vật lý như vậy sẽ có hình dáng và một số thông số chính giống con tàu thật sự, nhưng nó không chứa tất cả các chi tiết chẳng hạn như: sự trang bị máy móc, cách bố trí của cabin, v.v… Những chi tiết như vậy thì không liên quan đến mục đích của mô hình cần nghiên cứu. Những mô hình khác của con tàu đáp ứng các mục đích khác: cách bố trí của các cabin khác nhau, sơ đồ các ống dẫn...

Từ đó, chuyên gia hàng đầu về mô hình môi trường người Đan Mạch Jorgensen M.E. /[6]/ cho rằng mô hình môi trường phải mang những đặc tính lưu ý đến khía cạnh quản lý hay vấn đề mang tính khoa học, đây chính là điều mà các nhà nghiên cứu mong muốn. Môi trường là một hệ

Chöông 1


Giaùo trình Moâ hình hoùa moâi tröôøng

8

thống phức tạp hơn nhiều một con tàu, và điều này nói lên rằng mô hình môi trường là vấn đề cực kỳ phức tạp. Tuy nhiên, nhờ những nghiên cứu mạnh mẽ trong nhiều thập kỷ qua nên ngày nay đã có thể thiết lập được những mô hình môi trường mang tính thực tiễn cao.

Jorgensen đã so sánh mô hình môi trường với các bản đồ địa lý (trên thực tế bản đồ địa lý cũng chính là những mô hình). Các loại bản đồ khác nhau đáp ứng những mục đích khác nhau. Có những bản đồ dùng cho máy bay, tàu thủy, xe hơi, xe lửa, các nhà địa chất và các nhà khảo cổ học và v.v…Tất cả chúng đều khác nhau, bởi vì chúng cần tập trung vào các chi tiết khác nhau. Hơn thế nữa, bản đồ không bao giờ chứa đựng tất cả chi tiết của khu vực địa lý quan tâm, bởi vì hầu hết là không liên quan và mơ hồ đối với mục đích chính của bản đồ.

Tương tự với các bản đồ địa lý mô hình môi trường tập trung vào những mục tiêu chính cần quan tâm. Mục tiêu chính của mô hình sẽ bị lu mờ nếu mô hình lưu ý tới quá nhiều chi tiết không liên quan. Có nhiều mô hình khác nhau của cùng một hệ sinh thái, vì mô hình thích hợp sẽ được chọn lựa tùy theo từng mục tiêu của mô hình.

Mô hình có thể là vật lý, chẳng hạn như mô hình chiếc tàu thí nghiệm dùng để đo lường các tham số thủy động lực học, hay có thể là mô hình toán học, nó mô tả những đặc trưng chính của hệ sinh thái và những vấn đề liên quan bằng ngôn ngữ toán học.

Những mô hình toán đang được chú ý đặc biệt trên thế giới hiện nay. Nhiều hội nghị, hội thảo quốc tế lớn về phương pháp mô hình được tổ chức nhiều nơi trên thế giới. Lĩnh vực của mô hình môi trường đã phát triển rất nhanh chóng trong 2 thập kỷ qua do những nhân tố chính sau đây /Jorgensen S.E., 1989/ :

1. Sự phát triển của công nghệ máy tính, cho phép chúng ta xử lý những phép tính toán rất phức tạp.

2. Những hiểu biết chung về các vấn đề ô nhiễm, bao gồm việc loại trừ hoàn toàn ô nhiễm là không khả thi, nhưng việc kiểm soát ô nhiễm thích hợp với những nguồn kinh tế giới hạn đòi hỏi sự cân nhắc đúng về những ảnh hưởng của ô nhiễm tác động lên hệ sinh thái.

3. Kiến thức về môi trường của chúng ta và các vấn đề về sinh thái đã gia tăng đáng kể. Đặc biệt, chúng ta đã lĩnh hội được nhiều kiến thức hơn về mối quan hệ định lượng trong hệ sinh thái, thuộc tính sinh thái và các nhân tố môi trường.


Chöông 1 – TOÅNG QUAN VEÀ MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG

9

1.2. VAI TROØ CUÛA MOÂ HÌNH NHÖ MOÄT COÂNG CUÏ KEÁT NOÁI THEÁ GIÔÙI TÖÏ NHIEÂN VAØ XAÕ HOÄI LOAØI NGÖÔØI

Ngày nay hầu hết các ngành khoa học đều sử dụng “mô hình”. Tuy nhiên có rất nhiều phương pháp tiếp cận khác nhau cùng sử dùng thuật ngữ “mô hình”. Với nhiều nhà nghiên cứu mô hình được hiểu là các mô hình số phức tạp chạy trên máy tính, trong một số ngành khoa học khác mô hình được hiểu như một dạng mẫu tương tự. Mô hình không chỉ xuất hiện trong khoa học tự nhiên mà còn xuất hiện trong khoa học xã hội. Như vậy ứng dụng của mô hình rất rộng, chúng giúp cho quá trình thông qua quyết định trong cuộc sống hàng ngày.

Như vậy, mô hình là một khái niệm cơ bản của khoa học và đóng vai trò đặc biệt quan trọng trong khoa học môi trường nơi các phép thí nghiệm rất khó tiến hành, trong nhiều trường hợp là không thể (bên cạnh yếu tố không thể bỏ qua đó là giá thành rất cao cho các thí nghiệm). Mặc dù mô hình đã được ứng dụng rộng rãi trong nghiên cứu môi trường như nhiều vấn đề liên quan tới lý luận và thực tiễn của phương pháp mô hình vẫn là đối tượng thảo luận của nhiều hội nghị lớn trên thế giới. Một trong số này được trình bày trong [5]. Trong chương đầu tiên của cuốn sách này với nhan đề “Mô hình như một công cụ chính kết nối tự nhiên và xã hội”, nhà khoa học Nico Stehr đã đưa ra một cách nhìn thật dễ hiểu về mô hình “Thật dễ dàng vẽ một biểu đồ hơn là mô tả chính xác những điều thực tế đang diễn ra”. Theo quan điểm của Stehr, trong nghiên cứu khoa học, thu thập thông tin về đối tượng nghiên cứu là chưa đủ, cần thiết phải tổng quát hóa dữ liệu được thu thập thành các công thức. Bởi vì các công thức này sẽ giúp ta giải quyết những bài toán tương tự và như cách nói của Stehr là giúp ta mở rộng phạm vi hiểu biết và làm giàu tri thức.

Cũng theo Stehr mặc dù mô hình đã được ứng dụng trong nhiều lĩnh vực khoa học (như là những sản phẩm trí tuệ) nhưng vai trò, chức năng của mô hình trong khoa học tự nhiên và khoa học xã hội vẫn còn là đề tài được thảo luận tại các Hội thảo và không phải lúc nào cũng nhận được sự nhất trí cao của các nhà khoa học. Nội dung được thảo luận nhiều là ngôn ngữ diễn đạt, cách giải thích, tính thức tiễn, nguồn dữ liệu, cách hiểu, sự mô tả, cấu trúc, lý thuyết và nhiều điều khác nữa /[5], trang 1/. Hơn thế nữa, bản thân thuật ngữ “model” cũng được định nghĩa theo nhiều cách khác nhau (The American Heritage Dictionary of the English Language, New York: Houghton Mifflin 1969):



10

1. Mô hình là một đối tượng nhỏ, thường được xây dựng theo tỷ lệ, nó mô tả một vài đối tượng thực tế trong tự nhiên.

2. Mô hình là một mẫu thể hiện một sự vật còn chưa được xây dựng trên thực tế, được xem như là kế hoạch (trên thực tế sẽ lớn hơn mẫu) và sẽ được xây dựng.

3. Thuật ngữ “model” có thể là một mẫu được sử dụng để trắc nghiệm về ngữ pháp “ hai mẫu câu có cấu trúc văn phạm tương phản nhau”. (Noam Chomsky)

4. Thuật ngữ “model”có thể được dùng như một kiểu mẫu thiết kế của một đối tượng cụ thể. Ví dụ có thể nói chiếc xe của anh ta là mẫu xe của năm ngoái.

5. Thuật ngữ “model” có thể được dùng cho đối tượng là người tiêu biểu cho một hay nhiều tiêu chí khác nhau.

6. Thuật ngữ “model” có thể là người hay vật thể phục vụ cho họa sĩ hay người chụp hình nghệ thuật.

7. Thuật ngữ “model” có thể dùng chỉ người có nghề nghiệp là trình diễn thời trang.

Những khái niệm theo danh sách trên là chưa hoàn toàn đầy đủ, tác giả Stehr đã thêm vào mệnh đề sau:

1. Mô hình là công cụ tốt

2. Mô hình toán học còn tốt hơn.

Các khái niệm trên một phần nào trả lời câu hỏi về vai trò và chức năng của mô hình trong khoa học. Nếu ai đó cố gắng đưa ra một mẫu số chung nhất cho các mô hình, thì đó chính là chức năng quan trọng nhất của chúng – là sự giảm thiểu độ phức tạp của phạm vi yêu cầu. Tùy theo bối cảnh cụ thể, trong từng lĩnh vực khoa học có ứng dụng mô hình sẽ có những phạm vi yêu cầu cụ thể đối với từng mô hình. Để xác định phạm vi giới hạn của từng mô hình chúng ta cần xác định bắt đầu từ đâu, các vấn đề quan trọng nào cần quan tâm là gì, chúng ta mong muốn tìm kiếm lời giải đáp gì và đánh giá những lời giải có thể tìm thấy được như thế nào.

Đã diễn ra sự tranh luận giữa các nhà khoa học trên thế giới về vai trò đích thực của mô hình trong khoa học. Theo quan điểm của nhà vật lý người Pháp Pierre Duhem /xem [5], trang 3/ mô hình trong khoa học chỉ là một công cụ để giải thích về lý thuyết và có thể được loại bỏ một khi một lý thuyết khác



11

được phát triển. Đáp lại nhà vật lý người Anh Campell /xem [5], trang 3/ cho rằng vai trò của mô hình vượt quá giới hạn như Duhem chỉ ra, cụ thể là mô hình là một công cụ trợ giúp nghiên cứu khoa học “mô hình là một phần thiết yếu (của lý thuyết), không có nó lý thuyết sẽ hoàn toàn không có giá trị”

Theo quan điểm của Stehr không tồn tại phương pháp chung cho mô hình hóa. Tuy nhiên, có hai thuộc tính sau đây thường được quan tâm trong quá trình mô hình hóa, đó là:

- Chất lượng mô hình có cùng cấu trúc

- Kết quả định lượng được tạo ra từ mô hình.

Trong phần minh họa cho lập luận và quan điểm khoa học của mình Stehr đã đưa ra một loạt các ví dụ mô hình cùng quá trình mô hình hóa diễn ra trong các lĩnh vực khác nhau như mô hình xã hội, mô hình kinh tế, mô hình khí hậu như một mô hình kết nối xã hội với thiên nhiên /[5]/.

Các nhà khoa học Nga coi mô hình là công cụ giúp dự báo cũng như tính toán trước những hậu quả có thể trong thực thi các dự án kinh tế và phát triển xã hội. Trong thực tế, bài toán được quan tâm sâu sắc của nhiều dự án là đưa ra được câu trả lời cho câu hỏi : “Điều gì sẽ xảy ra nếu … “, và do vậy bài toán dự báo hậu quả có thể xảy ra do việc thực hiện tác động này hay tác động khác là bài toán trung tâm của nhiều nghiên cứu. Dự báo này được xây dựng trên những tri thức về đặc trưng của các quá trình xảy ra trong thiên nhiên, qui luật phát triển xã hội và sự ảnh hưởng lẫn nhau trong mối quan hệ tương hỗ này.

Các giai đoạn cần thiết cho nghiên cứu khoa học một quá trình bất kỳ diễn ra trong thiên nhiên, trong đó có dự báo sự phát triển của nó là :

- Xây dựng mô hình của quá trình cần nghiên cứu,

- Phát biểu những giới hạn đặc trưng cho quá trình được nghiên cứu theo ngôn từ xây dựng mô hình, phát biểu mục tiêu của nghiên cứu.

Việc thực hiện các giai đoạn kể trên cùng với nhau dẫn tới việc xây dựng mô hình cho quá trình được nghiên cứu. Cần lưu ý rằng mô hình có thể có dạng hình thức (được cho bởi một số hệ thức hệ toán học), cũng như cho dưới dạng cấu trúc mô tả nghĩa là được cho dưới dạng một số qui luật chính quan sát được. Thực tế đã chỉ ra rằng nếu chúng ta có càng nhiều, càng đầy đủ thông tin về các quá trình cần phân tích thì việc dự báo trong phạm vi thời gian đã cho càng chính xác bấy nhiêu cũng như khoảng thời gian dự báo càng lớn thì độ sai số dự báo cũng tăng theo.



12

Tất nhiên, việc xây dựng mô hình không thể là một bài toán đơn giản. Đầu tiên, cần phải có khả năng và các phương tiện (vật chất và kỹ thuật). Thứ hai cần phải hiểu biết các qui luật bên trong sự phát triển xã hội, biết được sự tiến triển các mục tiêu xã hội để từ đó xác định dạng này hay dạng khác tác động của con người lên môi trường. Thứ ba cần phải hiểu ảnh hưởng của những thay đổi có thể trong môi trường và các qui luật phát triển của xã hội. Mỗi bài toán được phát biểu ở trên đều là những bài toán phức tạp. Khả năng giải từng bài toán phụ thuộc vào mục tiêu nghiên cứu được đặt ra cho nghiên cứu, nghĩa là phụ thuộc vào tiêu chí đánh giá các hậu quả của những thay đổi của môi trường dưới tác động của các quá trình xã hội.

Một hệ thiên nhiên hay xã hội phức tạp bất kỳ có thể được mô tả bằng nhiều phương pháp khác nhau. Ý tưởng mô hình hóa cho phép xét các đặc trưng khác nhau của hệ cũng như tham số hóa các dữ liệu thực nghiệm bằng các phương pháp khác nhau. Ngoài ra, trong bất kỳ một hiện tượng thiên nhiên phức tạp nào luôn có một mức độ không xác định tương đối cao liên quan tới kiến thức về bản chất của hiện tượng, về các mối quan hệ nhân-quả, về các tham số ban đầu của các dữ liệu. Trong những điều kiện như thế này việc thiết lập một mô hình “chính xác” trở nên vô nghĩa. Điều quan trọng phải hiểu rằng độ phức tạp của mô hình phải tương ứng với mức độ chính xác của dữ liệu ban đầu và khả năng tính toán của máy tính hiện tại (tốc độ máy tính, khả năng của bộ nhớ, tốc độ xuất màn hình, khả năng của người nghiên cứu xử lý và tư duy các kết quả tính toán nhận được). Chính vì những nguyên nhân này nên người nghiên cứu thường chọn mô hình tương đối đơn giản cho công việc tính toán thực tế. Viện sĩ Samarsky A.A. đã viết: “Người nghiên cứu mô hình thường xuyên nằm giữa hai áp lực: phức tạp hóa và độ chính xác. Một mặt, mô hình do anh ta xây dựng phải đơn giải từ khía cạnh toán học để có thể nghiên cứu nó bằng các công cụ đang có, và kết quả do đơn giải hóa một số giả thiết không bị mất đi tính xác thực của vấn đề”. Trong phát biểu này của viện sĩ Samarsky A.A. thể hiện một nguyên lý mô hình hóa toán học – một mô hình toán bất kỳ phải có độ phức tạp tối ưu, cần và đủ để giải quyết nhiệm vụ được đặt ra

Tóm lại, mô hình hóa các quá trình và hiện tượng xảy ra trong xã hội và thiên nhiên được thừa nhận như một công cụ mạnh giúp hiểu biết sâu hơn bản chất của tự nhiên và giúp loài người nhận được thông tin quí giá về thế giới thực. Thông tin này tiếp tục thúc đẩy sự phát triển các phương pháp mới giải quyết các bài toán khoa học cũng như làm cơ sở thông qua các quyết định quản lý cụ thể.



13

1.3. MOÂ HÌNH NHÖ LAØ COÂNG CUÏ QUAÛN LYÙ VAØ NGHIEÂN CÖÙU MOÂI TRÖÔØNG

Tầm quan trọng của việc sử dụng mô hình trong công tác quản lý môi trường được minh họa trong Hình 1-1. Sự đô thị hóa và phát triển công nghệ đã tác động mạnh vào môi trường. Năng lượng và các chất ô nhiễm được phát thải, xả thải vào môi trường sinh thái, và tại đây chúng gây nên sự phát triển nhanh chóng của tảo hay vi khuẩn, phá hoại các loài khác dẫn tới làm thay đổi cấu trúc sinh thái. Một hệ sinh thái bất kỳ đều rất phức tạp. Chính vì vậy việc tiên đoán các tác động lên môi trường là một nhiệm vụ khá nặng nề. Chính vì lý do này đã biến mô hình trở thành một công cụ có ích bởi vì mô hình là bức tranh phản ánh thực tế. Với kiến thức môi trường sinh thái đầy đủ và hoàn chỉnh, có thể rút ra được những đặc trưng của hệ sinh thái liên quan đến các vấn đề ô nhiễm và qua nghiên cứu để hình thành nên nền tảng của mô hình môi trường. Như được chỉ ra ở Hình 1-1, kết quả mô hình có thể được sử dụng để lựa chọn kỹ thuật môi trường phù hợp nhất cho giải pháp các vấn đề môi trường đặc biệt, hay cho việc xây dựng các bộ luật khung giúp giảm thiểu hay kiểm soát ô nhiễm.

Hình 1-1. Mối liên hệ giữa khoa học môi trường, sinh thái, mô hình hóa môi trường sinh thái, quản lý môi trường và công nghệ môi trường



14

Hình 1-2. Ý tưởng thể hiện vai trò các mô hình môi trường trong quản lý môi trường

Hình 1-1 trình bày ý niệm mở đầu của mô hình môi trường được sử dụng như là công cụ quản lý trong năm 1970. Quản lý môi trường ngày nay phức tạp hơn và phải áp dụng công nghệ môi trường, công nghệ sạch hơn như là sự lựa chọn để đưa ra công nghệ và kỹ thuật sinh thái (ecotechnology). Công nghệ sau cùng được áp dụng để giải quyết các vấn đề ô nhiễm nguồn không điểm hay lan truyền có nguồn gốc chính từ nông nghiệp. Hình 1-2 /[6]/ cố gắng minh họa bức tranh phức tạp hơn về quản lý môi trường ngày nay.

Mô hình là những công cụ được sử dụng rộng rãi trong khoa học. Một mặt, các nhà khoa học thường dùng các mô hình vật lý để thực hiện thí nghiệm bên ngoài (situ) hay trong phòng thí nghiệm để hạn chế sự xáo trộn từ tiến trình không liên quan đến việc nghiên cứu. Hemostats được sử dụng để đo lường sự phát triển của tảo như là chức năng của nồng độ dinh dưỡng. Vùng trung tâm trầm tích được kiểm tra trong phòng thí nghiệm để điều tra sự tương tác lẫn nhau giữa môi trường nước và chất trầm tích để tránh sự xáo trộn các thành phần hệ sinh thái khác. Các chuỗi phản ứng được sử dụng để tìm ra tỷ lệ của các tiến trình hóa học.v.v…



15

Bên cạnh đó, mô hình toán học đang được áp dụng rộng rãi trong khoa học. Định luật Newton là mô hình toán học tương đối đơn giản về ảnh hưởng của trọng lực trên cơ thể, nhưng nó không tính đến lực ma sát, ảnh hưởng của gió, v.v…Về bản chất, mô hình môi trường thì không khác so với các mô hình khoa học khác, thậm chí không phức tạp như nhiều mô hình sử dụng trong vật lý hạt nhân trong những thập niên qua (những mô hình này có lẽ thậm chí phức tạp hơn các mô hình môi trường).

Ứng dụng mô hình trong môi trường đã trở nên phổ biến, nếu chúng ta muốn hiểu sự vận hành của một hệ thống phức tạp như hệ sinh thái. Thật không đơn giản để khảo sát nhiều thành phần và tác động trong một hệ sinh thái mà không sử dụng mô hình như là công cụ tổng hợp. Tác động qua lại lẫn nhau của hệ thống có lẽ không nhất thiết là tổng các tác động riêng rẽ; Điều này ngụ ý rằng các tính chất của một hệ sinh thái như là một hệ thống không thể được phản ánh nếu không sử dụng mô hình của hệ thống hoàn toàn.

Do đó, không có gì ngạc nhiên khi các mô hình môi trường đã được sử dụng ngày càng nhiều trong sinh thái học nói riêng và môi trường nói chung, như một công cụ để hiểu về tính chất của hệ sinh thái. Ứng dụng này đã phản ánh rõ ràng những thuận lợi của mô hình như là công cụ hữu dụng trong môi trường môi trường; nó có thể tóm tắt theo những điểm dưới đây:

1) Mô hình là những công cụ hữu ích trong khảo sát các hệ thống phức tạp.

2) Mô hình có thể được dùng để phản ánh các đặc tính của hệ sinh thái.

3) Mô hình phản ánh các lỗ hổng về kiến thức và do đó có thể được dùng để thiết lập nghiên cứu ưu tiên.

4) Mô hình là hữu ích trong việc kiểm tra các giả thiết khoa học, vì mô hình có thể mô phỏng các tác động bên trong của hệ sinh thái, dùng nó để so sánh với các quan sát.

Tuy nhiên, điều chắc chắn là kiểm tra tính đúng đắn sử dụng mô hình môi trường phức tạp hơn kiểm tra các ngành khoa học khác. Chẳng hạn, với nhiều ngành khoa học khác mối tương quan được tìm thấy ở đây giữa hai hay nhiều yếu tố thay đổi bằng việc sử dụng thống kê là đủ. Sau này, mối tương quan được kiểm tra trong vài trường hợp bổ sung để làm tăng tính chắc chắn của khoa học. Nếu kết quả được chấp nhận, mối tương quan dễ dàng được sử dụng để đưa ra những tiên đoán và được kiểm tra liệu sự



16

tiên đoán là đúng hay sai. Nếu mối tương quan được kiểm chứng, người ta chấp nhận sử dụng rộng rãi mối tương quan tìm được.

Theo /[6], trang 456/ không có sự khác biệt về mặt nguyên tắc giữa hai nhóm mô hình khoa học và quản lý môi trường. Tuy nhiên các mô hình quản lý môi trường có một số đặc điểm riêng. Thực vậy, bài toán quản lý có thể được phát biểu như sau: nếu một số biến ngoại sinh (hay hàm điều khiển) thay đổi thì điều này sẽ gây ảnh hưởng thế nào tới hệ sinh thái ? Mô hình quản lý được sử dụng để trả lời cho câu hỏi này, nói cách khác mô hình quản lý được dùng để dự báo, xem khi hàm điều khiển thay đổi thì hệ sinh thái (môi trường sinh thái) sẽ thay đổi thế nào. Lưu ý rằng hàm điều khiển là một hàm thay đổi theo không gian và thời gian.

Thuật ngữ chức năng kiểm soát được dùng để nói tới hàm điều khiển. Trên thực tế, có thể kiểm soát được hàm này ví dụ như lượng nhiên liệu được tiêu thụ, điều chỉnh mực nước trên sông bằng đập chắn, lưu lượng nước thải hay chính sách đánh bắt cá.

Một số mô hình quản lý môi trường được mang tên mô hình kiểm soát môi trường. Các mô hình này khác các mô hình khác bởi hai nội dung chính sau đây:

1. Mô tả định lượng cho các quá trình cần kiểm soát;

2. Mô tả mục tiêu thực thông qua các hàm toán học và bắt buộc có phần đánh giá kết quả đạt được.

Sự khác nhau giữa mô hình quản lý và mô hình kiểm soát có thể được minh họa bởi ví dụ tính toán phát tán ô nhiễm không khí. Khi chúng ta chọn các phương án tính toán khác nhau, có nghĩa là chúng ta hình thành các kịch bản (cho mô hình chạy). Trong số các kịch bản này ta chọn kịch bản phù hợp với chính sách phát triển kinh tế - xã hội nhất. Khi đó mô hình được sử dụng như một mô hình quản lý mà không phải là mô hình kiểm soát. Chúng ta biến mô hình này thành mô hình kiểm soát khi chúng ta muốn đạt được mức độ nồng độ cho phép ở một ngưỡng xác định nào đó.

Cũng mô hình đó nhưng là mô hình nghiên cứu khi ta muốn tìm sự phụ thuộc giữa nồng độ cực đạt vào các yếu tố khí tượng cũng như các tham số kỹ thuật của ống khói.

1.4. SÖÏ PHAÂN LOAÏI MOÂ HÌNH VAØ CAÙC NGUYEÂN LYÙ MOÂ HÌNH HOÙA

Trong các lĩnh vực ứng dụng người ta phân biệt các dạng sau đây của mô hình trừu tượng:



17

1. Mô hình hóa truyền thống (trước tiên là các mô hình trong vật lý lý thuyết, trong cơ học, hóa học, sinh học và một số khoa học khác) không có mối liên hệ đặc biệt nào với các thiết bị kỹ thuật tin học.

2. Các mô hình tin học và phép mô hình hóa có ứng dụng trong các hệ thống thông tin.

3. Các mô hình thể hiện bằng lời (lời nói, chữ viết)

4. Các mô hình máy tính được chia thành

4.1. Loại mô hình sử dụng công cụ lập trình (soạn thảo code, cơ sở dữ liệu, processor bảng, sử dụng công cụ viễn thông);

4.2 Loại mô hình máy tính gồm

4.2.1 Mô hình tính toán (mô phỏng)

4.2.2 Mô hình hiển thị hiện tượng và quá trình (mô phỏng đồ họa)

4.2.3 Mô hình sử dụng công nghệ cao được hiểu như các chương trình riêng kết nối với các hệ thống đo: cảm biến, đầu dò,... (thường trong chế độ thời gian thực).

Như vậy, có thể thống nhất phân loại các mô hình trừu tượng như sau:

1) Mô hình bằng lời (chữ viết). Các mô hình này được trình bày dưới dạng một dãy các đề xuất dựa trên ngôn ngữ tự nhiên và dùng để mô tả một lĩnh vực thực tế cụ thể (ví dụ như luật đường sắt, biên bản của công an)

2) Mô hình toán - bao hàm một lớp rất rộng lớn các mô hình quen thuộc (dựa trên ngôn ngữ hình thức với các qui tắc hữu hạn) sử dụng phương pháp toán học rất đa dạng. Ví dụ có thể xem xét mô hình toán giữa các hành tinh. Mô hình này gồm một hệ các phương trình phức tạp mô tả các quá trình vật lý phức tạp diễn ra trong nhân các hành tinh.

3) Mô hình thông tin – một lớp các mô hình quen thuộc mô tả các quá trình thông tin (sự xuất hiện, truyền, biến đổi và sử dụng thông tin) trong các hệ có bản chất khác nhau.

Sự khác biệt giữa các mô hình bằng lời, toán học và tin học chỉ là tương đối: hoàn toàn có thể coi các mô hình thông tin là một lớp con của mô hình toán. Tuy nhiên, bởi vì ngày nay tin học đã là một ngành khoa học độc lập tách khỏi toán học, vật lý và văn học cũng như các ngành khoa



18

học khác cho nên việc xếp các mô hình tin học thành một lớp riêng biệt là điều cần thiết.

Chúng ta xem xét những nguyên lý cơ bản mô hình hóa phản ánh kinh nghiệm đã được đúc kết trong thời gian qua:

1. Nguyên lý đủ thông tin. Với sự thiếu vắng hoàn toàn của thông tin về hệ thống được cần xây dựng mô hình là không thể. Bên cạnh đó nếu sự đầy đủ thông tin về hệ thống sẽ khiến việc mô hình hóa nó mất đi ý nghĩa cần thiết. Do vậy, tồn tại một mức độ tới hạn cho những thông tin tiên nghiệm về hệ thống (mức độ đủ thông tin), trong trường hợp đạt được mức độ này, có thể xây dựng được mô hình thích hợp.

2. Nguyên lý khả năng hiện thực. Mô hình được xây dựng phải đảm bảo đạt được mục tiêu được đặt ra cho nghiên cứu với xác suất khác không và sau một bước thời gian hữu hạn. Thường thì bước thời gian tới hạn P0 nào đó của xác suất đạt được mục tiêu P(t) , cùng với giới hạn t0 thời gian đạt mục tiêu sẽ được cho trước. Mô hình được coi là có thể chấp nhận được nếu điều kiện: P(t0) ≥ P0 được thực hiện.

3. Nguyên lý đa mô hình. Nguyên lý này, mặc dù xếp thứ tự ở vị trí thứ 3 nhưng lại là nguyên lý quan trọng nhất. Thực vậy, mô hình được xây dựng cần phải phản ánh những tính chất của hệ thực (hay hiện tượng) và các tính chất này trực tiếp ảnh hưởng lên tính hiệu quả được lựa chọn. Tương ứng với nguyên lý này là khi sử dụng một mô hình cụ thể bất kỳ chỉ cần công nhận một vài khía cạnh nào đó của thực tế. Để có thể nhận được hệ đầy đủ, cần một tập hợp các mô hình cho phép từ các khía cạnh khác nhau cũng như với các mức độ khác nhau phản ánh quá trình.

4. Nguyên lý liên hợp. Trong đại đa số trường hợp một hệ thống phức tạp có thể biểu diễn dưới dạng các bộ phận liên hợp (hệ con) thích hợp cho việc mô tả toán học một cách phù hợp. Với các hệ con này có thể sử dụng các sơ đồ toán học chuẩn để mô tả. Nguyên lý liên hợp còn cho phép xem xét một cách mềm dẻo hệ đã cho từ các khía cạnh khác nhau phụ thuộc vào mục tiêu nghiên cứu.

5. Nguyên lý tham số hóa. Trong nhiều trường hợp, hệ thống được mô hình hóa có một số hệ con tương đối độc lập đặc trưng bởi một tham số xác định (có thể là vectơ). Các hệ con như vậy có thể được thay thể bởi các giá trị số tương ứng mà không cần mô tả chi tiết chức năng của chúng. Khi cần thiết, sự phụ thuộc các giá trị của tham số này vào tình huống có thể được cho dưới dạng bảng, đồ thị hay biểu thức giải tích (công thức).



19

Nguyên lý tham số hóa có thể cho phép làm giảm thiểu khối lượng và thời gian mô hình hóa. Tuy nhiên cần lưu ý rằng tham số hóa sẽ làm giảm tính tương thích của mô hình.

Nguyên lý đủ thông tin

Nguyên lý khả năng hiện thực

Nguyên lý đa mô hình

NGUYÊN LÝ MÔ HÌNH

HÓA

Nguyên lý liên hợp

Nguyên lý tham số hóa

Hình 1-3. Các nguyên lý mô hình hóa môi trường

1.5. MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG VAØ SÖÏ PHAÂN LOAÏI CHUÙNG THEO KHOÂNG GIAN VAØ THÔØI GIAN

Ngày nay loài người đã hiểu rõ ràng rằng việc tiến hành những thí nghiệm trực tiếp với sinh quyển của hành tinh là không thể (vìđiều này quá nguy hiểm cho sự tồn tại của chính hành tinh của chúng ta). Do vậy xây dựng mô hình (bao hàm trong nó cả phương pháp luận đánh giá chuyên gia) là phương tiện quan trọng để nhận thông tin về khả năng chịu đựng của sinh quyển dưới những tác động lớn từ phía con người lên nó.

Bên cạnh đó, vấn đề môi trường đã trở thành vấn đề toàn cầu và mang tính pháp lý cao nhất từ năm 1992 khi Hội nghị thượng đỉnh tại Rio de Janeiro (Brazin) qui tụ 165 nước đã cùng nhau ký vào văn bản, cùng cam kết bảo vệ môi trường. Quan điểm phát triển bền vững đòi hỏi chuyển đổi hệ thống quản lý theo mô hình kinh tế - xã hội sang hệ thống 3 chiều : kinh tế - xã hội – môi trường. Quan điểm này đòi hỏi mỗi quốc gia nhanh chóng giải quyết các nhiệm vụ sau đây:

- Xây dựng các phương pháp đánh giá sự bền vững của các hệ sinh thái; http://www.ebook.edu.vn


20

- Nghiên cứu các quy luật biến đổi theo thời gian của chúng

- Hoàn thành các phương pháp đánh giá định lượng tác động lên môi trường các hoạt động kinh tế - xã hội.

Để giải quyết tốt nhiệm vụ trên, theo ý kiến thống nhất của giới khoa học trên thế giới, cần thiết phải phát triển lý thuyết hệ thống và mô hình hóa, coi đây là công cụ chính để nghiên cứu môi trường. Vào năm 1997, Viện quốc tế về phân tích hệ thống ứng dụng (IIASA, Laxenbourg, Áo) đã công bố danh mục các công trình nghiên cứu trong 25 năm (1955 – 1997) gồm hơn 50000 công trình liên quan tới lý thuyết hệ thống và mô hình hóa môi trường. Đây là bằng chứng về mối quan tâm không ngừng tăng lên đối với vấn đề này.

Tồn tại nhiều cách tiếp cận khác nhau trong định nghĩa mô hình hóa môi trường. Theo quan điểm được đăng tải trên Web site của Cục Bảo vệ môi trường Mỹ: “Các mô hình môi trường (Environmental Models) được sử dụng để tái tạo lại các quá trình môi trường xảy ra trong một khoảng thời gian nào đó”. Xuất phát điểm của định nghĩa này cho rằng xây dựng các mô hình trên máy tính để tiến hành một số thí nghiệm nào đó hiệu quả hơn so với việc phải ra ngoài thực tế và tiến hành thí nghiệm nhiều lần. Để xây dựng các mô hình môi trường các phương pháp toán học như đại số, phương trình vi phân được sử dụng. Các phương trình này được thiết lập từ các điều kiện thực tế và được đưa vào máy tính. Với sự trợ giúp của máy tính, con người có thể đối thoại với mô hình và tiến hành tính toán thí nghiệm trên mô hình.

Quá trình mô hình hóa có thể dựa trên những nguyên lý khác nhau, dựa trên cơ sở xem xét và phân tích các mối liên hệ nhân – quả. Mô hình toán học của một đối tượng bất kỳ là sự mô tả nó bằng các công cụ, phương pháp toán học. Các phương trình của mô hình, các đẳng thức và bất đẳng thức cùng các dạng giới hạn khác nhau tham gia vào cấu trúc mô hình cho phép mô phỏng hành vi của đối tượng trong các điều kiện khác nhau mà không phải tiến hành các thí nghiệm thực.

Khả năng của mô hình toán là ở chỗ : bằng các công cụ mang tính hình thức để giải phương trình và các bất phương trình hay bằng thuật toán người nghiên cứu có thể dự báo sự thay đổi hành vi của đối tượng nghiên cứu, thử xem các đối tượng này thay đổi như thế nào khi các điều kiện này hay điều kiện khác (được mô tả bởi các tham số của mô hình) thay đổi. Quá trình này gọi là mô phỏng toán học. Như vậy, mô phỏng toán học cho



21

phép tiến hành các thí nghiệm khác nhau với đối tượng được nghiên cứu (bằng con đường thay đổi các giá trị số các tham số của mô hình).

Lịch sử ứng dụng các phương pháp mô phỏng toán học chứng tỏ rằng mô hình toán học không chỉ là phương pháp mã hóa các thông tin đã biết về đối tượng được nghiên cứu mà còn là cho phép dự báo các yếu tố chưa biết. Do vậy, một trong những bài toán trung tâm của khoa học là nghiên cứu mô hình, biết rút ra từ mô hình những thông tin, những khả năng tiềm ẩn trong mô hình.

Nhận xét ở trên không chỉ liên quan tới các phương pháp mô hình hóa toán học. Toán học- là ngôn ngữ mô tả định lượng. Các mô hình là sự mô tả và trên ngôn ngữ tự nhiên nó có khả năng dự báo lớn (một ví dụ điển hình của mô hình như vậy là bảng tuần hoàn Menđeleev). Để khai thác tri thức từ những mô hình “mô tả” như vậy bên cạnh các phương pháp toán học các phương pháp khác được áp dụng như : lôgích, tương tự, liên hợp…

Công việc thiết lập mô hình toán học các quá trình môi trường là một bài toán rất khó, ngoài ra để dự báo tốt cần phải thu thập các dữ liệu đầu vào (các giá trị tham số mô hình dưới dạng các hệ số của phương trình và các bất đẳng thức tạo nên mô hình và các trạng thái ban đầu của các quá trình cần mô phỏng ). Chỉ như vậy mô hình mới “sống” được. Nếu các giá trị của các hệ số và của một vài hàm số (xác định cấu trúc của mô hình) có thể xác định với độ chính xác cần thiết bằng con đường tham khảo ý kiến của các chuyên gia thì để xác định trạng thái ban đầu của môi trường cần phải có một mạng lưới quốc tế thu thập và xử lý thông tin ban đầu về tình trạng sinh quyển.

Trong cuốn sách của giáo sư Kurkovsky A.P và Pritsker A.A.B /[8] / xem xét bài toán mô hình hóa các quá trình địa vật lý và môi trường. Từ quan điểm của các tác giả này, các hệ thống tự động gắn với các mô hình mô phỏng cho phép nâng cao hiệu quả của nghiên cứu môi trường. Theo các tác giả, vấn đề trung tâm trong nghiên cứu môi trường là khái niệm chất lượng môi trường. Khái niệm này gắn liền với sự thiết lập tải trọng môi trường cho phép lên môi trường. Từ khía cạnh mô hình hóa, cần thiết phải nhận được các mô hình cho phép đánh giá thiệt hại của các hệ sinh thái dựa trên các tiêu chuẩn được thiết lập. Với các bài toán môi trường, đối tượng thực được thay thế bởi mô tả toán học của chúng. Dạng của mô hình trong các trường hợp này phụ thuộc vào phạm vi không gian – thời gian của đối tượng cần xem xét. Ví dụ trong khoa học khí tượng (vật lý lớp sát



22

mặt đất của khí quyển) các mô hình thủy động lực học được sử dụng kết nối một loạt các biến vật lý : từ các biến thuần túy khí quyển (nhiệt độ, áp suất, độ ẩm, các tham số liên quan tới gió vv); tới các tham số liên quan tới bề mặt lót của mặt đất (độ nhám); các tham số liên quan tới vũ trụ (vận tốc xoay của trái đất, bức xạ mặt trời …). Mức độ lưu ý của các tham số phụ thuộc vào phạm vi không gian – thời gian của quá trình khí tượng được xem xét. Hơn thế nữa, các dạng của mô hình toán ở các mức khác nhau đều khác nhau. Điểm chung ở đây là yêu cầu nhận được bức tranh về trường các tham số khí tượng.

Trong nghiên cứu môi trường người ta chia ra thành 4 mức không gian – thời gian như sau /nguồn [8]/:

− Mức độ toàn cầu tiến hành khảo sát với kích thước toàn cầu có lưu ý đến các tác động tổng hợp các yếu tố mà người khảo sát quan tâm, diễn ra trong một khoảng thời gian từ vài tháng tới vài chục năm (ví dụ các mô hình thay đổi khí hậu,...).

− Mức độ vĩ mô - xem xét các đối tượng và các quá trình trong không gian có kích thước vài ngàn km, kích thước thời gian - từ một vài tháng tới một năm (mô hình lan truyền vượt tuyến chất bẩn giữa các quốc gia hay các hành tinh với nhau, mô hình này đã được đưa vào áp dụng tại Châu Âu và Bắc Mỹ,…).

− Mức độ trung bình (mức độ vùng) - xem xét các quá trình trong không gian có kích thước từ vài trăm m tới vài trăm km và thời gian từ vài giờ tới một vài tháng (các quá trình nhiễm bẩn khí quyển tại các thành phố công nghiệp, các tổ hợp công nghiệp, các tình huống tai biến khi có sự phát tỏa lớn của các chất bẩn vào không khí là thuộc mức độ này).

− Mức độ vi mô (mức độ địa phương) - xem xét các quá trình trên một diện tích từ vài m tới một vài trăm m và thời gian từ vài phút đến một vài chục phút (một bài toán sinh thái tiêu biểu ở đây là tính cho một số ít các nguồn thải và xem xét chi tiết phân bố không gian của nồng độ tại một địa phương nào đó).

Chính vì vậy trước khi xây dựng mô hình môi trường cần phải xác định các bước theo thời gian và không gian đối với quá trình và đối tượng đang xem xét. Các khoảng thời gian được phân loại như sau :

− Các quá trình lắng đọng – tính bằng phút hoặc giờ;

− Sự thoát hơi của thực vật – tính bằng giờ, ngày; http://www.ebook.edu.vn


23

− Sự hình thành trái cây – tính bằng ngày, tháng;

− Sự thay đổi trong các quần xã thực vật và động vật – tính bằng tháng, năm;

− Sự hình thành đất – tính bằng nhiều năm hay thế kỷ;

− Các quá trình địa mạo – tính bằng nhiều thế kỷ, hay thiên niên kỷ.

Điều đầu tiên trước khi tiến hành xây dựng mô hình cần phải phân loại các khoảng thời gian đối với các quá trình đang xét. Việc làm này là cần thiết nhằm xác định ưu tiên trong lựa chọn mô hình và như vậy xác định được cấu trúc phần mềm phục vụ cho tính toán thực tế. Trên Bảng 1-1 là sự phân loại theo không gian và thời gian của các mô hình chuyển động của khí quyển. Bạn đọc có thể tìm hiểu thêm trên internet.

Bảng 1-1. Ñaëc tröng caùc moâ hình chuyeån ñoäng cuûa khí quyeån

Đặc trưng của mô hình MÔ HÌNH CHUYỂN ĐỘNG

CỦA KHÍ QUYỂN Phạm vi không gian

Phạm vi thời gian

Tài liệu tham khảo

1 2 3 4

IKE (Institut für Kernenergie und Energiesystem)

1 x 1 km Giờ Muller et al (1989)

LRTAP (Long Range Transport or Airborne Pollutnats)

500x500 km Ngày D.Davies (1989)

ADOM (Acidic Deposition and Oxidants Model)

5 x 5 km Ngày A.Venkatram,P.Karamchand

ani (1989)

TADAP (Transport and Deposition of Acidifying Pollutants)

5 x 5 km Hàng giờ M.Scholtz et. al. (1987)

ECMWF (European Centre for Medium Range Weather Forecast)

150 x 150 km

6 giờ H.Jetske et. al. (1989)

RNMI (Royal Netherlands for Medium Range Weather Forecast

400 x 400 km

1 giờ H.Jetske et. al. (1989)



24

MLAM (Multi – Layer Atmosphere Model)

100 x 100 km

Hàng giờ Draxler, Taylor (1982)

GCTM (Global Chemical Transport Model)

1° x 1°

5° x 5°

Hàng ngày

J.Logan (1983)

MOGUNTA (Model Of the Global Universal Tracer transport In The Atmosphere)

10° x 10° Tháng, Ngày, Giờ

A.Oort (1983)

MSC – E EMEP Lagrangian Trajectory models

150 x 150 km

6 giờ A.Pressman et al. (1989)

TIBL (Thermal Internal Boundary Layer)

1 km x 1 km Giờ H.Wang, J Christiansen

(1985)

TDH (Technishe Hochschule Darmastadt)

100 x 100 km

Giờ S.Zwerver, J.Van.Ham

(1985)

ASTRAP (Advanced Statistical Trajectory Regional Air Pollution model)

100 x 100 km

Ngày J. Shanon (1985)

ERT (Environmental Research And Technology)

50 x 50 km Ngày D.Davies (1989)



25

Caâu hoûi: 1. Trình bày sự khác nhau giữa mô hình vật lý và mô hình toán học. 2. Giải thích vì sao nói mô hình như một công cụ kết nối thế giới tự

nhiên và xã hội loài người. 3. Vì sao mô hình được xem là công cụ quản lý và nghiên cứu môi

trường. 4. Làm rõ khái niệm mô hình giám sát môi trường. 5. Hãy trình bày sự phân loại mô hình và các nguyên lý mô hình hóa. 6. Hãy trình bày định nghĩa mô hình hóa môi trường và sự phân loại

theo không gian và thời gian của chúng.

TAØI LIEÄU THAM KHAÛO

1. Bùi Tá Long và CTV. Nghiên cứu xây dựng và hoàn chỉnh mô hình chất lượng nước để mô phỏng và dự báo lan truyền và phát tán các chất độc hại trong môi trường nước vùng hạ lưu hệ thống sông Sài Gòn - Đồng Nai. Mã số: SDRBEP – 02.04.06. Đề tài dự án môi trường lưu vực sông Sài Gòn - Đồng Nai cấp nhà nước 2002 – 2003 (đề tài nhánh).

2. Bùi Tá Long và CTV. Nghiên cứu ứng dụng mô hình toán kết hợp GIS để mô phỏng và dự báo xu thế biến đổi môi trường không khí tại vùng kinh tế trọng điểm phía Nam (đề tài nhánh). Đề tài KC.08.08 hướng Bảo vệ môi trường và phòng chống thiên tai 2002 – 2003.

3. Bùi Tá Long và CTV. Mô hình hoá quá trình hình thành chất lượng nước sông Đồng Nai. Đề tài nhánh KH.07.17 1999 – 2000.

4. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học Quốc gia TP. HCM, 334 trang.

5. Hans Von Storch, Gotz Floser, 2001. Models in Environmental Research. Springer, 2001,232 p. (in English)

6. Jorgensen S.E., 1994. Fundanmentals of Ecological Modelling (2nd Edition). Elsevier, 628 p. (in English)

7. Khomiakov D.M., Khomiakov P.M., 1996. Cơ sở của lý thuyết hệ thống, Moscow, 107 trang. (in Russian).

8. Kurkovsky A.P., Pritsker A.A.B., 1995. Systems of automatization in ecology and geophysics. – Moscow: Nauka, 1995. – 238 p.



26


MOÂ HÌNH HOÙA NÖÔÙC DÖÔÙI ÑAÁT

Trong các nguồn tài nguyên thiên nhiên, tài nguyên nước giữ vai trò quan trọng đối với sự phát triển. Tuy nhiên hiện nay, nguồn tài nguyên này đang bị suy giảm rất nhanh chóng tại nhiều khu vực trên đất nước chúng ta do bị khai thác quá mức, gây ra các hiện tượng như: sụt lún đất, xâm nhập mặn và đặc biệt ô nhiễm nguồn nước ngầm rất nghiêm trọng.

Nguồn tài nguyên nước này đang ngày càng trở nên bị ô nhiễm tại hầu hết tất cả các thành phố trong cả nước và thường tập trung tại các vị trí như: kênh rạch, các khu công nghiệp và tại các khu xung quanh bãi chôn lấp...

Có thể thấy ô nhiễm tài nguyên nước thường bị ô nhiễm tại các vị trí xung quanh các bãi chôn lấp, nguyên nhân chủ yếu là do nước rò rỉ từ các bãi rác. Bên cạnh đó nước mặt và nước dưới đất có mối quan hệ mật thiết với nhau, do vậy ô nhiễm nước mặt sẽ dẫn đến ô nhiễm nước dưới đất là điều không thể tránh khỏi.

Hiện nay, việc dự báo chất lượng cũng như trữ lượng cho loại tài nguyên này đang là mối quan tâm của nhiều cấp chính quyền. Vì vậy, việc nghiên cứu và đánh giá các nguồn gây ô nhiễm cho nước dưới đất là cần thiết và cấp bách hiện nay.

10.1. TOÅNG QUAN VEÀ CAÙC MOÂ HÌNH NÖÔÙC DÖÔÙI ÑAÁT Nước dưới đất là một loại khoáng sản lỏng, vì vậy chất lượng cũng như trữ lượng luôn có sự thay đổi. Sự thay đổi này cần phải định lượng hóa và mô tả chính xác để làm cơ sở cho các bài toán tính toán lan truyền chất ô nhiễm, trữ lượng, dòng chảy, quan trọng hơn cả là nó trợ giúp cho công tác quản lý và quy hoạch nguồn tài nguyên nước dưới đất.

Việc quản lý tài nguyên nước dưới đất đã được áp dụng cho bốn loại bài toán chung sau đây: dòng nước dưới đất, dòng vận chuyển chất hòa tan, dòng nhiệt và biến dạng tầng chứa nước.

Chöông 10



382

Trong việc xây dựng mô hình nước dưới đất, Anderson và Woesner (1992) đã liệt kê các bước sau đây:

1. Xác định mục đích của mô hình?

2. Thu thập số liệu địa chất và thủy văn đã có và xây dựng mô hình nhận thức của hệ.

3. Chọn chương trình máy tính sẽ dùng. Chương trình máy tính được sử dụng rộng rãi gồm MODFLOW, GMS, MOC, …. chương trình máy tính phải có khả năng đáp ứng trọn vẹn các mục đích của mô hình và phải thích hợp với số liệu đã có.

4. Bước tiếp theo là thiết kế mô hình. Các điều kiện lưới, điều kiện biên và điều kiện ban đầu của mô hình lựa chọn. Chúng phải thích hợp với mô hình nhận thức.

5. Mô hình phải được hiệu chỉnh. Thực hiện các vận hành khác nhau với mô hình rồi hiệu chỉnh các thông số mô hình để xác định xem đầu ra của mô hình có thể tái hiện được các số liệu ngoài trời về cột nước và lưu lượng hay không. Về điểm này mô hình thường có mức tin cậy thấp nhất.

6. Nhằm tăng độ tin cậy của mô hình, phân tích độ nhạy được tiến hành trên mô hình đã hiệu chỉnh để xem các biến đổi trong mỗi thông số tác động đến các mô hình như thế nào.

7. Nếu có một số nhóm dữ liệu ngoài trời thứ hai – ví dụ các biển đổi cột nước trong một thí nghiệm bơm hút – thì có thể thực hiện giai đoạn hiệu chỉnh thứ hai gọi là kiểm tra. Nếu mô hình đã hiệu chỉnh được kiểm tra thì độ tin cậy của mô hình sẽ tăng lên.

8. Các mô hình đã hiệu chỉnh và kiểm tra có thể dùng để dự đoán. Nếu mô hình đã được hiệu chỉnh nhưng chưa kiểm tra mà được dùng để dự đoán thì phải thấy là nó có mức độ tin cậy thấp trong kết quả.

9. Khi thấy có sự không chắc chắn, ngay cả với một mô hình đã hiệu chỉnh và kiểm tra, thì tiến hành phân tích độ nhạy và dự đoán. Điều này chứng tỏ là có một phạm vi không chắc chắn trong các kết quả được dự đoán.

10. Cuối cùng nhà lập mô hình đã sẵn sàng để trình bày các kết quả nghiên cứu bằng một báo cáo viết đề cương tốt.


Chöông 10 – MOÂ HÌNH HOÙA NÖÔÙC DÖÔÙI ÑAÁT

383

Dưới đây là hai mô hình thường dùng phổ biến hiện nay để đánh giá trữ lượng và chất lượng nước dưới đất.

10.1.1. Moâ hình doøng chaûy nöôùc döôùi ñaát

Mô hình dòng chảy nước dưới đất dùng để đánh giá tốc độ và hướng vận chuyển của nước dưới đất thông qua các tầng chứa nước và lớp cách nước dưới bề mặt. Những tính toán này được gọi là mô phỏng. Sự mô phỏng dòng chảy nước dưới đất đòi hỏi phải có hiểu biết sâu sắc về đặc tính thủy văn của vùng nghiên cứu. Việc khảo sát địa chất thủy văn phải mô tả được các đặc trưng sau:

- Qui mô và chiều dày của các tầng chứa nước và cách nước.

- Các biên thủy lực (còn gọi là điều kiện biên) kiểm soát tốc độ và hướng di chuyển của nước dưới đất.

- Đặc tính thủy lực các tầng chứa nước và cách nước.

- Mô tả sự phân bố theo phương nằm ngang và thẳng đứng của mực nước trong vùng mô hình từ lúc bắt đầu (điều kiện ban đầu), ổn định (điều kiện ổn định và điều kiện không ổn định khi mực nước thay đổi theo thời gian (điều kiện không ổn định).

- Sự phân bố và độ lớn của lượng bổ cập, lưu lượng khai thác hoặc ép nước, tính thấm của hoặc từ các khối nước trên mặt (còn gọi là áp lực – stresses). Những áp lực này có thể là hằng số (không thay đổi theo thời gian hoặc có thể thay đổi theo thời gian.

Sản phẩm từ các mô phỏng là mực nước và lưu lượng dòng chảy nước dưới đất trong cân bằng với các điều kiện địa chất thủy văn (hình dạng qui mô tầng chứa và cách nước, các biên thủy lực, các điều kiện ban đầu và điều kiện không ổn định, các đặc tính thủy lực và các áp lực) được xác định trong mô hình.

Thông qua quá trình hiệu chỉnh và kiểm chứng mô hình, các giá trị của các điều kiện địa chất thủy văn khác nhau được thay đổi để giảm sự khác biệt giữa các số liệu do mô hình tính toán và số liệu thực địa và để tăng độ chính xác của mô hình. Mô hình có thể được sử dụng để mô phỏng sự thay đổi mực nước và lưu lượng dòng chảy trong tương lai do sự thay đổi của áp lực trong các tầng chứa nước.



384

10.1.2 . Moâ hình lan truyeàn chaát

Mô hình lan truyền chất mô phỏng chuyển động và sự thay đổi hóa học của các chất nhiễm bẩn khi chúng di chuyển cùng với nước dưới đất qua các tầng chứa nước. Mô hình lan truyền chất phải dựa trên mô hình dòng chảy nước dưới đất đã được hiệu chỉnh dựa trên số liệu thực địa. Mô hình lan truyền chất mô phỏng các quá trình sau:

- Di chuyển của các chất nhiễm bẩn theo các quá trình chuyển tải và khuếch tán,

- Sự lan truyền và hòa tan các chất nhiễm bẩn bởi quá trình chuyển tải.

- Sự loại bỏ hoặc giải thoát các chất nhiễm bẩn vào hoặc ra khỏi các trầm tích và đá bởi quá trình hấp thụ hoặc nhả.

- Sự thay đổi hóa học của các chất nhiễm bẩn bởi các phản ứng hóa học bị kiểm soát bởi các quá trình sinh học hoặc bởi các phản ứng hóa học.

Ngoài khảo sát địa chất thuỷ văn như nêu trên, để lập mô hình lan truyền chất cần có thêm các thông tin sau:

- Phân bố vận tốc nước dưới đất nằm ngang và thẳng đứng (hướng và độ lớn) do mô hình dòng chảy nước dưới đất đã được hiệu chỉnh tính toán.

- Các điều kiện biên của chất tan.

- Phân bố ban đầu của chất tan (điều kiện ban đầu).

- Vị trí, lịch sử và khối lượng của nguồn hóa chất.

- Độ lỗ rỗng hữu hiệu.

- Dung trọng tự nhiên.

- Tỷ lệ các bon hữu cơ trong đất.

- Tỷ trọng của chất lỏng.

- Độ nhớt của chất lỏng.

- Hệ số phân tán dọc và ngang.

- Hệ số khuếch tán (phân tán).

- Tốc độ phân rã hóa học hay hằng số phân hủy. http://www.ebook.edu.vn


385

- Phương trình mô tả các quá trình biến đổi hóa học.

- Sự phân bố ban đầu của các chất hấp thụ điện tử.

Sản phẩm của mô hình lan truyền chất là nồng độ các chất nhiễm bẩn ở trạng thái cân bằng với hệ thống dòng chảy nước dưới đất và điều kiện thủy hóa được xác định trong mô hình.

10.1.3 . Caùc khaùi nieäm cô baûn vaø phöông trình lan truyeàn chaát

Để nghiên cứu ô nhiễm nước dưới đất, sự hiểu biết lý thuyết cơ bản về chuyển động các chất hòa tan trong nước dưới đất là điều cần thiết. Tuy nhiên sự vận chuyển của các chất ô nhiễm này rất phức tạp. Chúng có thể được biểu thị bằng toán học, mặc dù trong một số trường hợp chúng ta không có đủ số liệu thực tế để giải quyết các bài toán này.

Quá trình khuếch tán.

Là quá trình mà ion hay những phần tử hòa tan trong nước dịch chuyển từ vùng có nồng độ (hay hoạt tính hòa tan) cao hơn đến vùng có nồng độ thấp hơn.

Quá trình chuyển tải.

Là quá trình nước dưới đất vận động mang theo các chất hòa tan.

Quá trình phân tán.

Là quá trình diễn ra khi các chất hòa tan đi qua môi trường lỗ rỗng. Quá trình phân tán có tác động pha loãng và hạ thấp nồng độ chất hòa tan.

Hiện tượng trễ.

Là quá trình vật lý và hóa học gây ra hiện tượng trễ của chuyển động chất hòa tan, chất hòa tan có thể không chuyển động nhanh như tốc độ cuốn theo đã biết.

Quá trình phản ứng.

Quá trình phản ứng, là số hạng mà đôi khi cũng được sử dụng trong quá trình hấp thụ không thuận nghịch, bao gồm: sự phân hủy sinh học, sự thủy phân, phản ứng ôxi hóa – khử và quá trình bốc hơi. Quá trình phản ứng luôn luôn làm giảm nồng độ chất hòa tan nhưng nó cũng có thể làm tăng nồng độ hòa tan vào nước ngầm.



386

10.1.4. Phöông phaùp giaûi phöông trình lan truyeàn oâ nhieãm

Phương trình lan truyền chất tổng quát cho bài toán mô phỏng chất lượng nước dưới đất được viết dưới dạng sau:

( ) ( ) nk

ssk

iij

k

iji

k

RCqCvxx

CDxt

CΣ++

∂∂

−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

∂∂

∂∂

=∂

∂ θθθ

(I) (II) (III) (IV)

Với:

(I) Nồng độ biến đổi của chất ô nhiễm k trong đơn vị thời gian t.

(II) Nồng độ biến đổi của chất ô nhiễm theo phương i và j do quá trình khuếch tán.

(III) Nồng độ biến đổi của chất ô nhiễm theo phương i do quá trình đối lưu.

(IV) Thành phần phụ và tổng các phản ứng hóa học.

Với:

- θ: độ lỗ rỗng hữu hiệu, không thứ nguyên.

- t: thời gian (T).

- xij: khoảng cách tương ứng dọc theo hệ trục tọa độ Decac (L).

- Dij: hệ số phân tán thủy động lực (L2T-1).

- vi: vận tốc thấm hay vận tốc dòng chảy qua lỗ rỗng (LT-1). Nó liên quan tới vận tốc dòng chảy trong định luật Darcy:

i

iii x

hKqv∂∂

−==θθ

- qs: tỷ lệ lưu lượng thể tích cho mỗi đơn vị dung tích của tầng chứa nước đại diện cho Sources (nguồn) và Sinks (vùng, bể) (T-1).

- Csk: nồng độ chất ô nhiễm thứ k chảy từ nguồn tự sinh và tự hoại

(ML-3).

- ∑Rn: tổng các phản ứng hóa học (ML-3T-1).



387

10.1.5. Phöông phaùp giaûi phöông trình lan truyeàn oâ nhieãm

Hầu hết các phương pháp số để giải quyết các phương trình truyền tải – phân tán – phản ứng được phân loại theo các phương pháp chính như sau: phương pháp sai phân hữu hạn chuẩn, phương pháp hỗn hợp Eulerian - Lagrangian và phương pháp biến phân bậc ba.

Trong phương pháp hỗn hợp Eulerian – Lagrangian người ta chia ra thành ba phương pháp khác nhau như sau:

+ Phương pháp đặc trưng.

+ Phương pháp đặc trưng cải tiến.

+ Phương pháp đặc trưng lai.

Để giải quyết bài toán có mặt số hạng phân tán, lượng bổ cập/tiêu hao và phản ứng, người ta sử dụng phương pháp sai phân hữu hạn trọng tâm khối (ẩn hoặc hiện).

Còn đối với số hạng truyền tải do có nhiều cách giải khác nhau như phương pháp sai phân chuẩn, phương pháp Euler – Lagrange pha trộn hay phương pháp biến phân bậc 3.

10.2. ÑIEÀU KIEÄN ÑAÀU Phương trình tổng quát vận chuyển chất ô nhiễm mô tả sự thay đổi tức thời nồng độ các chất ô nhiễm trong nước ngầm. Ngoài ra điều kiện đầu còn góp phần giải quyết phương trình tổng quát trên.

Điều kiện đầu được viết như sau:

),,(),,,( 0 zyxCtzyxC = on t = 0

Với C0(x,y,z) là nồng độ đã biết trước.

Và là toàn bộ vùng nghiên cứu.

Nếu trong điều kiện hấp phụ không cân bằng hoặc vận chuyện trong vùng đối ngẫu thì thật cần thiết để xác định điều kiện đầu cho pha hấp phụ và pha không di chuyển (immobile).

10.3. ÑIEÀU KIEÄN BIEÂN Để giải phương trình tổng quát thì điều kiện biên cũng cần phải xác định. Có ba điều kiện biên được đề cập trong mô hình lan truyền chất trong



388

nước dưới đất là: Nồng độ xác định dọc theo biên (điều kiện Dirichlet); nồng độ biến đổi xác định chảy qua biên tính toán (điều kiện Neumenn); và điều kiện hỗn hợp (kết hợp cả hai điều kiện trên).

Có ba điều kiện biên chính như sau:

10.3.1. Ñieàu kieän bieân loaïi I

Là điều kiện nồng độ được xác định dọc theo biên trong suốt thời gian thiết lập mô hình (điều kiện biên Dirichlet). Đó là nồng độ được xác định trước và giá trị này không đổi trong suốt thời gian tính toán. Và được xác định như sau:

0( , , , ) ( , , , )C x y z t C x y z tΓ = trên Γ, t ≥ 0

Với: Γ là biên xác định và 0 ( , , , )C x y z t là nồng độ ô nhiễm xác định dọc theo biên Γ.

10.3.2. Ñieàu kieän bieân loaïi II

Là điều kiện biên nồng độ chất hòa tan được xác định trước (còn gọi là điều kiện biên Neumann). Đó là các ô mà nồng độ chất hòa tan chảy qua biên được xác định trước trong suốt bước thời gian tính toán. Và nó được mô tả qua phương trình sau:

( , , , )ij ij

CD f x y z tx

θ Γ∂

=∂

, t ≥ 0

),,,( tzyxfi là phương trình được xác định đại diện cho dòng chảy phân tán tới biên Γ. Trường hợp không có dòng chảy phân tán thì nồng độ được xác định bằng không, nghĩa là fi(x,y,z.t) = 0.

10.3.3 . Ñieàu kieän bieân loaïi III

Là điều kiện biên mà giá trị nồng độ dọc theo biên và nồng độ biến đổi chảy qua biên được xác định (điều kiện Cauchy). Và nó được mô tả qua phương trình:

( , , , )ij i ij

CD q C g x y z tx

θ Γ∂

− =∂

trên Γ, t ≥ 0

Với gi(z,y,z,t) là phương trình đại diện cho tổng dòng chảy (phân tán và đối lưu) tới biên Γ. Với biên không thấm, thì cả dòng chảy phân tán và đối lưu



389

bằng không, nghĩa là gi(z,y,z,t) = 0. Người ta giả định rằng, dòng chảy đối lưu chiếm ưu thế hơn so với dòng chảy phân tán, khi đó phương trình trên sẽ được đơn giản như sau:

( , , , )i iq C g x y z tΓ− = phương trình này được tính toán dễ dàng trong mô hình vận chuyển chất ô nhiễm.

10.3.4 . Caùc ñieàu kieän bieân thöïc teá laø

a) Biên sông (River)

Biên loại này được mô phỏng cho dòng chảy giữa tầng chứa nước và nguồn chứa nước thường là sông hay hồ... Nó cho phép dòng chảy từ tầng chứa nước vào trong nguồn chứa nước. Nước cũng có thể chảy từ nguồn chứa vào trong tầng chứa nước nhưng nguồn thấm này không phụ thuộc vào mực nước của sông, suối.

Trong điều kiện biên loại này thì nước ngầm có xu hướng di chuyển từ nơi có địa hình cao sang nơi có địa hình thấp, mà ở đó tầng địa chất phía dưới không có khả năng giữ nước và không thấm.

Hình 10-1. Biên sông của khu vực lập mô hình

b) Biên tự nhiên địa chất



390

Hình 10-2. Biên tự nhiên - địa chất của khu vực lập mô hình

c/ Những lưu ý quan trọng

- Phải có ít nhất một điều kiện biên mực nước tham chiếu.

- Không chọn các biên nhân tạo quá gần diện tích nghiên cứu.

- Không phải tất cả các đối tượng nước mặt đều được xem là biên dòng chảy (ví dụ: nước ở tầng chứa nằm sâu dưới đất sẽ chảy bên dưới đáy sông).

- Mô hình nhiều lớp có thể đòi hỏi các biên khác nhau (và các điều kiện biên) cho từng lớp của mô hình (đặc biệt với vùng có nhiều tầng chứa nước có áp).



391

10.4. MOÄT SOÁ PHAÀN MEÀM ÑÖÔÏC SÖÛ DUÏNG ROÄNG RAÕI

10.4.1. Moâ hình Visual MODFLOW

MODFLOW được viết tắt bởi: Modular three-dimensional finite – difference ground – water model. MODFLOW phiên bản đầu tiên ra đời năm 1984. Trong quá trình nghiên cứu và phát triển người ta đã nâng cấp mô hình MODFLOW thành các phiên bản mới như: Visual MODFLOW 2.8.2 và gần đây nhất là Visual MODFLOW 4.1 có giao diện và chức năng nhiều hơn so với phiên bản gốc. MODFLOW – 2000 là phiên bản đầu tiên được sử dụng để phân biệt với các phiên bản mới hiện nay.

Visual MODFLOW là mô hình môi trường đầy đủ nhất và dễ dàng sử dụng vào việc ứng dụng vào thực tế trong dòng chảy nước dưới đất ba chiều và mô phỏng sự lan truyền chất ô nhiễm trong nước dưới đất. Chương trình này thì được tích hợp đầy đủ bao gồm các modules như: MODFLOW, MODFLOWSURFACT, MODPATH, Zone Budget, MT3Dxx/RT3D, MGO, and WinPEST với giá trị giao diện đồ họa mạnh mẽ và trực quan nhất. Với những cấu trúc trình đơn logic và dễ dàng sử dụng, công cụ của Visual MODFLOW cho phép thực hiện các chức năng sau:

1. Dễ dàng xác định phạm vi của vùng cần nghiên cứu và chọn lựa các đơn vị sử dụng.

2. Gán thuộc tính của mô hình và điều kiện biên thích hợp.

3. Chạy mô hình mô phỏng.

4. Hiệu chỉnh hướng dẫn sử dụng mô hình và kỹ thuật kiểm tra.

5. Tối ưu vị trí và lưu lượng bơm hút của giếng.

6. Hiển thị kết quả sử dụng đồ họa 2D hoặc 3D.

10.4.2 Moâ hình GMS

GMS là phần mềm mô hình nước dưới đất tinh vi và toàn diện. Mô hình này hiện nay đã được sử dụng trên 90 quốc gia bởi các tổ chức, cá nhân... đang hoạt động trong lĩnh vực về quản lý nước dưới đất. GMS cung cấp những công cụ đơn giản dễ sử dụng và chức năng hữu ích trong việc thiết lập mô phỏng vị trí, phát triển mô hình, quá trình bổ sung dữ liệu, hiệu chỉnh và trực quan cho người sử dụng.

GMS chứa đựng nhiều mô đun để tính toán cho các loại bài toán nước dưới đất khác nhau như: tính toán khả năng lan truyền chất ô nhiễm trong



392

nước dưới đất, tính toán lan truyền dòng chảy nước dưới đất, tính toán sự xâm nhập mặn, .....

GMS cung cấp cả hai mô hình: sai phân hữu hạn và phần tử hữu hạn trong 2–D và 3–D bao gồm: MODFLOW 2000, MODPATH, MT3DMS/RT3D, SEAM3D, ART3D, UTCHEM, FEMWATER và SEEP2D.

Hiện nay ở Việt Nam đang phát triển sử dụng mô hình này, nhưng do còn là lĩnh vực mới do đó ít người biết sử dụng và ứng dụng chúng vào quản lý.

10.4.3. Löïa choïn moâ hình

Để giải quyết các mục đích của các nhà quản lý, trong việc quản lý tài nguyên nước ngầm thì việc lựa chọn một mô hình tính toán là điều cần thiết.

Do những tính năng ưu việt và thế mạnh của GMS, ngoài những thế mạnh của các mô hình đã nêu ở trên, thì mô hình GMS còn có thế mạnh hơn phần mềm Visual MODFLOW ở đặc tính:

+ Chuyển các thông tin, dữ liệu như: nút, đường và vùng từ dữ liệu địa lý (GIS) với đuôi (.shp) trực tiếp sang nền MODFLOW mà không cần phần mềm nào để hỗ trợ.

+ Có tính năng đồ họa cao như: nội suy độ cao từ quá trình thiết lập mô hình trực tiếp sang dạng ba chiều (dưới dạng hệ thực) không phải qua một phần mềm chuyển đổi nào cả, trong khi đó mô hình Visual MODFLOW không thực hiện được và muốn chuyển đổi phải sử dụng phần mềm Suffer để tạo ảnh ba chiều.

10.4.4. Sô löôïc veà module MT3DMS trong phaàn meàm moâ hình GMS 6.0

Module MT3DMS là một trong những module trong phần mềm GMS 6.0, dùng để dự báo, đánh giá và tính toán nồng độ chất ô nhiễm lan truyền trong nước dưới đất.

MT3DMS là một phiên bản mới phát triển dựa trên MT3D cũ và nó được viết tắt từ cụm từ tiếng Anh Modular 3–D Transport Multi Species. MT3DMS có một thực đơn chọn lựa toàn diện và có khả năng tính toán quá trình tải, phân tán, khuếch tán và các phản ứng hóa học của chất ô nhiễm lan truyền trong nước dưới đất dưới những điều kiện thủy lực tổng quát.

Trong MT3DMS có ba giải thuật tính sự lan truyền chất ô nhiễm đó là: phương pháp sai phân hữu hạn chuẩn; phương pháp hạt quĩ đạo Euler – Lagrange; phương pháp thể tích hữu hạn sử dụng nguyên lý biến phân bậc cao. Mỗi phương pháp có một thế mạnh và độ chính xác khác nhau, tùy



393

thuộc vào bài toán, điều kiện ban đầu và điều kiện biên mà ta áp dụng cho phù hợp.

Trong MT3D sử dụng công thức hiện, nhưng trong MT3DMS cải tiến thì sử dụng công thức ẩn, công thức này có một cách giải quyết đa năng và hiệu quả. Phép lặp dựa vào phương pháp dao động liên hợp tổng quát với những điều kiện chọn lựa ở phần trước và sử dụng lược đồ ma trận không đối xứng.

10.5 ÖÙNG DUÏNG PHAÀN MEÀM MODFLOW VAØ MT3DMS TÍNH TOAÙN MOÂ PHOÛNG LAN TRUYEÀN MITÔ TRONG NÖÔÙC DÖÔÙI ÑAÁT – LAÁY TP.HCM LAØM VÍ DUÏ NGHIEÂN CÖÙU

10.5.1. Moâ taû ñoái töôïng nghieân cöùu

Đối tượng được chọn để xem xét là hai bãi chôn lấp trên địa bàn TP. Hồ Chí Minh. Bãi chôn lấp thứ nhất là Khu liên hợp xử lý chất thải rắn Tây Bắc thành phố Hồ Chí Minh thuộc xã Phước Hiệp, huyện Củ Chi, TP. Hồ Chí Minh. Khu vực bãi chôn lấp dự kiến xây dựng với diện tích khoảng 43,3 ha nằm trong khu vực từ kênh 15 đến kênh 17 thuộc phần đất của nông trường Tam Tân giao khoán lại.

Bãi chôn lấp thứ 2 là bãi rác Gò Cát. Bãi chôn lấp này được xây dựng trên lô đất thuộc xã Bình Hưng Hòa, huyện Bình Chánh, giáp ranh với huyện Hóc Môn và quận Tân Bình, có diện tích 25 ha. Phía Tây là quốc lộ 1A. Phía Bắc là vùng hồ đầm hoang, một phần diện tích được dân định cư cải tạo làm hồ nuôi cá. Phía Đông và Đông Bắc là Kênh Nước Đen với khu dân cư mới phát triển dọc bên kia bờ kênh. Phía Nam là đầm nước khoảng 6 ha không canh tác có lục bình phủ kín toàn bộ bề mặt nước.

10.5.1.1. Đặc điểm địa chất bãi đổ rác Phước Hiệp

Theo kết quả khoan khảo sát địa chất công trình, có thể chia địa tầng khu vực dự án thành ba lớp như sau:

- Lớp 1: Lớp bùn sét hữu cơ màu xám đen, xám xanh, trạng thái chảy, kết cấu kém chặt. Lớp này có bề dày thay đổi từ 7 – 14m, luôn ở trạng thái chảy, hệ số rỗng lớn trung bình. Lực dính và góc ma sát trong rất nhỏ.

- Lớp 2: Lớp sét màu vàng nâu, xám nâu, hoặc hồng nhạt, kết cấu chặt vừa, trạng thái nửa cứng, hệ số rỗng lớn trung bình. Lực dính



394

và góc ma sát trong trung bình. Lớp này có chiều dày thay đổi từ 3 -1m.

- Lớp 3: Hỗn hợp cát hạt nhỏ lẫn sạn sỏi thạch anh màu xám nhạt, xám trắng hoặc vàng nhạt, hệ số rỗng lớn trung bình. Lực dính và góc ma sát trong trung bình. Chiều dày lớp xấp xỉ 10m, dung trọng tự nhiên lớn 1,896 g/cm3.

10.5.1.2. Đặc điểm thủy văn bãi đổ rác Phước Hiệp

Nước mặt: Khu dự án được giới hạn bởi các kênh nước mặt: kênh Thầy Cai, kênh 15, kênh 16, kênh 17, kênh 18. Hệ thống kênh rạch này cung cấp nước tưới tiêu cho toàn khu vực.

Nước ngầm: Kết quả thăm dò đã xác định tầng chứa nước thứ nhất nằm ở độ sâu từ 18 – 40m, mực nước ngầm của tầng chứa nước thứ nhất vào mùa khô tại khu vực khảo sát nằm cách mặt đất rất nông từ 0,7 – 1m.

Nhận xét chung về đặc điểm địa chất – địa chất thủy văn: Khu vực này có mật độ sông rạch thấp, vị trí thuận lợi cho việc bố trí bãi chôn lấp rác thải.

Về địa chất công trình: Tầng đất bên dưới có chiều sâu bùn sét dày (10m), cường độ chịu nén yếu, đòi hỏi phải xử lý nền đảm bảo khả năng chịu tải tương thích đối với tải trọng lớn của bãi chôn lấp trên diện tích lớn.

Về địa chất thủy văn: Mực nước ngầm khu vực rất cao đòi hỏi phải đắp sét đảm bảo tầng cách ly thỏa mãn các yêu cầu bảo vệ môi trường khi xây dựng bãi chôn lấp nhằm giảm thiểu ô nhiễm.

10.5.1.3. Đặc điểm địa chất bãi đổ rác Gò Cát

Tại bãi chôn lấp Gò Cát, đã tiến hành khoan 5 lỗ khoan để khảo sát địa chất, với độ sâu 50m cho một lỗ. Kết quả khoan địa chất như sau:

- 0,0 – 0,3 m: lớp cát, cát pha màu vàng, xám trắng

- 3,0 – 3,3 m: lớp sét lẫn với laterit

- 3,3 – 4,0 m: sét, màu xám trắng, phớt vàng

- 4,0 – 4,6 m: sét pha cát, mà xám trắng

- 4,6 – 11,5 m: sét màu xám trắng, phớt vàng

- 11,5 – 15 m: sét màu vàng nâu

- 15 – 24 m: cát hạt nhỏ màu vàng



395

- 24 – 31,7 m: sét màu nâu

- 31,7 – 35 m: sét màu vàng, trắng xám

- 35 – 50 m: cát hạt mịn, vàng

Đất khu vực này có lớp trầm tích pleistocene nên độ lún không đáng kể. Hơn nữa sau khi đất được đào, rác chôn ở đây có tỷ trọng thấp hơn nên không ảnh hưởng đến độ bền vững của lớp đất bề mặt chôn lấp. Kết quả khảo sát độ thẩm thấu của đất ở các độ sâu khác nhau thuộc khu vực bãi chôn lấp Gò Cát cho thấy hệ số thẩm thấu qua các lớp dao động trong khoảng 1,1232-0,23328 cm/ngày đêm. Với hệ số tốc độ thấm như vậy, các chất ô nhiễm phải mất khoảng 89-428,6 ngày mới đi hết qua lớp đất dày 1m, phải mất 623-2996 ngày đêm mới đi qua 7 m đất sét.

10.5.1.4. Đặc điểm thủy văn bãi đổ rác Gò Cát

Rạch Nước Đen là nguồn tiếp nhận nước thải từ trạm xử lý rò rỉ của bãi chôn lấp này. Đây là một con rạch nối liền với hệ thống kênh đào 19-5 và kênh Tham Lương ở phía Bắc chảy ra sông Sài Gòn, đoạn chảy ra phường 15 Tân Bình và phía Nam nối với con rạch này cũng thông với nhiều hồ đầm trong địa bàn xã Bình Hưng Hòa. Có thể thấy rạch Nước Đen nằm ở giữa hai đầu của hai nhánh kênh thoát nước thải của thành phố hay nói cách khác có thể xem như đây là thượng nguồn của hai nhánh kênh Tham Lương và kênh Tân Hóa nên dòng chảy thay đổi theo thủy triều lên xuống đồng thời ở cả hai đầu rạch, do đó có sự tích tụ chất thải ở đoạn kênh này làm nước bị ô nhiễm, đen kịt và có mùi hôi thối.

Mạch nước ngầm

Theo số liệu báo cáo của Sở Giao thông Công chánh cho thấy trong giới hạn chiều sâu các lỗ khoan, nước ngầm trong khu vực có thể tồn tại ở 3 vị trí:

- Tầng đất từ 4,0-4,6m: có cấu trúc sét pha cát có khả năng ngậm nước, tuy nhiên với vị trí và cấu trúc như vậy sẽ không chứa lượng nước dồi dào song nước ngầm trong tầng này lại làm tăng khả năng thấm nước của đất nên dễ bị nhiễm bẩn từ các nguồn nước thải hiện tồn đọng trên mặt đất khu vực bãi chôn lấp.

- Tầng cát từ 15,0-20,0m: tầng đất này nằm trong chiều sâu quy ước của tầng nước ngầm mạch nông nhưng ngoài giới hạn chiều sâu đáy bãi chôn lấp, có khả năng trữ nước lớn và được ngăn cách bởi lớp đất sét tương đối dày và có độ cao ổn định, tốc độ thấm nước xấp xỉ 0,018 cm/h. Tuy nhiên trong khu vực bãi chôn lấp trước



396

chôn lấp bãi chôn lấp trước đây, tầng đất này cũng có khả năng bị ảnh hưởng bở quá trình đào đất làm bãi chôn lấp trước đây thường thực hiện tới độ sâu khoảng 14-15m và các hố chôn lấp trước đây không hề có gia công lớp lót đáy trước khi chôn rác.

- Tầng cát chứa nước ngầm ở độ sâu 35,0-50,0m: tầng nước này có thể hoàn toàn cách biệt với các tầng đất trong vùng ảnh hưởng nói trên và có lớp đất sét dày khoảng 10m ngăn cách. Đây là loại đất có tính không thấm nước khá cao.

Để đánh giá một cách tương đối chính xác hiện trạng chất lượng nước trong khu vực, các dữ liệu được đánh giá theo phương pháp thống kê trên cơ sở kết quả phân tích nước ngầm được thu thập tại các giếng nằm trong khu vực bãi chôn lấp cũ và tại các hộ dân cư xung quanh khu vực dự án trong vòng bán kính 100m đối với ranh giới khu đất. Các giếng lựa chọn khảo sát đều có độ sâu từ 22 đến hơn 40m.

10.5.2. Döõ lieäu ñaàu vaøo cho moâ hình

Để tính toán sự lan truyền chất ô nhiễm trong nước dưới đất bằng module MT3DMS thì việc đầu tiên cần chạy MODFLOW. Sau đó kết quả này được sử dụng cho MT3DMS chạy. Kết quả sau khi chạy MODFLOW hoàn toàn chính xác so với thực tế. Sau đây là các dữ kiện liên quan tới chạy Module MT3DMS.

10.5.2.1. Lưới và đường đẳng mực nước của mô hình

Lưới tính được chia thành: 90 hàng x 90 cột tạo thành một hệ thống lưới hai chiều như hình trên. Kích thước mỗi ô lưới của mô hình là: 1000 (m) x 1000 (m). Các ô lưới không thuộc diện tích lập mô hình là những ô không hoạt động.

Lưới tính toán hai chiều: Dùng để nội suy các dữ liệu từ các điểm rời rạc đến từng ô lưới và lưu dữ liệu thành từng tập tin phục vụ cho việc chuyển dữ liệu này vào lưới ba chiều.



397

Hình 10-3. Lưới và đường đẳng mực nước của mô hình

Hình 10-4. Hình ảnh lưới ba chiều của khu vực TP. Hồ Chí Minh



398

10.5.2.2. Các tầng chứa nước.

Dựa vào đặc điểm chứa nước, quan hệ thủy lực của các lớp địa chất có mặt trong vùng lập mô hình dòng chảy và nhiễm bẩn, chúng ta sơ đồ hóa các lớp cách nước và các tầng chứa nước trong vùng thành 6 lớp như sau:

Hình 10-5. Các lớp địa chất của TP. Hồ Chí Minh được sử dụng

trong mô hình

Lớp 1: Bao gồm các trầm tích Holocen và lớp cách nước của các trầm tích Pleistocen, phân bố trên toàn vùng lập mô hình. Thành phần chủ yếu là hạt mịn: bùn sét, bùn cát, sét, bột, bột cát, cát bột, đôi chỗ xen kẹp các thấu kính cát ... Nhìn chung đây là lớp thấm nước kém và có chứa nước cục bộ.

Lớp 2: Lớp chứa nước, là các lớp hạt thô của các trầm tích Pleistocen, gồm cát mịn đến thô có chứa sạn sỏi. Phân bố trên toàn vùng lập mô hình.

Lớp 3: Lớp thấm nước kém, gồm các lớp hạt mịn của trầm tích Pliocen trên gồm sét, bột, bột sét... Phân bố trên toàn vùng lập mô hình.

Lớp 4: Lớp chứa nước, là các lớp hạt thô của trầm tích Pliocen trên gồm cát từ mịn đến thô có chứa sạn sỏi. Phân bố trên toàn vùng lập mô hình.

Lớp 5: Lớp thấm nước kém, gồm các lớp hạt mịn của trầm tích Pliocen dưới gồm sét, bột, bột sét... Diện phân bố hẹp hơn các lớp trên do



399

vắng mặt trầm tích Pliocen dưới ở phía đông từ Bình Trưng đến giáp sông Đồng Nai.

Lớp 6: Lớp chứa nước, là các lớp hạt thô của tầm tích Pliocen dưới gồm cát từ mịn đến thô có chứa sạn sỏi. Diện phân bố hẹp hơn các lớp trên do vắng mặt trầm tích Pliocen dưới ở phía đông từ Bình Trưng đến giáp sông Đồng Nai.

10.5.2.3. Dữ liệu về thông số địa chất thủy văn xung quanh khu vực các bãi rác.

10.5.2.3.1. Hệ số thấm (Hydraulic conductivity).

Để hiểu rõ đặc tính lan truyền quanh khu vực bãi rác. Ta cần phải xem xét tới đặc tính đất đá ở các lớp khác nhau ở các ô quanh khu vực hai bãi rác Tam tân (Phước hiệp) và Gò cát, nghiên cứu ảnh hưởng quá trình lan tỏa ô nhiễm tổng Nitơ tới ba tầng địa chất layer 1, layer 2, và layer 3.

a) Hệ số thấm thấm ngang (Horizontal K) và hệ số thấm dọc (Vertical K) của ba lớp địa chất tại bãi rác Phước Hiệp (Tam tân) được gán theo ô như sau: (hệ số thấm ngang Kh, hệ số thấm đứng Kv). Xét giá trị trong 12 ô xung quanh bãi rác cho 3 lớp địa chất.

Bảng 10-1. Hệ số thấm của các lớp địa chất khu vực Phước Hiệp

HỆ SỐ THẤM NGANG (KH)

HỆ SỐ THẤM DỌC (KV)

0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75 0,75

0,75 0,75 0,75 0,02 0,75 0,75 0,75 0,002

Lớp 1

0,75 0,75 0,75 0,02 0,75 0,75 0,75 0,002

45 45 45 45 3,5 3,5 3,5 3,5

45 45 35 35 3,5 3,5 3,5 3,5

Lớp 2

45 35 35 40 3,5 3,5 3,5 4,5

0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 0,00025 0,00025 0,00025 0,00025

0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 0,00025 0,00025 0,00025 0,00025

Lớp 3

0,0025 0,0025 0,0025 0,0025 0,00025 0,00025 0,00025 0,00025



400

Hình 10-6. Bản đồ các hệ số thấm lớp 1 quanh khu vực bãi rác Phước Hiệp




401

Lớp 3

Kh = 40; Kv = 4.5

Các ô nghiên cứu


Từ các giá trị hệ số thấm Bảng 10-1 và các Hình 10-6 – Hình 10-6 ta có nhận xét như sau:

+ Đối với lớp 1: Hệ số thấm ngang và thấm dọc tương đối đồng nhất giữa các ô lưới nằm phía trên khu vực nghiên cứu (Kh = 0,75; Kv = 0,75), nghiêng về phía Đông Nam hệ số thấm bắt đầu biến đổi tương ứng với hệ số Kh = 0,02 và Kv = 0,002. Hệ số thấm thấp vì đất đá trong khu vực chủ yếu là thành phần đất pha sét, cát và các thành phần hữu cơ... Do vậy, khả năng di chuyển nước và chất là rất khó.

+ Đối với lớp 2: Hệ số thấm ngang và dọc trong lớp này lớn hơn rất nhiều so với hệ số thấm ở lớp 1, với Kh2 = 60 Kh1 và Kv2 ≈ 5 Kv1. Thành phần địa chất chủ yếu là cát mịn cho tới sỏi thô, do đó khả năng di chuyển nươc trong lớp này là rất lớn.

+ Đối với lớp 3: Hệ số thấm ngang và dọc rất thấp, đất ở tầng này chủ yếu là sét nên khả năng di chuyển nước rất chậm, có ý nghĩa trong việc ngăn cản chất ô nhiễm thấm xuống các tầng dưới



402

Tóm lại:

Hệ số thấm của mỗi lớp địa chất tương đối đồng nhất giữa các ô trong khu vực nghiên cứu.

Khả năng chứa nước và vận chuyển nước trong: lớp 2 > lớp 1 > lớp 3. Nếu cả ba lớp địa chất trên bị ô nhiễm thì khả năng lan truyền chất ô nhiễm của lớp 2 là lớn nhất do hệ số rỗng lớn và đất đá chủ yếu là cát nên không có khả năng hấp phụ, giữ nước tốt. Mặt khác lớp 2 là lớp chứa nước, phục vụ nước sinh hoạt và sản xuất cho con người, nếu tầng này bị ô nhiễm thì khả năng vận chuyển chất ô nhiễm càng lớn khi có nhiều giếng khai thác gần nguồn ô nhiễm. Vì vậy, việc quản lý cũng như xử lý vấn đề ô nhiễm cho tầng địa chất này rất khó, đòi hỏi phải có công cụ quản lý phù hợp để đánh giá khả năng lan truyền của chất ô nhiễm, từ đó đề ra chiến lược quản lý chính xác và hiệu quả.

b/ Hệ số thấm ngang (Kh) và hệ số thấm dọc (Kv) của bãi rác Gò Cát, xét giá trị trong 9 ô xung quanh bãi.

Bảng 10-2. Hệ số thấm của các lớp địa chất quanh khu vực bãi rác Gò Cát

HỆ SỐ THẤM NGANG (KH) HỆ SỐ THẤM DỌC (KV)

0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5

0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5

Lớp 1

0,5 0,5 0,5 0,5 0,5 0,5

45 45 45 4,5 4,5 4,5

45 45 45 4,5 4,5 4,5

Lớp 2

45 10 10 1 1 1

0,00001 0,00001 0,00001 1.e-006 1.e-006 1.e-006

0,00001 0,00001 0,005 1.e-006 1.e-006 0,0005

Lớp 3

0,00001 0,005 0,005 1.e-006 0,0005 0,0005



403

Hình 10-9. Bản đồ các hệ số thấm lớp 1 quanh khu vực bãi rác Gò Cát



404




405




406

Từ các giá trị hệ số thấm (Bảng 10-2) và các hình minh họa (Hình 10-9 - Hình 10-11) ta có nhận xét như sau:

+ Đối với lớp 1: Hệ số thấm ngang và thấm dọc tương đối đồng nhất giữa các ô lưới nằm phía trên khu vực nghiên cứu (Kh = 0,5; Kv = 0,5). Hệ số thấm thấp vì đất đá trong khu vực chủ yếu là thành phần đất pha sét, cát và các chất hữu cơ... Do vậy, khả năng di chuyển nước và chất là rất khó.

+ Đối với lớp 2: Hệ số thấm ngang và dọc trong lớp này lớn hơn rất nhiều so với hệ số thấm ở lớp 1, với Kh2 = 90 Kh1 và Kv2 = 9 Kv1. Thành phần địa chất chủ yếu là cát mịn cho tới sỏi thô, do đó khả năng di chuyển nước trong lớp này là rất lớn. Nếu chất ô nhiễm bị ảnh hưởng xuống tầng này thì khả năng di chuyển và phân tán rất lớn, khó kiểm soát.

+ Đối với lớp 3: Hệ số thấm ngang và dọc rất thấp, đất ở tầng này chủ yếu là sét nên khả năng di chuyển nước rất chậm. Do đó có ý nghĩa trong việc ngăn cản các chất ô nhiễm thấm xuống tầng ngầm. Đặc tính đất đá của tầng chủ yếu là sét nên có khả năng hấp phụ hấp thụ rất cao.

Tóm lại:

Các thuộc tính lớp địa chất của khu vực bãi rác Gò Cát có tính chất tương tự bãi rác Phước Hiệp, lớp 1 và lớp 3 là lớp cách nước, hai lớp này tuy cách nước nhưng tính chất đất đá và khả năng vận chuyển nước khác nhau. Lớp 2 là lớp chứa nước và vận chuyển nước tốt nên khả năng lan tỏa chất ô nhiễm cũng rất tốt. Đòi hỏi phải có biện pháp quản lý tốt khi lớp này bị ô nhiễm.

10.5.2.3.2. Dữ liệu về lượng bổ cập (Recharge package)

Lượng bổ cập là lượng nước từ nhiều nhân tố khác nhau đi vào hệ thống nước dưới đất: mưa, lũ, úng ngập... Hiện tại không có các công trình nghiên cứu chuyên môn những vấn đề này và vì rất phức tạp nên trong tính toán địa chất thủy văn thường chỉ xét tới lượng mưa. Theo tính toán của các nhà chuyên môn thì lượng bổ cập không vượt quá 20% lượng mưa và phụ thuộc vào nhiều yếu tố đặc biệt là các yếu tố sau: Độ dốc địa hình, thành phần đất đá trong từng vùng tiếp nhận nước mưa và thảm thực vật.



407

10.5.3. Thieát laäp vaø chaïy MT3DMS 10.5.3.1.Thiết lập mô hình cho phạm vi cả khu vực TP Hồ Chí Minh

Theo số liệu quan trắc của Phòng chất thải rắn, thuộc Sở Tài nguyên và Môi trường TP.HCM, thì nồng độ nitơ tổng của bãi rác Phước Hiệp biến đổi theo mùa và nồng độ nitơ tổng biến thiên trong khoảng 900 – 3000 mg/l. Mùa mưa nồng độ nitơ giảm do bị pha loãng bởi nước mưa, mùa khô nồng độ tăng cao.

Các thông số nhập cho mô hình cả khu vực lớn bao gồm:

Bảng 10-3. Giá trị các thông số đầu vào của mô hình lớn

Đặc tính Tham số

Độ rỗng Độ phân tán theo phương dọc theo dòng chảy

Lớp 1

0,3 2


Lớp 2

0,3 10


Lớp 3

0,3 0,002

Lượng bổ cập Nồng độ ni tơ tổng Bãi rác

0,000025 m/d 2500 mg/l

Gói phân tán

Lớp TRPT TRVT

Lớp 1 1 0,1

Lớp 2 1 0,1

Lớp 3 1 0,1



408

Với TRPT: là tỷ số giữa độ phân tán theo phương ngang và phương dọc theo dòng chảy.

TRVT: là tỷ số giữa độ phân tán theo phương đứng và phương dọc theo dòng chảy.

Các bước thiết lập của mô hình:

Bước 1: Trước khi chạy MT3DMS, cần phải thiết lập 3 lớp địa chất và bãi rác Phước Hiệp cho mô hình. Thiết lập bãi rác, mở thuộc tính vùng (recharge rate và recharge concentration).

Hình 10-12. Thiết lập các lớp địa chất



409

Hình 10-13. Thiết lập bãi rác

Bước 2: Chuyển file có đuôi (*shp) chứa dữ liệu thông tin địa lý (GIS) về bãi rác (đã xác định vị trí và tọa độ của bãi rác) vào mô hình.

Hình 10-14. Đưa dữ liệu GIS vào mô hình



410

Bước 3: Gán giá trị cho các lớp gồm độ rỗng và hệ số phân tán theo phương dọc theo dòng chảy (porosity and longitudinal dispersion)

Hình 10-15. Gán giá trị độ rỗng và hệ số phân tán theo phương dọc

theo dòng chảy

Bước 4: Thiết lập các dữ kiện cho MT3DMS.

Hình 10-16. Thiết lập dữ liệu cho MT3D



411

Bước 5: Gán giá trị thời gian nghiên cứu (ngày) và bước lặp tính toán (Length và Max transport steps)

Hình 10-17. Gán giá trị thời gian nghiên cứu và bước chạy

Bước 6: Chọn các dữ kiện tính toán (tải, phân tán, nguồn tự sinh/tự hoại, theo dõi lan truyền).

Hình 10-18. Chọn dữ liệu các quá trình tải, phân tán, nguồn tự sinh/tự hoại,

theo dõi lan truyền



412

Bước 7: Gán tên chất ô nhiễm cần nghiên cứu (tổng nitơ).

Hình 10-19. Chọn chất ô nhiễm

Bước 8: Lựa chọn bước xuất dữ liệu tính toán ô nhiễm theo thời gian.

Hình 10-20. Chọn thông số xuất để phần mềm xuất dữ liệu



413

Bước 9: Lựa chọn phương pháp để tính toán số hạng tải, sử dụng phương pháp biến phân bậc 3.

Hình 10-21. Lựa chọn giải thuật xử lý thành phần tải

(trên hình chọn phương pháp biến phân bậc 3)

Bước 10: Gán giá trị cho hệ số phân tán cho các lớp 1, lớp 2 và lớp 3.

Hình 10-22. Gán giá trị cho hệ số phân tán cho các lớp 1, lớp 2 và lớp 3.



414

Bước 11: Gán giá trị tốc độ bổ cập và nồng độ bổ cập cho các bãi rác (recharge rate và recharge conconcentration) cho hai bãi rác.

Hình 10-23. Gán giá trị bổ cập và nồng độ bổ cập cho các bãi rác

Bước 12: Chuyển tất cả các dữ liệu đã thiết lập trên bản đồ vào MT3DMS.



415

Hình 10-24. Chuyển đổi dữ liệu trên bản đồ vào MT3DMS

Bước 13: Chạy MODFLOW



416

Hình 10-25. Chạy chương trình MODFLOW

Kết quả chạy MODFLOW: Cho ra đường đẳng mực nước cả thành phố.



417

Hình 10-26. Bản đồ đường đẳng mực nước cả Thành phố



418

Bước 14: Run MT3DMS.

Hình 10-27. Chọn thực đơn chạy mô hình MT3DMS

Kết quả chạy MT3DMS.

Hình 10-28. Kết quả chạy MT3DMS



419

Đánh giá kết quả MT3DMS và quá trình hiệu chỉnh mô hình lớn:

Do cách chia lưới cho mô hình cả thành phố tương ứng với kích cỡ mỗi ô của mô hình là: 1000 (m) x 1000 (m) = 1 km2. Do vậy, khi tính toán phương trình vận chuyển bằng module MT3DMS kết quả không hội tụ, vì bước lặp của bài toán lan truyền chất phụ thuộc vào số ô lưới trong mô hình. Nếu ô lưới của mô hình mà quá lớn thì khả năng nội suy bằng phương pháp sai phân hữu hạn tại các tâm ô rất khó hội tụ. Ngoài ra, mô hình lớn có rất nhiều biên khác nhau như: biên sông, rạch, biên mực nước xác định, biên đá không thấm...do vậy khi tính toán MT3DMS bằng thuật toán này máy tính bắt buộc phải đọc hết các điều kiện biên này để tính toán nên bước lặp và thời gian tính toán nhiều và đòi hỏi bộ nhớ máy tính phải lớn và công suất máy tính phải mạnh.

Những vấn đề nghiêm trọng này đã làm cho các chuyên gia nghiên cứu phải có cách giải quyết phù hợp để không những có thể ứng dụng phổ biến mà còn có hiệu quả kinh tế hơn trong việc thiết lập mô hình vào quản lý.

Do đó, để giải quyết vấn đề này người ta bắt buộc phải chuyển dữ liệu, thuộc tính các tầng địa chất của mô hình lớn sang mô hình địa phương (local model) và chia lại kích cỡ lưới cho mô hình địa phương (local model) phù hợp. Kết quả khả thi hơn khi thực hiện trên mô hình nhỏ, với bộ nhớ và bộ xử lý máy tính thấp hơn.

10.5.3.2.Thiết lập mô hình cho tiểu khu vực hai bãi rác Phước Hiệp và Gò Cát.

Những dữ liệu cơ bản để chuyển từ mô hình lớn sang mô hình địa phương bao gồm: độ cao mực nước, dữ liệu các lớp tầng địa chất (độ cao mái của mỗi lớp, hệ số thấm, mực nước ban đầu...). Độ cao mực nước ngầm được tính toán từ mô hình lớn thì được áp dụng là biên mực nước xác định cho mô hình địa phương.

Quá trình thiết lập mô hình địa phương được tóm tắt tổng quát như sau:

Bước 1: Chuyển các lớp dữ liệu địa tầng của MODFLOW (vùng lớn) sang một hệ điểm phân tán 2 D (Scatter Point Set 2 – D).

Bước 2: Xây dựng mô hình khái niệm địa phương (Building the Local Conceptual Model).

+ Xây dựng lớp đối tượng mới (new coverage).

+ Xây dựng vùng biên của mô hình địa phương.



420

+ Xác định biên mực nước xác định (Specified Head Boundary) cần nghiên cứu.

+ Nhập giá trị vào biên mực nước xác định (dựa vào kết quả mực nước tính toán của mô hình lớn).

Bước 3: Tạo mô hình MODFLOW địa phương.

+ Tạo lưới 3 – D cho mô hình địa phương.

+ Xác định ô lưới hoạt động.

+ Chuyển các thuộc tính từ lưới sang MODFLOW/Modpath.

Bước 4: Nội suy dữ liệu lớp địa tầng từ hệ điểm phân tán ở bước trên sang các lớp dữ liệu MODFLOW địa phương.

Bước 5: Lưu kết quả và chạy module MODFLOW cho ra đường đẳng mực nước của mô hình địa phương gần đúng với đường đẳng mực nước của mô hình lớn.

Quá trình thiết lập mô hình địa phương gồm các bước như sau:

1. Chuyển các dữ liệu địa tầng qua một hệ điểm phân tán.

+ Chọn 3D Grid data trong Project Explorer.

+ Chọn lệnh Grid/MODFLOW Layer 2D Scatter Points (giữ lại 3 tầng địa chất nghiên cứu là: Layer 1, Layer 2 và Layer 3)

+ Thay đổi tên Scatter Points thành Regional Data.

+ Bấm Ok để kết thúc.

2. Xây dựng mô hình ý niệm địa phương (Local Conceptual Model)

+ Right - click mouse vào HCM_new chọn Duplicate.

+ Thay đổi tên thành Gò Cát hoặc Phước Hiệp (Local model).

2.1. Tạo vùng nghiên cứu (New coverage).

+ Right-click vào tên Gò Cát hoặc Phước Hiệp trong Project Explorer và chọn lệnh New Coverage.

+ Thay đổi tên New Coverage thành Sources/Sinks.

+ Trong Sources/Sinks/BCs chọn Specified Head and Layer Range.

+ Thay đổi Default layer range thành 1 to 3. http://www.ebook.edu.vn


421

+ Chọn Ok để thoát giao diện.

2.2. Tạo biên cho mô hình địa phương (local boundary model).

+ Xác định vùng nghiên cứu.

+ Nhấn vào biểu tượng Sources/Sinks trong Project Explorer.

+ Chọn công cụ Create Arc .

+ Tạo 4 cung xung quanh bãi rác Gò Cát hoặc Phước Hiệp như Hình 10-29 (Lưu ý: Biên mực nước xác định ở phía trên và phía dưới phải trùng với đường đẳng mực nước, 2 cung còn lại được tạo phải vuông góc với đường đẳng mực nước)

Hình 10-29. Xây dựng biên cho mô hình

+ Building the Polygon: chọn Feature Objects/ Build Polygons.

2.3. Gán cung mực nước xác định cho 2 cung phía trên và phía dưới.

+ Chọn công cụ Select Arcs nhấn Shift để chọn 2 cung phía trên và phía dưới của mô hình và chọn Properties .

+ Mở Spec. head cho cả 2 cung, nhấn Ok và thoát.

+ Chọn công cụ Select Points/Nodes . http://www.ebook.edu.vn


422

+ Chọn 2 nút của cung phía trên như hình 4.9, nhấn Properties và nhập giá trị mực nước vào 2 nút trên với giá trị (2.5 cho bãi rác Gò Cát) (Lưu ý: Giá trị này tùy thuộc vào giá trị của đường đẳng mực nước mà người thiết lập đã chọn).

+ Tương tự nhập giá trị đẳng mực nước cho cung phía dưới.

3. Tạo mô hình MODFLOW địa phương (local MODFLOW model).

+ Tạo khung lưới cho mô hình: Trong Project Explorer right _ click vào khoảng không gian và chọn New/Grid Frame.

+ Right - click vào Grid Frame trong Project Explorer và chọn Fit to Active Coverage.

3.1. Tạo lưới (Creating the Grid).

+ Trong Project Explorer right - click vào Grid Frame và chọn lệch Map to/ 3D Grid.

+ Nhấn Ok và nhập giá trị đô dài (lenght) kích cỡ ô lưới muốn thiết lập và chọn số ô và số lớp nghiên cứu (trong mục number cells).

+ Nhấn Ok để thực thi lệnh.

3.2. Tạo các ô hoạt động (Activating the Cells)

+ Chọn 3D Grid Data trong Project Explorer.

+ Chọn MODFLOW / New Simulation/ nhấn Ok.

+ Chọn Map Data trong Project Explorer/ mở Feature Objects/Activate Cells in Coverage(s).

3.3. Chuyển dữ liệu MODFLOW sang lưới (Convert the MODFLOW to the Grid)

+ Right – click trên Local Model (Gò Cát) trong Project Explorer và chọn Map to/ MODFLOW/MODPATH từ menu.

+ Nhấn Ok và chọn All applicable coverages.

4. Nội suy dữ liệu lớp địa tầng (Interpolating the Layer Data).

Trong bước này dữ liệu của các lớp địa tầng của mô hình lớn từ điểm phân tán (Scatter Points) tới các lớp của mô hình địa phương.

+ Right – click vào Regional Data Scatter Set trong Project



423

Explorer và chọn lệnh Interpolate To/MODFLOW Layers.

+ Nhấn Ok để thực thi lệnh.

5. Lưu kết quả và chạy MODFLOW.

6. Thiết lập MT3DMS tương tự trong mục 0.

Bảng 10-4. Số liệu tính toán cho mô hình nhiễm bẩn tiểu khu vực bãi rác Gò Cát

Đặc tính Tham số

Lớp 1 Độ rỗng

Độ phân tán theo phương dọc theo dòng chảy

0,3 2



0,3 10



0,3 0,002

Bãi rác Lượng bổ cập

Nồng độ ni tơ tổng

0,000025 m/d 2500 mg/l

Gói phân tán

Lớp TRPT TRVT

Lớp 1 1 0,1

Lớp 2 1 0,1

Lớp 3 1 0,1

Kích thước ô Chiều rộng = 200 m

Chiều dài = 200 m



424

Số lượng ô Cột = 35 Hàng = 30

Thời gian nghiên cứu

20 năm = 7300 ngày

Các bước nhập dữ liệu vào mô hình địa phương tương tự như việc nhập dữ liệu vào mô hình lớn.

Kết quả MODFLOW của khu vực tiểu bãi rác Gò Cát:

Hình 10-30. Kết quả MODFLOW cho đường đẳng mực nước khu vực

bãi rác Gò Cát

Kết quả MT3DMS của khu vực tiểu bãi rác Gò Cát:



425

Hình 10-31. Kết quả MT3DMS cho phạm vi lan truyền quanh

bãi rác Gò Cát Bảng 10-5. Số liệu tính toán cho mô hình nhiễm bẩn tiểu khu vực

bãi rác Tam Tân

Đặc tính

Tham số

Độ rỗng


Lớp 1

0,3 2

Độ rỗng


Lớp 2

0,3 10

Độ rỗng


Lớp 3

0,3 0,002



426

Lượng bổ cập

Nồng độ ni tơ tổng

Bãi rác

0,000025 m/d 2500 mg/l

Gói phân tán

Lớp TRPT

TRVT

Lớp 1 1 0,1

Lớp 2 1 0,1

Lớp 3 1 0,1

Kích thước ô Chiều rộng = 200 m Chiều dài = 200 m

Số lượng ô Cột = 40 Hàng = 35

Thời gian nghiên cứu

20 năm = 7300 ngày



427

Kết quả MODFLOW của khu vực tiểu bãi rác Phước Hiệp:


bãi rác Phước Hiệp

Kết quả chạy MT3DMS:


bãi rác Phước Hiệp http://www.ebook.edu.vn


428

Caâu hoûi 1. Trình bày các khái niệm cơ bản liên quan tới bài toán lan truyền chất

ô nhiễm trong nước dước đất

2. Trình bày các phương trình lan truyền chất cơ bản liên quan tới nước dưới đất và nêu rõ ý nghĩa các hệ số tham gia vào phương trình.

3. Hãy trình bày điều kiện ban đầu và điều kiện biên. Nêu rõ ý nghĩa vật lý của các điều kiện này.

4. Nêu rõ một số phương pháp giải số bài toán lan truyền ô nhiễm trong nước dưới đất.

5. Giới thiệu một số phần mềm tự động hoá tính toán nước dưới đất.


1. MT3DMS: A Modular Three-Dimensional Multispecies Transport Model for Simulation of Advection, Dispersion, and Chemical Reactions of Contaminants in Groundwater Systems; Documentation and User’s Guide by Chunmiao Zheng, P. Patrick Wang, University of Alabama.

2. GMS 6.0 Tutorials_Copyright © 2005 Brigham Young University– Environmental Modeling Research Laboratory.


NHÖÕNG KHAÙI NIEÄM CÔ BAÛN CUÛA MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG

Trong lý thuyết hệ thống người ta chia ra ba giai đoạn lớn: (1) đặt vấn đề; (2) mô hình hóa và phân tích; (3) thông qua quyết định. Tại giai đoạn đặt bài toán điều quan trọng nhất là xác định: mục tiêu nghiên cứu; các nội dung liên quan và mối quan hệ giữa các nội dung. Thông thường, việc đặt bài toán được chính xác hóa trong quá trình nghiên cứu. Các bài toán và nhiệm vụ xuất hiện trong giai đoạn mô hình hóa và phân tích. Phần dưới đây trình bày những khái niệm cơ bản của môn học mô hình hóa môi trường.

2.1. CAUC GIAI ÑOAÏN CO BAUN CUUA QUAU TRINH XAAY DÖÏNG MOA HINH MOAI TRÖOØNG

Đã có nhiều tác giả đưa ra các thủ tục cần thiết xây dựng mô hình toán các quá trình môi trường. Các giai đoạn cần thiết xây dựng mô hình môi trường gồm: lý thuyết, thí nghiệm, tính thí nghiệm trên máy tính, diễn giải.

Giai đoạn lý thuyết: cần thiết hình thành mục tiêu nghiên cứu quá trình môi trường từ quan điểm mô tả đối tượng một cách ngắn gọn. Giai đoạn này gồm các bước sau đây:

• Tìm kiếm nguyên mẫu mô tả ngắn gọn quá trình môi trường để tiếp theo có thể hình thành mô hình toán cho các nghiên cứu tiếp theo;

• Phân tích sự tương thích giữa các số liệu đo đạc thực địa mà người xây dựng mô hình đang có với nguyên mẫu dự định chọn;

• Đánh giá giới hạn ứng dụng nguyên mẫu để đạt được mục tiêu nghiên cứu;

Giai đoạn thí nghiệm: phụ thuộc vào mục tiêu nghiên cứu có thể có các phương án khác nhau trong thu thập thông tin về quá trình hoạt động của đối

Chöông 2


Chöông 2 – NHÖÕNG KHAÙI NIEÄM CÔ BAÛN CUÛA MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG

27

tượng môi trường bằng phương pháp khảo sát thực địa hay tính toán thí nghiệm. Thu thập số liệu thực địa có mục tiêu nhận được các dữ liệu còn thiếu cho đầu vào của mô hình. Thu thập số liệu thực địa gồm các bước:

- Xây dựng mục tiêu và yêu cầu đối với các dữ liệu.

- Xây dựng hệ thống tự động hóa xử lý số liệu: cho phép hiển thị thông tin trong chế độ thời gian thực, tiết kiệm thời gian và tiền bạc.

- Thu thập số liệu với sự trợ giúp của các máy đo khác nhau.

Tính toán thí nghiệm được hiểu là quá trình ứng dụng các mô hình toán khác nhau để sản sinh ra các dữ liệu liên quan tới các trạng thái môi trường. Trong giai đoạn này đối tượng thực được thay thế hoàn toàn bởi mô hình toán. Giai đoạn này gồm các bước sau:

- Hình thành mục tiêu thí nghiệm với sự trợ giúp của mô hình toán

- Chuẩn bị kế hoạch tiến hành tính toán thí nghiệm

- Xây dựng các thuật toán thực thi mô hình toán

- Tiến hành tính toán thí nghiệm để sinh ra các dữ liệu trạng thái đối tượng trong không gian và theo thời gian.

Giai đoạn diễn giải gồm các bước:

- Phân tích các dữ liệu tính toán thí nghiệm và so sánh chúng với mục tiêu ban đầu;

- Làm sáng tỏ một số trạng thái đặc biệt của đối tượng môi trường được nghiên cứu;

- Đánh giá giới hạn ứng dụng của mô hình toán học được sử dụng;



28

Hình 2-1. Các giai đoạn cơ bản của quá trình mô hình hóa môi trường

Có nhiều tác giả đã đưa ra các phương pháp tiếp cận khác nhau về các bước của quá trình mô hình hóa môi trường. Tuy có một số điểm khác biệt nhưng theo chuyên gia Jorgensen S.E /[3]/: ” Các nhà khoa học khác trong lĩnh vực môi trường đã công bố những quy trình khá khác nhau, nhưng khi kiểm tra chi tiết phát hiện rằng chỉ có sự khác biệt nhỏ giữa các quy trình”. Theo cách phân loại của Jorgensen S.E. /[3]/ quá trình mô hình hóa gồm các bước sau đây: xác định bài toán, mô hình toán và giải số, phân tích nhạy cảm (sensitivity analysis), hiệu chỉnh (calibration), kiểm định (verification) và xác nhận (validation).



29

Bước đầu tiên của quá trình mô hình hóa là xác định vấn đề. Đây là cách duy nhất để xác định giới hạn nghiên cứu và tập trung nguồn lực vào trọng tâm của vấn đề thay vì phân tán sức lực vào các hoạt động không cần thiết.

Vì thế bước đầu tiên trong quy trình mô hình hóa là xác định bài toán và việc xác định này sẽ cần phải được giới hạn bởi các yếu tố không gian, thời gian và hệ sinh thái được xem xét (một hay nhiều hơn một). Việc xác định ranh giới của bài toán theo không gian và thời gian thường dễ hơn, và vì thế rõ ràng hơn, so với việc nhận dạng các hệ sinh thái có liên quan trong mô hình.

Hình 2.2 thể hiện các bước của quá trình mô hình hóa môi trường đã được Jorgensen S.E áp dụng /[3]/. Việc thực hiện theo sơ đồ này không phải là dễ dàng với những người mới bắt đầu học cách xây dựng mô hình (theo Jorgensen S.E.) và cần phải được thích nghi từ từ và được hoàn chỉnh theo thời gian.

Việc xác định số lượng các hệ sinh thái có liên quan tham gia quá trình mô hình hóa để đạt được mức độ chính xác có thể chấp nhận được so với phạm vi hay mục tiêu của mô hình là rất khó, ít nhất là đối với những người mới bắt đầu. Do thiếu dữ liệu nên giai đoạn đầu chỉ có thể đưa vào xem xét một số ít hệ sinh thái. Sau đó khi có sự bổ sung dữ liệu cũng như cần thiết phải lưu ý chi tiết hơn, các hệ sinh thái khác sẽ được bổ sung, đưa vào nghiên cứu.

Trong giới chuyên gia làm mô hình cũng thường diễn ra tranh luận về độ phức tạp của mô hình. Có ý kiến cho rằng để giải thích các hiện tượng phức tạp cần phải bổ sung các tham số tham gia mô hình và như vậy trong phương trình sẽ xuất hiện nhiều thành phần mới. Tuy nhiên, rất tiếc hiện nay chưa có phương pháp toán học đủ mạnh để có thể giải được các phương trình phức tạp. Ngoài ra, mô hình càng phức tạp nó càng chứa nhiều thông số, khi đó mức độ không ổn định của mô hình càng tăng. Bên cạnh đó nhiều thông số phải đo đạc và kiểm tra hoặc bằng quá trình quan sát tại hiện trường, hoặc trong phòng thí nghiệm hoặc bằng quá trình hiệu chỉnh, quá trình này một lần nữa lại dựa trên những kết quả đo đạc tại hiện trường. Việc kiểm tra thông số rất hiếm khi hoàn chỉnh. Trong trường hợp có sai số thì những lỗi này được đưa vào mô hình và cuối cùng sẽ dẫn đến tính không ổn định của mô hình. Vấn đề khó khăn trong việc lựa chọn mức độ phức tạp phù hợp của mô hình sẽ được thảo luận trong rất nhiều



30

công trình. Đây là vấn đề cần đặc biệt quan tâm trong quá trình mô hình hóa môi trường sinh thái.

Xác định vấn đềXác định hệ thống

Sơ đồ ý niệm

Đưa ra các công thức toán mô tả quá trình

Phân tích độ nhạy

Phân tích độ nhạy lần thứ hai

Hiệu chỉnh

Xác nhận

Áp dụng mô hình như là một công cụ khoa học hay

tiến hành dự đoán

Xác nhận quá trình dự đoán

Thu thập dữ liệu

Đánh giá các mô hình con

Đo lường chuyên sâu

Hình 2-2. Một quá trình mô hình hóa mang tính thử nghiệm.

Về mặt lý thuyết, như đã trình bày ở trên, cần thiết phải thu thập dữ liệu phục vụ cho mô hình. Hình 2-2 cho thấy rằng việc kiểm tra các mô hình con và quá trình đo đạc chuyên sâu nên được thực hiện sau bước phân tích độ nhạy lần đầu tiên. Tiếc rằng có rất nhiều nhà lập mô hình không có đủ nguồn dữ liệu để có thể thực hiện được điều này, nên họ buộc phải tránh thực hiện hai bước này và thậm chí cả bước phân tích độ nhạy lần thứ hai. Jorgensen S.E. khuyến cáo rằng cần phải thực hiện theo thứ tự từ quá trình phân tích độ nhạy, kiểm tra mô hình con và đo đạc chuyên sâu và cuối cùng là phân tích độ nhạy lần hai. Nên chú ý các mũi tên phản hồi từ bước



31

phân tích độ nhạy, bước hiệu chỉnh và bước xác nhận đến bước đưa ra các công thức toán cho các quá trình và bước hình thành sơ đồ ý niệm. Điều này cho thấy quá trình mô hình hóa phải là một quá trình có tương tác lẫn nhau giữa các thành phần.

Dữ liệu luôn là một yêu cầu bắt buộc trong mô hình hóa (trong hầu hết các bước của quá trình mô hình hóa đều cần dữ liệu). Về nguyên tắc, dữ liệu cho tất cả các biến trạng thái cần phải được xác định. Một cách lý tưởng, người làm mô hình nên quyết định xem dữ liệu nào cần thiết để pháp triển mô hình dựa trên sơ đồ ý niệm. Cần lưu ý tới khía cạnh kinh tế của vấn đề vì lấy số liệu là một quá trình tốn kém.

Bước kế tiếp là xây dựng các công thức toán học mô tả các quá trình trong hệ sinh thái. Có nhiều quá trình được mô tả bằng một phương trình toán hoặc hơn, và việc lựa chọn phương trình thích hợp cho mô hình đang xem xét là một vấn đề rất quan trọng trong quá trình mô hình hóa.

DƯ BAO

Xác địnhbài toán

Mô hình toán và mô hình số

Phân tích nhạy cảmHiệu chỉnh

Kiểm định

Thông qua

� ỐI TƯỢNG MÔI TRƯỜNG

datadata

data

data

Hình 2-3. Các bước mô hình hóa theo Jorgensen S.E.



32

Một khi đã có hệ các phương trình toán thì quá trình kiểm định mới (verification) có thể được thực hiện. Tiếp theo, để thực thi bước này, chuyên gia xây dựng mô hình cần phải trả lời các câu hỏi sau đây:

1. Moâ hình coù oån ñònh trong moät thôøi gian daøi hay khoâng?

Mô hình được chạy trong một khoảng thời gian dài với chu kỳ là một năm với cùng hàm điều khiển để theo dõi xem giá trị của các biến trạng thái có được duy trì ở mức độ tương đối ổn định hay không. Trong suốt giai đoạn đầu, biến trạng thái phụ thuộc vào giá trị ban đầu và mô hình cũng nên được chạy với giá trị ban đầu tương ứng với giá trị dài hạn của các biến trạng thái. Quy trình này cũng được khuyên dùng để tìm ra giá trị ban đầu nếu như không thể biết hoặc đo đạc bằng các phương pháp khác.

2. Moâ hình coù hoaït ñoäng nhö mong ñôïi hay khoâng?

Ví dụ như nếu đại lượng đầu vào là các độc chất, chúng ta mong muốn nồng độ độc chất sẽ cao hơn trong cơ thể các loại động vật cấp cao hơn. Nếu đều này không xảy ra, cho thấy có một vài công thức toán bị sai và cần phải được sửa chữa. Câu hỏi này chứng tỏ rằng trên thực tế chúng ta biết được ít nhất một số phản ứng của hệ sinh thái, điều này cũng không luôn đúng như thế. Nhìn chung, trong giai đoạn này cần phải làm việc với mô hình nhiều hơn nữa. Qua những lần sử dụng như thế, nhà lập mô hình có thể làm quen với mô hình và các phản ứng của nó đối với những sự xáo trộn. Các mô hình nói chung nên được xem như là một công cụ thử nghiệm. Các thử nghiệm được thực hiện để so sánh kết quả của mô hình với kết quả quan sát và sự thay đổi cho mô hình được tạo ra tùy theo trực giác và kiến thức của nhà lập mô hình đối với các phản ứng của mô hình. Nếu nhà mô hình hài lòng với sự hòa hợp giữa mô hình và kết quả quan sát thì họ chấp nhận mô hình như là một sự mô tả thích hợp cho hệ sinh thái thực, ít nhất là trong phạm vi công việc quan sát của họ.

Phân tích độ nhạy (sensitivity analysis) tiếp theo sau bước kiểm định. Thông qua phân tích, nhà lập mô hình có được cách nhìn đúng đắn về các thành phần nhạy cảm trong mô hình. Do đó, phân tích độ nhạy là sự cố gắng đo đạc độ nhạy của các thông số, các hàm điều khiển và cả các mô hình con cho đến các biến trạng thái cần quan quan tâm trong mô hình. Thí dụ, nếu nhà lập mô hình muốn mô phỏng nồng độ chất độc trong cơ thể côn trùng ăn thịt do sử dụng thuốc trừ sâu, thì họ sẽ lựa chọn biến



33

trạng thái này như là một biến quan trọng nhất, và sau đó là nồng độ độc chất trong cây xanh và trong cơ thể côn trùng ăn cỏ.

Trong quá trình mô hình hóa thực tế, phân tích độ nhạy được thực hiện bằng cách thay đổi các thông số, hàm điều khiển và mô hình con. Sự thay đổi tương ứng của các biến trạng thái lựa chọn sẽ được theo dõi. Vì thế, độ nhạy, ký hiệu là S, của thông số, P, được định nghĩa như sau:

S = [∂x/x]/[∂P/P]

trong đó x là biến trạng thái cần xem xét.

Độ thay đổi tương đối trong giá trị của thông số được lựa chọn dựa vào kiến thức của chúng ta đối với độ chính xác của các thông số. Thí dụ, nếu nhà lập mô hình đánh giá độ chính xác là khoảng 50%, có lẽ họ sẽ chọn độ thay đổi cho các thông số vào khoảng ±10% và ±50% và bước hiệu chỉnh là phải giữ giá trị Y ở mức càng thấp càng tốt.

Tuy nhiên, nhà lập mô hình thường quan tâm nhiều hơn đến khả năng phù hợp giữa đại lượng đầu ra của mô hình với kết quả quan sát cho một hay hai biến trạng thái, trong khi đó họ lại quan tâm ít hơn đến khả năng phù hợp với các biến khác. Từ đó, họ có thể lựa chọn trọng số khác nhau cho các biến trạng thái dựa trên tầm quan trọng mà họ gán cho từng biến trạng thái trong mô hình. Đối với mô hình về tác động của thuốc trừ sâu họ có thể nhấn mạnh vào nồng độ chất độc trong cơ thể côn trùng ăn thịt và có thể xem nồng độ chất độc trong cây xanh, côn trùng ăn cỏ và trong đất là kém quan trọng hơn. Do đó, họ có thể chọn trọng số 10 cho biến trạng thái đầu tiên và chỉ 1 cho ba biến trạng thái còn lại.

Nếu không thể hiệu chỉnh cho mô hình một cách đúng đắn, thì không nhất thiết do mô hình không chính xác mà có thể do dữ liệu có chất lượng kém. Hơn nữa, điều quan trọng là quá trình quan sát có thể phản ánh được sự thay đổi theo thời gian của hệ thống. Nếu mục tiêu của mô hình là mô tả thật tốt một hay vài biến trạng thái thì điều quan trọng là dữ liệu chỉ có thể biểu diễn được động lực (sự thay đổi theo thời gian) bên trong hệ thống. Tần suất cho việc thu thập dữ liệu nên, vì thế, phản ánh được động lực của các biến trạng thái cần quan tâm. Quy luật này, rất tiếc, đã bị vi phạm trong quá trình mô hình hóa /[3]/.

Thật sự nhấn mạnh rằng động lực của tất cả các biến trạng thái phải được xem xét trước khi chương trình thu thập dữ liệu được lên kế hoạch chi tiết. Một vài biến trạng thái thường xuyên được thông báo về sự thay đổi của chúng trong một giai đoạn nhất định – thường là vào mùa xuân – và đây có



34

thể là điều kiện rất thuận lợi để có thể có được bộ sưu tập dữ liệu phong phú trong một khoảng thời gian nhất định.

Từ những xem xét trên, khuyến cáo thực hiện quá trình hiệu chỉnh cho mô hình môi trường có thể được tóm tắt như sau:

Từ tài liệu tham khảo hãy tìm càng nhiều thông tin liên quan tới thông số (càng nhiều càng tốt). Bởi vì những dự đoán gần đúng ban đầu cho tất cả các thông số đều là cần thiết.

Nếu có một vài biến trạng thái không thể được tìm thấy qua tài liệu (đây là trường hợp phổ biến), thì nên sử dụng phương pháp đánh giá chuyên gia. Đối với vài thông số quan trọng thì việc xác định chúng được thực hiện tại hiện trường và trong phòng thí nghiệm là tốt hơn hết.

Phân tích độ nhạy nên được thực hiện để quyết định những thông số nào là quan trọng nhất với tính chắn chắc cao.

Việc sử dụng chương trình thu thập dữ liệu chuyên sâu cho các biến trạng thái quan trọng nhất nên được xem xét để có thể cung cấp sự đánh giá tốt hơn cho những thông số quan trọng nhất.

Bước đầu tiên trong giai đoạn hiệu chỉnh nên được thực hiện bằng cách sử dụng dữ liệu chưa được áp dụng. Thực hiện việc hiệu chỉnh đối với các thông số quan trọng nhất sau khi chúng được lựa chọn, nhiều nhất là 8 hoặc 10 thông số. Trong trường hợp đầu tiên, quá trình hiệu chỉnh được thực hiện bằng phương pháp thử nghiệm và phát hiện lỗi để có thể làm quen với phản ứng của mô hình cho các thông số. Quy trình hiệu chỉnh tự động được sử dụng ngay sau để làm nổi bật việc đánh giá các thông số.

Các kết quả này được sử dụng cho bước phân tích độ nhạy lần hai, nó có thể đưa ra kết quả khác hơn so với lần đánh giá đầu tiên.

Bước hiệu chỉnh lần thứ hai giờ được sử dụng cho các thông số quan trọng nhất dựa vào bước phân tích độ nhạy lần thứ hai. Trong trường hợp này, cũng sử dụng cả hai phương pháp hiệu chỉnh được đề cập bên trên. Sau bước hiệu chỉnh cuối cùng này, mô hình có thể được xem là đã được hiệu chỉnh và ta có thể đi đến bước kế tiếp: bước xác nhận.

Theo sau bước hiệu chỉnh lúc nào cũng là bước xác nhận. Tại bước này nhà lập mô hình kiểm tra mô hình dựa vào tập dữ liệu độc lập để theo dõi kết quả mô phỏng theo mô hình trùng khít với dữ liệu đo đạc như thế nào. Tuy nhiên, cần phải nhấn mạnh rằng bước xác nhận cho phép đánh giá mô hình tốt hay không tốt khi có được các dữ liệu chuẩn. Do đó, để xác nhận mô hình, cần sử



35

dụng dữ liệu thu được từ giai đoạn mà ở đó có các điều kiện khác nhau. Jorgensen trong [3] khẳng định tầm quan trọng có được bộ số liệu này trong giai đoạn xác nhận và phải phân biệt với giai đoạn thu thập dữ liệu phục vụ cho quá trình hiệu chỉnh. Thí dụ, khi kiểm tra một mô hình về sự phú dưỡng thì tốt nhất là nên có các tập dữ liệu về mức độ dinh dưỡng khác nhau cho cả bước hiệu chỉnh và bước xác nhận. Tuy nhiên, nếu không thể thực hiện một quá trình xác nhận thực sự thì bước xác nhận mô hình vẫn là điều quan trọng.

Phương pháp xác nhận mô hình phụ thuộc vào mục đích của mô hình. Việc so sánh giữa giá trị đo đạc và giá trị tính toán bằng hàm mục tiêu là một cuộc kiểm tra cần thiết. Tuy nhiên, điều này thường không có hiệu quả vì nó không thể tập trung vào tất cả các mục tiêu chính của mô hình, mà chỉ tập trung vào khả năng chung của mô hình để miêu tả chính xác các biến trạng thái của hệ sinh thái. Vì thế, cần thiết phải chuyển các mục tiêu chính của mô hình thành một vài tiêu chuẩn cho bước xác nhận. Một cách tổng quát chúng không thể được chuyển thành công thức nhưng chúng có thể là những sự lựa chọn riêng cho từng mô hình và cho từng nhà lập mô hình. Thí dụ, nếu chúng ta quan tâm đến sự phú dưỡng trong hệ sinh thái thủy vực trong côn trùng ăn thịt, thì so sánh nồng độ cực đại của phiêu sinh thực vật đo được và tính toán là thích hợp.

Có thể tóm tắt nội dung thảo luận về bước xác nhận như sau:

1. Bước xác nhận luôn luôn là bắt buộc để có thể có được cái nhìn toàn cảnh về độ tin cậy của mô hình.

2. Cần phải cố gắng thu thập dữ liệu cho bước xác nhận, quá trình này hoàn toàn khác với bước hiệu chỉnh. Điều quan trọng là phải có dữ liệu từ một khoảng rộng các hàm điều khiển được xác định dựa trên mục tiêu của mô hình.

3. Các tiêu chí của giai đoạn xác nhận được hình thành dựa vào các mục tiêu của mô hình và chất lượng của dữ liệu sẵn có.

Trong tài liệu [3] đã minh họa các bước của quá trình hóa môi trường bằng các ví dụ thực tế. Có thể tóm tắt phần trình bày như sau:

Bảng 2-1 Caùc thuaät ngöõ chính trong moâ hình hoùa moâi tröôøng

STT THUẬT NGỮ Ý NGHĨA



36

CHUYÊN MÔN

1 Mô hình toán (Mathematical model)

Mô tả định lượng các quá trình hóa, lý, sinh mô phỏng hệ thống

2 Biến trạng thái (State variable)

Biến phụ thuộc có trong mô hình (ví dụ: nồng độ chất ô nhiễm, số lượng loài, mật độ, sinh khối,…)

3 Tham số của mô hình (Model parameters)

Các hệ số có trong mô hình được sử dụng để mô tả phương trình cân bằng (các hệ số tỷ lệ, cân bằng)

4 Đầu vào của mô hình (Model input)

Hàm điều khiển, biến ngoại sinh cần thiết cho mô hình chạy (tải lượng ô nhiễm, nhiệt độ khí thoát ra khỏi ống khói,…)

5 Hiệu chỉnh (Calibration)

So sánh thống kê được thực hiện giữa kết quả tính toán theo mô hình và thực đo; chỉnh lý các tham số của mô hình dựa trên số liệu thí nghiệm tìm được trong các tài liệu

6 Kiểm định (Verification)

So sánh thống kê giữa kết quả tính toán theo mô hình và bộ số liệu thứ hai đối với năm khác hay tại vị trí khác; các tham số mô hình ở đây là cố định (đã tìm được từ bước hiệu chỉnh), không có sự chỉnh lý tham số sau bước hiệu chỉnh ở trên.

7 Mô phỏng (simulation)

Là quá trình sử dụng mô hình với bộ số liệu đầu vào bất kỳ (có thể là đầu vào giả định) và không đòi hỏi quá trình kiểm định và kiểm tra với bộ số liệu đo đạc thực

8 Xác nhận (validation)

Sự chấp nhận về mặt khoa học cho phép sử dụng tiếp theo. Quá trình này gồm xác nhận : (1) xác nhận quá trình chính và nổi bật nhất trong quá trình xây dựng mô hình (2) các quá trình được thực hiện đúng các bước (3) mô hình trên thực tế đã phản ánh đúng các hiện tượng được quan sát.

9 Hậu kiểm tra (post audit)

So sánh dự báo theo mô hình với các phép đo trong tương lai theo thời gian

10 Phân tích độ nhạy cảm (sensitivity

analysis)

Xác định hiện ứng gây ra bởi sự thay đổi nhỏ của các tham số mô hình lên kết quả (biến trạng thái) bằng phương pháp mô phỏng số hay kỹ



37

thuật toán học

11 Phân tích không chắc chắn (uncertainty

analysis)

Xác định tính không xác định (độ lệch chuẩn) của biến trạng thái trung bình do tính không xác định trong các tham số của mô hình, đầu vào hay trạng thái ban đầu bằng phương pháp mô phỏng ngẫu nhiên.

2.2. CAÙC THAØNH PHAÀN TRONG QUAÙ TRÌNH MOÂ HÌNH HOÙA MOÂI TRÖÔØNG

Trong quá trình mô hình hóa môi trường có 5 thành phần trực tiếp tham gia: biến trạng thái (state variables), hàm điều khiển (forcing function) và biến ngoại sinh (exogerous variables), các phương trình toán học (mathematical equations), các tham số (parameters), các hằng số (universal constants). Dưới đây trình bày chi tiết về các thành phần này /xem [3] /.

1. Bieán traïng thaùi, giống như tên gọi của nó, mô tả tình trạng của hệ sinh thái. Việc lựa chọn biến trạng thái cho cấu trúc của mô hình là rất quan trọng và phụ thuộc vào mục tiêu. Thí dụ, nếu chúng ta muốn mô hình hóa sự tích lũy sinh học của độc chất, khi đó cần lấy các biến trạng thái là các sinh vật trong các chuỗi thức ăn quan trọng và nồng độ các chất độc trong cơ thể sinh vật. Trong mô hình phú dưỡng biến trạng thái sẽ là nồng độ các chất dinh dưỡng và phiêu sinh thực vật.

2. Haøm ñieàu khieån (hoaëc bieán ngoaïi sinh) là hàm số của các biến đặc tính bên ngoài có ảnh hưởng đến tình trạng của hệ sinh thái. Trong quản lý, bài toán cần giải quyết có thể được trình bày lại như sau: nếu với các hàm điều khiển bất kỳ khác nhau thì tình trạng của hệ sinh thái sẽ bị ảnh hưởng như thế nào? Mô hình được sử dụng nhằm dự đoán cái gì sẽ thay đổi trong hệ sinh thái khi hàm điều khiển thay đổi theo thời gian. Nếu hàm điều khiển nằm trong tầm kiểm soát thì được gọi là hàm kiểm soát. Ví dụ, trong các mô hình độc học sinh thái, các hàm kiểm soát là các chất độc đầu vào hệ sinh thái. Trong mô hình phú dưỡng thì hàm kiểm soát là các chất dinh dưỡng đầu vào. Những hàm điều khiển khác cần chú ý là các biến khí hậu có ảnh hưởng đến thành phần hữu sinh và vô sinh cũng như đến tỷ lệ các quá trình xảy ra trong một hệ sinh thái. Đây là hàm điều khiển nhưng không phải là các hàm kiểm soát.



38

Hình 2-4 Các thành phần trong mô hình hóa môi trường

3. Phöông trình toaùn được sử dụng để biểu diễn các quá trình sinh học, hóa học và vật lý. Chúng mô tả mối quan hệ giữa hàm điều khiển và biến trạng thái. Cùng một quá trình có thể có tìm thấy trong nhiều ngữ cảnh môi trường khác nhau, điều này có nghĩa là cùng một phương trình có thể được sử dụng trong nhiều mô hình khác nhau. Tuy nhiên, điều này không có nghĩa là cùng một quá trình sẽ luôn luôn được biểu diễn bằng cùng một phương trình. Trước tiên, quá trình đang xét có thể được mô tả tốt hơn khi sử dụng phương trình toán có lưu ý tới ảnh hưởng một nhóm nhân tố cụ thể. Thứ hai, mức độ chi tiết cần phải có trong mô hình có thể là khác nhau trong các trường hợp khác nhau, điều này phụ thuộc vào sự khác biệt về tính phức tạp của hệ thống hay/và của bài toán.

4. Caùc tham soá là các hệ số trong các phương trình toán biểu diễn quá trình. Chúng có thể được xem là hằng số đối với một hệ sinh thái đặc biệt hoặc một phần của hệ sinh thái. Trong mô hình nhân - quả thông số sẽ có một định nghĩa khoa học, thí dụ như sự bài tiết chất cadium từ cá. Có nhiều thông số trong tài liệu không được xem là hằng số mà là một khoảng giá trị. Trong [3] có thể tìm thấy được một tập hợp đầy đủ các tham số trong khoa học môi trường và sinh thái học. Kiến thức còn giới hạn của chúng ta về tham số là một trong những điểm yếu nhất trong quá trình mô hình hóa. Hơn nữa, việc áp dụng các tham số là hằng số trong các mô hình môi trường là không thực tế do có rất nhiều phản ứng trong một hệ sinh thái thực. Tính thường xuyên thay đổi của một hệ sinh thái mâu thuẫn với việc áp dụng các thông số là hằng số cho các mô hình. Một thế hệ các



39

mô hình mới có cố gắng sử dụng các thông số khác nhau tùy thuộc vào một vài nguyên lý sinh thái dường như là một giải pháp có thể chấp nhận cho vấn đề trên. Trong tương lai sự phát triển theo hướng tiếp cận này là thực sự cần thiết trước khi chúng ta có thể chứng minh rằng mô hình hóa có thể phản ánh chính xác các quá trình có trong một hệ sinh thái thật.

5. Caùc haèng soá, thí dụ như hằng số khí và trọng lượng nguyên tử, cũng được sử dụng trong hầu hết các mô hình.

Mô hình hóa môi trường có thể được định nghĩa như là cách thể hiện mang tính nghi thức các thành phần chủ yếu của một bài toán cụ thể dưới dạng các thuật ngữ toán học. Việc nhận biết đầu tiên về bài toán thông thường chỉ là ý tưởng. Đây có thể xem như là bước đầu tiên trong quy trình mô hình hóa môi trường. Sẽ tiện lợi hơn khi chuyển ý tưởng thành sơ đồ ý niệm với các biến trạng thái, các hàm điều khiển và các mối quan hệ về mặt toán học giữa các thành phần này trong quá trình. Ví dụ trên Hình 2-5 là mô hình ý niệm hệ sinh thái nước với các biến trạng thái : S1, S2, , S3, S4, S5; các biến ngoại sinh V1, V2.

Hình 2-5. Mô hình hệ sinh thái nước

2.3. SÖÏ PHAÂN LOAÏI MOÂ HÌNH MOÂI TRÖÔØNG

Sự phân loại mô hình luôn cần thiết cho nghiên cứu và sử dụng. Trong công trình /[3]/ đã trình bày cách phân loại mô hình như sau.



40

Hình 2-6. Mô hình ngẫu nhiên xem xét các đại lượng (1), (2), và (3) trong đó mô hình tiền định xem đại lượng (2) và (3) bằng 0.

Các cặp mô hình được trình bày trong Bảng 2-2. Phần chia mô hình đầu tiên dựa vào ứng dụng: mô hình mang tính khoa học và mô hình quản lý. Cặp tiếp theo là mô hình dự đoán và mô hình tiền định. Mô hình dự đoán chứa các xáo trộn dự đoán đầu vào và các lỗi đo đạc ngẫu nhiên, như biểu diễn trong Hình 2-6. Nếu cả hai yếu tố đều được cho bằng 0 thì mô hình dự đoán sẽ suy giảm thành mô hình tiền định, cho thấy rằng các thông số không được ước lượng theo phân phối thống kê. Mô hình tiền định cho rằng các đáp ứng trong tương lai của hệ thống hoàn toàn được quyết định bởi thông tin về trạng thái hiện tại và các đại lượng đầu vào trong tương lai có thể đo đạc được. Mô hình dự đoán ít được ứng dụng trong sinh thái học hiện tại.

Cặp mô hình thứ ba trong Bảng 2-2 là mô hình thành phần và mô hình ma trận. Đối với một số nhà lập mô hình, mô hình thành phần được hiểu như là mô hình được dựa trên công dụng của từng thành phần trong sơ đồ ý niệm (hay còn gọi là mô hình lý luận theo thuật ngữ tiếng Anh là conceptual model), trong khi các nhà lập mô hình khác lại phân biệt giữa hai nhóm mô hình hoàn toàn bằng công thức toán được nêu trong bảng. Cả hai loại mô hình này đều được ứng dụng trong hóa môi trường, mặc dù công dụng của mô hình thành phần được công bố nhiều hơn hẳn /xem Bảng 2-2, nguồn [3]/.



41

Bảng 2-2. Phân loại các mô hình môi trường (từng cặp một theo các dạng mô hình).

LOẠI MÔ HÌNH ĐẶC ĐIỂM

Mô hình nghiên cứu (Research models)

Mô hình quản lý (Management models)

Được sử dụng như công cụ nghiên cứu.

Được sử dụng như công cụ quản lý.

Mô hình tiền định (Deterministic models)

Mô hình dự đoán (Stochastic models)

Giá trị dự đoán được tính toán chính xác.

Giá trị dự đoán phụ thuộc vào phân bố xác suất.

Mô hình hộp (Compartment models)

Mô hình ma trận

Các biến xác định hệ thống được lượng hóa bằng các phương trình vi phân phụ thuộc thời gian.

Sử dụng ma trận trong các công thức toán.

Mô hình giản hóa (reductionistic models)

Mô hình chính thể (holistic model)

Chứa càng nhiều chi tiết có liên quan càng tốt.

Sử dụng các quy luật chung.

Mô hình tĩnh (static models)

Mô hình động (Dynamic models)

Các biến xác định hệ thống không phụ thuộc thời gian.

Các biến xác định hệ thống là một hàm thời gian (có khi là không gian).

Mô hình phân phối (Distributed models)

Mô hình cộng gộp (Lumped models)

Các thông số được xem như là một hàm của thời gian và không gian.

Các thông số nằm trong một vị trí không gian qui định và thời gian được xem là hằng số.

Mô hình tuyến tính

Mô hình phi tuyến

Chỉ sử dụng các phương trình bậc nhất.

Gồm một hay nhiều phương trình khác phương trình bậc nhất.

Mô hình nhân quả (Causal models)

Mô hình hộp đen (Black – box models)

Các đại lượng đầu vào, biến trạng thái và đại lượng đầu ra có quan hệ tương tác với nhau thông qua các mối quan hệ nhân quả.

Sự xáo trộn đại lượng đầu vào chỉ ảnh hưởng lên đại lượng đầu ra. Không đòi hỏi tính nhân quả.



42

Mô hình tự trị (Autonomous models)

Mô hình không tự trị (Non – autonomous models)

Đạo hàm nhất định không phụ thuộc vào biến độc lập (thời gian).

Đạo hàm nhất định phụ thuộc một cách tường minh vào biến độc lập (thời gian)

Hầu hết các bài toán trong khoa học môi trường và sinh thái học đều có thể được mô tả bằng mô hình động bằng cách sử dụng các phương trình vi phân và phương trình sai phân để mô tả phản ứng của hệ thống đối với các nhân tố bên ngoài. Phương trình vi phân được sử dụng để biểu diễn cho những thay đổi liên tục của trạng thái theo thời gian, trong khi đó phương trình sai phân được sử dụng để biểu diễn các quá trình rời rạc theo thời gian. Trạng thái ổn định tương ứng với tình trạng mà ở đó đạo hàm bằng 0. Sự dao động xung quanh trạng thái cân bằng được mô tả bằng cách sử dụng mô hình động, trong khi bản thân trạng thái ổn định được mô tả bằng mô hình tĩnh. Vì khi đạo hàm bằng 0 tại trạng thái ổn định thì mô hình tĩnh sẽ biến thành các phương trình đại số /Hình 2-7/. Trên hình này Y là biến trạng thái được biểu diễn như một hàm của thời gian. A là trạng thái đầu tiên, B là trạng thái nhất thời và C là dao động xung quanh trạng thái ổn định. Đường đứt nét tương ứng với trạng thái ổn định, có thể được biểu diễn bằng mô hình tĩnh.

Một vài hệ thống động không có trạng thái ổn định. Trong trường hợp này phải cần đến mô hình động để miêu tả trạng thái hệ. Trong trường hợp này hệ thống luôn là phi tuyến mặc dù vẫn tồn tại những hệ phi tuyến ổn định.

Ngược lại, mô hình tĩnh khi tất cả các biến trạng thái và thông số đều không phụ thuộc thời gian. Mặt tích cực của mô hình tĩnh là ở tiềm năng đơn giản hóa các bước tính toán tiếp theo bằng cách loại bỏ một số biến độc lập trong quan hệ của mô hình, nhưng mô hình tĩnh có thể sẽ đưa ra các kết quả không chính xác do các dao động, gây ra bởi, thí dụ như, biến thiên về thời tiết, có thể được tận dụng bởi các biến trạng thái để nhận được các giá trị trung bình cao hơn.

Moâ hình phaân phoái lưu ý tới cho sự thay đổi của các biến theo thời gian và không gian. Một thí dụ điển hình là mô hình lan truyền khuếch tán (advection – diffusion) cho chất hòa tan dọc theo dòng sông. Mô hình có thể gồm các biến không gian ba chiều trực giao. Tuy nhiên, người làm mô hình dựa trên sự quan sát thực tế và thấy rằng gradian của các chất hòa tan theo một hay hai chiều là không đủ lớn để có thể đưa vào xem xét trong mô hình. Khi đó mô hình sẽ được giản lược thành mô hình cộng gộp



43

(lumped model). Trong khi mô hình cộng gộp thường được dựa vào các phương trình vi phân thường thì mô hình phân phối lại được xác định bởi các phương trình vi phân đạo hàm riêng.

Moâ hình nhaân quaû, (hay còn gọ i là mô hình mô tả bên trong) đặc trưng bởi tính chất sau đây: đại lượng đầu vào quan hệ với biến trạng thái và các biến trạng thái liên hệ với nhau và với đại lượng đầu ra của hệ thống. Ngược lại với mô hình nhân quả, mô hình hộp đen lại chỉ quan tâm tới xem: khi thay đổi giá trị đầu vào thì sẽ ảnh hưởng gì đến giá trị đầu ra. Nói cách khác, mô hình nhân quả mô tả cơ chế của các quá trình phản ứng bên trong hệ thống.

Moâ hình hoäp ñen chỉ quan tâm đến các đại lượng đầu ra và đầu vào nào có thể đo đạc được. Mối quan hệ giữa chúng có thể được nhận thấy bằng phân tích thống kê. Trên một khía cạnh khác, nếu các quá trình trong mô hình được mô tả bằng các phương trình, bao gồm cả mối quan hệ, thì nó sẽ là mô hình nhân quả.

Nhà lập mô hình có thể thích sử dụng các mô tả hộp đen trong trường hợp kiến thức của họ về các quá trình có giới hạn. Tuy nhiên điểm bất lợi của mô hình hộp đen bị giới hạn đối với các ứng dụng cho các hệ sinh thái tương tự nhau, và nó không thể xem xét đến những sự biến đổi trong hệ thống.

Khi cần phải ứng dụng thì nhất thiết phải xây dựng mô hình nhân quả. Kiểu mô hình nhân quả được sử dụng trong hóa môi trường rộng rãi hơn so với mô hình hộp đen, chủ yếu là do mô hình nhân quả đưa ra được công dụng của các chức năng của hệ thống trong đó có các phản ứng hóa học, vật lý và sinh học.

Moâ hình töï trò là mô hình hoàn toàn không phụ thuộc thời gian (biến độc lập).

dy/dt = a*yb + c*yd + e

Moâ hình khoâng töï trò chứa giới hạn, g(t), làm cho đạo hàm theo thời gian, như phương trình thí dụ sau:

dy/dt = a*yb + c*yd + e + g(t)



44

Hình 2-7. Minh họa mô hình động và mô hình tĩnh

Bảng 2-3 thể hiện một cách phân loại mô hình khác. Sự khác nhau giữa ba loại mô hình sau là việc lựa chọn biến trạng thái trong thành phần của mô hình. Nếu mô hình có mục đích mô tả số lượng cá thể và số loài thì nó được gọi là nhân khẩu sinh học. Một mô hình muốn mô tả dòng năng lượng được gọi là năng lượng sinh học và biến trạng thái sẽ được đặc trưng bằng kW hay kW trên một đơn vị diện tích hay thể tích. Mô hình sinh địa hóa xem xét dòng vật chất và các biến trạng thái có đơn vị là kg hay kg trên một đơn vị diện tích hay thể tích. Loại mô hình này được sử dụng chủ yếu trong sinh thái học.

Bảng 2-3. Nhận dạng mô hình

LOẠI MÔ HÌNH

TỔ CHỨC KIỂU ĐỐI TƯỢNG ĐO

Nhân khẩu sinh thái

Bảo tồn thông tin gen di truyền

Vòng đời của sinh vật

Số lượng loài hoặc cá thể

Năng lượng sinh học

Bảo tồn năng lượng Dòng năng lượng

Năng lượng

Sinh địa hóa Bảo tồn năng suất sinh học

Vòng tuần hoàn thành phần

Năng suất hay nồng độ



45

2.4. CAÙC NGUYEÂN LYÙ CÔ BAÛN ÑÖÔÏC AÙP DUÏNG TRONG XAÂY DÖÏNG MOÂ HÌNH MOÂI TRÖÔØNG

Người làm mô hình luôn quan tâm tới các thành phần tham gia vào mô hình. Các phương trình và các tham số liên quan phải phản ánh đúng các thành phần của mô hình (tất nhiên không thể đòi hỏi sự tuyệt đối mà chỉ có thể nói càng xấp xỉ đúng thực tế càng tốt). Người làm mô hình cũng cần phải có nghiên cứu đôi chút về các phương trình mô tả các thành phần trong mô hình. Một số nguyên lý có thể ứng dụng trong xây dựng mô hình sẽ được trình bày ở dưới đây:

Nguyên lý bảo toàn thường được sử dụng trong quá trình mô hình hóa. Các mô hình hóa, sinh học phải tuân thủ nguyên lý bảo tồn khối lượng cũng như nguyên lý bảo toàn năng lượng và động lượng. Chúng ta sẽ áp dụng trong nghiên cứu sinh thái hai nguyên lý sau đây:

- Các hệ sinh thái bảo toàn vật chất

- Các hệ sinh thái bảo toàn năng lượng

Nguyên lý bảo toàn vật chất có thể được thể hiện bằng công thức toán học sau đây:

=dtdm Đầu vào – Đầu ra

Trong đó m là tổng khối lượng của hệ. Thực tế ứng dụng khẳng định này đòi hỏi hệ sinh thái phải xác định có chỉ ra biên của hệ.

Thay m = V.c, trong đó c là nồng độ ta nhận được công thức

=dtdcV Đầu vào – Đầu ra

Trong đó V – là thể tích của hệ .

Nếu sử dụng nguyên lý bảo tồn khối lượng cho các thành phần hóa học, có thể biến đổi phương trình trên như sau:

=dtdcV Đầu vào – Đầu ra + Bổ sung – Biến đổi

Theo thời gian sẽ có sự bổ sung và quá trình biến đổi dẫn tới sự hao hụt chất ban đầu.



46

Nguyên lý bảo tồn khối lượng được sử dụng rông rãi trong một lớp các mô hình môi trường gọi là các mô hình sinh địa hóa. Phương trình được xây dựng cho các thành phần thích hợp, ví dụ như trong mô hình phú dưỡng là các mô hình cho C, P, N.

Mô hình Streeter – Phelps (năm 1925) là một mô hình cổ điển cho hệ sinh thái nước mặt dựa trên nguyên lý bảo toàn vật chất và nguyên lý động lượng bậc nhất. Mô hình này sử dụng phương trình sau đây /[3], trang 86/:

( )132010

−−−−=+ TMLeKKLDKdtdD KtT

Ta

Trong đó

Bảng 2-4. Bảng các tham số trong mô hình Streeter

D Cs – C(t)

Cs Nồng độ của ôxy bão hòa

C(t) Nồng độ ôxy hiện tại

t Thời gian

Ka Hệ số phản xạ

L0 BOD5 tại thời điểm ban đầu

K1 Hệ số phân hủy sinh học

KT Hằng số nhiệt độ

Caâu hoûi:

1. Hãy trình bày các giai đoạn cơ bản của quá trình xây dựng mô hình môi trường

2. Hãy liệt kê và giải thích ý nghĩa các thành phần tham gia vào quá trình mô hình hóa môi trường.

3. Các quá trình cần thực hiện trong quá trình mô hình hóa môi trường. Hãy làm rõ các khái niệm hiệu chỉnh, kiểm định, xác nhận trong quá trình mô hình hóa.

4. Thế nào là phân tích độ nhạy cảm trong bài toán mô hình hóa.

5. Trình bày sự phân loại mô hình.

6. Các nguyên lý cơ bản được áp dụng trong xây dựng mô hình môi trường.



47


1. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học Quốc gia TP. HCM, 334 trang.

2. Hans Von Storch, Gotz Floser, 2001. Models in Environmental Research. Springer, 2001,232 p. (in English)

3. Jorgensen S.E., 1994. Fundanmentals of Ecological Modelling (2 nd Edition). Elsevier, 628 p. (in English)

4. Khomiakov D.M., Khomiakov P.M., 1996. Cơ sở của lý thuyết hệ thống, Moscow, 107 trang. (in Russian).

5. Kurkovsky A.P., Pritsker A.A.B., 1995. Systems of automatization in ecology and geophysics. – Moscow:Nauka, 1995. – 238 p.


CAÙC YEÁU TOÁ KHÍ TÖÔÏNG AÛNH HÖÔÛNG LEÂN SÖÏ PHAÙT TAÙN CHAÁT OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ

Sự lan truyền các chất ô nhiễm khác nhau trên một diện rộng trong khí quyển là quá trình vật lý rất quan trọng. Sự lan truyền các chất ô nhiễm không khí theo diện rộng trong khí quyển có thể gây ra tổn thất nặng nề trong những điều kiện khí tượng nào đó. Vì vậy yếu tố khí tượng cần được nghiên cứu cẩn thận.

3.1. SÖÏ PHAÙT TAÙN CUÛA CHAÁT KHÍ TRONG KHÍ QUYEÅN

Hướng gió 100% không khí bên ngoài

100% Hơi sạch

Hỗn hợp hơi và không khí

Chuyển động theo hướng gió

0%

100%

Hình 3-1. Các giai đoạn đầu tiên của sự phát thải ô nhiễm không khí

Có nhiều yếu tố ảnh hưởng tới kích thước và hình dạng đám mây phát thải chất khí vào khí quyển. Để minh họa những gì diễn ra với đám mây này

Chöông 3


Chöông 3 – CAÙC YEÁU TOÁ KHÍ TÖÔÏNG AÛNH HÖÔÛNG LEÂN SÖÏ PHAÙT TAÙN CHAÁT OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ

49

trong quá trình lan tỏa trong khí quyển chúng ta sử dụng một số hình vẽ dưới đây. Trên Hình 3-8 đưa ra bốn giai đoạn chuyển động của đám khí sau khi phát thải theo hướng gió. Vào thời điểm ban đầu (thời điểm 0) xuất hiện một đám mây tức thời, nồng độ của khí trong đám mây khí với 100% nồng độ của khí, không khí xung quanh còn chưa bị ô nhiễm. Vào thời điểm 20 giây sau đó, đám mây (khí) tăng kích thước do sự dịch chuyển cùng với không khí, phần của đám mây có nồng độ trước đó là 100% bắt đầu bé dần. Nồng độ của khí thay đổi trong phạm vi từ 100% ở nhân tới 0 tại gần biên của đám mây. Vào thời điểm 40 giây, hạt nhân 100% khí trở nên nhỏ hơn, còn vào thời điểm 80 giây, hạt nhân 100% gần như không còn nữa. Bắt đầu từ thời điểm này, điểm cực đại (nồng độ mặt đất cực đại) sẽ nhỏ hơn 100% và sẽ tiếp tục giảm. Phần dưới của hình vẽ chỉ ra dãy các sự kiện dưới dạng một biểu đồ. Trên Hình 3-2 chỉ tiết diện nồng độ chất khí trong đám mây theo thời gian. Đám mây trở nên ngày một trải rộng, điểm cực đại của nồng độ (điểm ở tâm của nó) càng ngày càng thấp xuống. Tại một điểm nào đó, điểm cực đại của nồng độ trở nên nhỏ hơn mức độ nguy hiểm. Để thể hiện trên hình vẽ sự phụ thuộc của nồng độ cực đại tại mặt đất ở tâm của đám mây theo thời gian hay khoảng cách, chúng ta sẽ nhận được đường cong được thể hiện trên Hình 3-3.

Khoảng cách theo hướng,vuông góc với hướng gió

100%

0%

Thời gian = 320

Thời gian = 80

Thời gian = 640

Nồn

g độ

Hình 3-2. Nồng độ chất ô nhiễm trong không khí theo

thời gian và theo khoảng cách

Các hình này cho thấy sự thay đổi diện tích vào thời điểm khi đám mây chỉ mới được tạo thành đến thời điểm khi tại một điểm nào đó của đám mây nồng độ trở nên nhỏ hơn các giá trị được chọn của nồng độ ngưỡng.


Giaùo trình Moâ hình hoùa moâi tröôøng 50

Thời gian hay khoảng cách

100%

0%

Nồn

gđộ

cựcđạ

i

Hình 3-3. Nồng độ cực đại trong không khí theo thời gian và theo khoảng cách

Trên Hình 3-4 và Hình 3-5 chỉ ra các đường đồng mức của nồng độ vào các thời điểm khác nhau của vệt khói khí đối với nguồn tức thời và nguồn liên tục.

Nguồn thải

Hướ

ng g

ió

Hình 3-4. Các đường đồng mức dưới dạng các vệt khói liên tục, các đường đồng mức của cùng một mức độ vào những thời điểm khác nhau.



51

Nguồn thải

Hướ

ng g

ió

Hình 3-5. Các đường đồng mức trong trường hợp nguồn liên tục: các đường phía ngoài ứng với nồng độ thấp.

3.2. CAÙC ÑIEÀU KIEÄN AÛNH HÖÔÛNG ÑEÁN SÖÏ PHAÙT TAÙN CUÛA KHÍ TRONG KHÍ QUYEÅN

3.2.1. Söï aûnh höôûng cuûa löôïng phaùt thaûi leân söï phaùt taùn chaát khí

Cũng như trong các trường hợp phát thải tức thời và phát thải liên tục, kích thước của vùng nguy hiểm sẽ càng lớn cả theo chiều dài lẫn chiều rộng, khi lượng chất ô nhiễm phát thải càng nhiều.

3.2.2. Ảnh höôûng ñoä oån ñònh cuûa khí quyeån leân söï phaùt taùn chaát khí

Thời gian trong ngày, bức xạ mặt trời trong vùng phát thải, mức độ che phủ của mây và cường độ gió đóng vai trò quan trọng trong sự phát tán chất ô nhiễm trong môi trường không khí và vì những lý do đó nên kích thước các vùng nguy hiểm cũng phụ thuộc vào các yếu tố này. Các nhà khí tượng đưa ra sự phân loại 6 mức độ ổn định (xem chương tiếp theo)

3.2.3. Ảnh höôûng cuûa tính noåi cuûa khí leân söï phaùt taùn cuûa chuùng

Các chất khí phát thải vào khí quyển có thể nặng hơn lẫn nhẹ hơn không khí. Trong trường hợp nhẹ hơn không khí, chất khí, hay tạp chất có thể hòa trộn với không khí tạo thành trạng thái có mật độ gần với không khí. Nồng độ mặt đất thường là nhỏ hơn bởi vì điểm với nồng độ cực đại dọc theo



đường lan truyền của đám mây sẽ được nâng lên cao. Tốc độ nâng như vậy của đám mây sẽ là hàm số của hiệu mật độ giữa khí và không khí và của vận tốc gió. Gió mạnh có xu hướng giữ đám mây ở bề mặt đất lâu hơn. Trên Hình 3-6 ý tưởng này được minh họa với một số đám mây riêng biệt, nhưng trên thực tế cũng đúng với các vệt khói.

Hướng gió

Độ nâng vệt khói trong trường hợp

vận tốc gió yếu

Độ nâng vệt khói trong trường hợp

vận tốc gió lớn

Hình 3-6. Sự thay đổi của vệt khói có mật độ nhỏ hơn của không khí

Các chất khí nặng hơn không khí sẽ có xu hướng hạ thấp xuống mặt đất và trong một số điều kiện có thể chạm xuống mặt đất hay quay ngược lại so với hướng gió. Tuy nhiên trong khi bị pha loãng bởi không khí, tại một số thời điểm chúng bắt đầu có xu hướng thay đổi giống như chất khí có mật độ gần với mật độ của không khí. Như vậy, việc xem xét sự phát tán của chất khí nặng quan trọng hơn đối với những giá trị nồng độ gần nguồn.

3.2.4. Ảnh höôûng chieàu cao phaùt thaûi leân söï phaùt taùn khí

Đa số phát thải công nghiệp được thực hiện qua ống khói. Mặc dù trong trường hợp này các nguyên lý phát tán ô nhiễm đều có thể áp dụng, tuy nhiên, nồng độ mặt đất có sự khác biệt so với trường hợp nguồn thải ở dưới mặt đất. Trên Hình 3-7 giải thích các nguyên lý của sự khác nhau này. Điều quan trọng nhất ở đây là điểm đạt được nồng độ cực đại sẽ nằm tại đường trung tâm dọc theo vệt khói.



53

Hướng gió

1. Sự phát tán đám khói, như nhau về mật độ trung bình với không khí. Nồng độ chất khí gần bề mặt đất có thể vẫn là 0 cho tới khi đám mây lần đầu tiên chạm đất Hình trên chỉ ra một số đám mây vào các thời điểm khác nhau.

2. Sự phát tán liên tục của luồng chất khí trong không khí, như nhau về mật độ trung bìnhvới không khí. Một lần nữa ta lưu ý rằng tồn tại một khoảng cách ở đó chất ô nhiễm lại xuất hiện trên bề mặt đất.

3. Sự phát tán của dòng chất nặng của khí. Đám mây có thể lan truyền theo một quỹ đạo như vậy trong quá trình bị pha loãng bởi không khí.

Hình 3-7. Một số hiệu ứng từ phát thải do nguồn cao



Nếu chất khí nhẹ hơn không khí thì sự xuất hiện của chất ô nhiễm gần mặt đất sẽ phụ thuộc rất nhiều vào vận tốc gió. Như được chỉ ra trên Hình 3-6, đám mây hay vệt khói có thể nâng lên rất nhanh, rất chậm hay có thể không nâng lên chút nào phụ thuộc vào vận tốc gió và vận tốc bản thân phát thải vào không khí.

3.2.5. Ảnh höôûng traïng thaùi vaät lyù chaát oâ nhieãm leân söï phaùt taùn

Điều quan trọng nữa cần phải biết là ngoài chất khí, gió còn có thể cuốn theo khói, sương mù, sol khí cùng những hạt bụi. Một số phát thải còn chứa các hợp chất hóa học, hay hỗn hợp chất hóa học, bụi, sol khí. Các hạt, các tạp chất có kích thước lớn có thể rơi từ các đám mây và vệt khói xuống bề mặt đất. Các hạt nhỏ có thể đi xa cũng như các chất khí. Các hạt chất lỏng bay có thể bốc hơi trong thời gian bị gió cuốn đi, mặc dù nếu ở dạng khí hoàn toàn chúng có thể nhẹ hơn không khí. Tất cả các hiện tượng này đều có ảnh hưởng lên nồng độ gần mặt đất của chất khí.

3.2.6. Ảnh höôûng cuûa toác ñoä phuït khoùi ôû ñoä cao mieäng oáng khoùi leân söï phaùt taùn

Khí có thể phát thải vào khí quyển dưới dạng các luồng do áp suất cao. Luồng khí mạnh đầu tiên có thể gây ra sự pha trộn mạnh và như vậy dẫn tới sự giảm nồng độ của chất khí. Tuy nhiên sau đó khi đám mây và vệt khói chuyển động theo hướng gió thì điều này ít bị ảnh hưởng hơn.

3.2.7. Ảnh höôûng cuûa beà maët ñeäm leân söï phaùt taùn chaát khí

Trên thực tế nhiều bề mặt đệm nơi xảy ra sự phát thải không bằng phẳng. Các bề mặt như vậy ảnh hưởng tới sự phát tán của chất khí. Thường thì những bề mặt đệm như vậy làm tăng lên sự dịch chuyển và phân tán chất ô nhiễm.

3.2.8. AÛnh höôûng cuûa söï thay ñoåi höôùng gioù leân phaïm vi oâ nhieãm

Hướng gió rất hiếm khi không đổi trong thời gian phát thải: nó có thể thay đổi nhiều lần. Những thay đổi như vậy của hướng gió được gọi là sự nhiễu. Lưu ý tới giá trị thực tiễn của hiện tượng này thể hiện ở chỗ các vùng cần phải bảo vệ đặc biệt phải rộng hơn so với tính toán.

Người ta đã lưu ý rằng đám mây hay vệt khói với xác suất 90% không vượt quá ranh giới 1200 trong các điều kiện ổn định A, B, C. Đối với những điều kiện ổn định, vùng hình quạt nan này thu hẹp tới góc 400. Trên Hình 3-8 minh họa những kết quả theo dõi này. Ý nghĩa của việc này là xác định các



55

vùng cần bảo vệ cần được thực hiện trong các vùng hình quạt này mà không cần phải rộng hơn.

Nguồn thải

Hướ

ng g

ió

Nguồn thải

Hướ

ng g

ió

Hình 3-8. Biên các vùng nguy hiểm do sự phát tán chất ô nhiễm



3.3 ÑOÄ OÅN ÑÒNH CUÛA KHÍ QUYEÅN

3.3.1. Nhieät ñoä hoïc quaù trình chuyeån ñoäng thaúng ñöùng cuûa moät khoái khí

Để có thể xây dựng mô hình phát tán ô nhiễm, cần phải mô hình hóa được các yếu tố khí tượng. Trong mục này đưa ra cách tiếp cận cho phép mô hình hóa yếu tố khí tượng ví dụ: gradian nhiệt độ của khối khí, gradian của không khí từ đó đưa ra định nghĩa độ ổn định của khí quyển. Đây là khái niệm quan trọng trong ứng dụng mô hình Gauss của phần tiếp theo. Bạn đọc có thể tham khảo thêm trong tài liệu [4].

Trong khí quyển người ta xem rằng mọi quá trình giãn nở hoặc nén ép đều xảy ra theo tính chất đoạn nhiệt (adiabatic) bởi vì sự trao đổi nhiệt với môi trường xung quanh diễn ra với cường độ không đủ lớn để dẫn tới sự cân bằng nhiệt độ, nói cách khác là sự trao đổi nhiệt với môi trường xung quanh có thể bỏ qua.

Độ

cao

(m)

Hình 3-9. Sự thay đổi nhiệt độ của khối khí theo độ cao

Một khối không khí bổ sung bốc lên cao trong khí quyển theo phương thẳng đứng sẽ chịu tác động của một áp suất mỗi lúc một giảm nhỏ, khối khí sẽ giãn nở và nhiệt độ của nó hạ thấp. Ngược lại, khi khối lượng không khí đó hạ dần độ cao thì nó sẽ bị nén ép, áp suất tăng và kéo theo là nhiệt độ cũng tăng cao.



57

Người ta gọi gradian nhiệt độ đoạn nhiệt khô là độ hạ hoặc tăng nhiệt độ của một khối không khí bổ sung trong quá trình bốc lên cao hoặc hạ xuống thấp trong khí quyển khô.

Định luật thứ nhất của nhiệt động học về bảo toàn năng lượng được thể hiện bằng biểu thức:

vdQ = C dT + pdv (3.1)

Từ phương trình trạng thái của khí lý tưởng pv = RT, ta lấy đạo hàm của v và thay vào phương trình (3.1) ta thu được:

( )vRTdpdQ = C + R dT -

p (3.2)

Tỷ nhiệt của chất khí ở áp suất bằng hằng số ( )p p=constC = dQ/dT tức dp = 0

có thể rút ra được từ (3.2):

p vC = C + R (3.3)

Như vậy phương trình (3.2) có thể viết thành:

pRTdpdQ = C dT -

p (3.4)

Trong các công thức trên:

− Q – lượng nhiệt, J;

− T - nhiệt độ tuyệt đối, K;

− P - áp suất, Pa;

− V - thể tích riêng, thể tích của 1 đơn vị khối lượng chất khí ở điều kiện áp suất, nhiệt độ đã cho, m3/kg.

− Cv,Cp - tỷ nhiệt của chất khí ở điều kiện đẳng tích và đẳng áp, J/kg.K.

− R – hằng số chất khí, Pa.m3/kg.K.

− Đối với không khí khô ta có: Cv = 718 J/kg.K; Cp = 1005 J/kg.K và R = 287 Pa.m3/kg.K = 287 J/kg.K.

Trong trường hợp khối không khí được vận chuyển theo phương thẳng đứng trong bầu khí quyển, hiệu quả của quá trình thay đổi áp suất và nhiệt



độ là chiếm ưu thế, còn quá trình truyền nhiệt với môi trường xung quanh bằng dẫn nhiệt và bức xạ là thứ yếu, có thể bỏ qua. Điều đó có nghĩa là khối không khí không được nung nóng hoặc làm nguội từ các nguồn nhiệt bên ngoài (mà chỉ do nội tại của quá trình giãn nở), tức dQ = 0. Mọi quá trình xảy ra với dQ = 0 được gọi là quá trình đoạn nhiệt (adiabatic).

Từ đó phương trình (3.4) sẽ trở thành phương trình đoạn nhiệt khi cho dQ triệt tiêu:

p

dT R dp dp= 0.286T C p p

≈ (3.5)

Tích phân phương trình (3.5) từ trạng thái 1 đến trạng thái 2, ta thu được:

p

R 0.286C2 2 2

1 1 1

T P P=T P P

⎛ ⎞ ⎛ ⎞≈⎜ ⎟ ⎜ ⎟

⎝ ⎠ ⎝ ⎠ (3.6)

Biểu thức trên thể hiện mối quan hệ giữa áp suất và nhiệt độ của chất khí trong quá trình đoạn nhiệt. Nó còn cho phép ta xác định trị số thế năng nhiệt θ của không khí khô như là trị số nhiệt độ mà khối không khí sẽ nhận được khi nó chuyển động một cách đoạn nhiệt từ mức có áp suất p và nhiệt độ T đến mức áp suất tiêu chuẩn pTC = 1000 mbar:

p

R 0.286CTC

mbar

P 1000θ = T = TP P

⎛ ⎞⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟

⎝ ⎠ ⎝ ⎠ (3.7)

Công thức tương tự (3.5) đối với khối không khí ẩm chưa bão hòa hay khối không khí ẩm bão hòa nhận được trong [4].

Đối với khối không khí ẩm chưa bão hòa

ω'

p ωp p

1+ωM MdT dp R dp= R =T C +ωC p C p

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(3.8)


− ω là dung ẩm. Đó là lượng hơi nước tính bằng kilogam chứa trong khối

không khí ẩm có phần khô là 1 kg, eω = 0,622P - e

,kg/kg.K khô.

− Cωp – tỷ nhiệt của hơi nước ở điều kiện đẳng áp: Cωp = 1,84 kJ/kg.K;



59

− Rω - hằng số chất khí của hơi nước: ωω

MR = RM

;

− R - hằng số chất khí vạn năng của không khí khô

− M và Mω lần lượt là trọng lượng phân tử của không khí khô và của hơi nước: M = 29 và Mω = 18 kg/kmol.

− e - áp suất riêng (sức trương) của hơi nước trong khối khí ẩm.

Công thức (3.8) có dạng tương tự như công thức (3.5), chỉ khác là thành phần trong dấu ngoặc thay cho trị số 1/Cp: Từ đó có thể xem số đảo ngược của thành phần trong dấu ngoặc là tỷ nhiệt đẳng áp của không khí ẩm C`

p :

'p p p

1+1,83ωC = C = C1+1,61ω

(3.9)

Thường ( ) 21 2 10−ω ≤ ÷ nên 'p pC C≈ và do đó các công thức đoạn nhiệt của

không khí khô có thể áp dụng được cho không khí ẩm chưa bão hòa hơi nước.

Đối với khối không khí ẩm bão hòa

3 s

3 sp p

e1+ 5, 418.10dT R dp R dppT= = β'de1T C p C p1+ 5, 47.10

p dT

⎡ ⎤⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎣ ⎦

(3.10)

Trong đó

− ωs - dung ẩm của không khí ứng với trạng thái bão hòa

− r - nhiệt ẩn ngưng tụ (hoặc hóa hơi). Ở nhiệt độ 00C r = 2500 kJ/kg.

− es - áp suất hơi nước bão hòa: ss

s

eω = 0,622p - e

, kg/kg.K khô

− 3 s

3 s

e1+ 5,418.10pTβ' =de11+ 5,47.10

p dT

⎡ ⎤⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎢ ⎥⎣ ⎦



Đó là phương trình giãn nở đoạn nhiệt của không khí bão hòa. Phương trình này chỉ khác với phương trình đoạn nhiệt của không khí khô bởi hệ số β’ mà β’ là hàm số của áp suất và nhiệt độ.

β’ có trị số nhỏ hơn đơn vị. Ví dụ nếu p = 1000 mbar, T = 273 K thì es = 6,1 mbar, sde dT 0,5mbar K≈ và ' 0,6β = . Điều đó có nghĩa là trong quá trình đoạn nhiệt ứng với một sự thay đổi nhất định nào đó của áp suất tương đối dp/p thì sự thay đổi của nhiệt độ tương đối dT/T của trường hợp không khí bão hòa nhỏ hơn so với trường hợp không khí khô.

3.3.2. Söï thay ñoåi nhieät ñoä theo chieàu cao cuûa khoái khí trong quaù trình giaõn nôû hoaëc neùn đoạn nhieät

Trước tiên ta cần xác định sự thay đổi áp suất theo chiều cao bằng cách xem xét phương trình cơ bản của cơ học thủy tĩnh:

dp = -ρgdz

(3.11)

Đẳng thức này có nghĩa là khi lên cao thêm một đoạn dz thì áp suất sẽ giảm đi một đại lượng dp đúng bằng trọng lượng của khối khí ( hoặc chất lỏng, chất rắn) có đáy là 1 đơn vị diện tích (1m2) và chiều cao là dz: dp = ρg.1.dz , trong đó ρ - khối lượng đơn vị của khí và g – gia tốc trọng trường.

Đối với chất khí, khối lượng đơn vị ρ có thể rút ra được từ phương trình trạng thái pυ = RT :

1 pρ = =υ RT

(3.12)

Kết hợp các đẳng thức (3.5), (3.11) và (3.12) ta thu được:

-3

p

dT g 9.81Γ = - = = = 9,76*10 K/m 1K/100mdz C 1005

≈ (3.13)

Γ - gradian nhiệt độ hay độ giảm nhiệt độ của khối không khí khô khi bốc lên cao trong điều kiện đoạn nhiệt (Dry-Adiabatic Lapse Rate). Γ cũng gần đúng cho trường hợp không khí ẩm chưa bão hòa hơi nước như các phương trình (3.8) và (3.9) đã thể hiện.

Khi một khối không khí bão hòa bốc lên cao ta cần áp dụng phương trình đoạn nhiệt bão hòa (3.10) kết hợp với các đẳng thức (3.11) và (3.12) và kết quả thu được là:



61

' ' 2 '

p

dT gΓ = = β *10 ,K/100m, 0 < Γ < 1dz C

(3.14)

Trong đó: Γ’ cũng là hàm số của áp suất và nhiệt độ giống như β’.

Ở bảng 3.2 sau đây là trị số Γ’ ứng với áp suất p = 1000 và 500 mbar và nhiệt độ từ -30 đến +300C.

Bảng 3-1. Trị số Γ` ứng với áp suất và nhiệt độ khác nhau, K/100m

Nhiệt độ (°C)

Áp suất, mbar -30 -20 -10 0 10 20 30

1000 0.9 0.9 0.7 0.6 0.5 0.4 0.4

500 0.9 0.8 0.6 0.5 0.4 0.3 0.3

3.3.3. Söï phaân boá nhieät ñoä theo chieàu cao cuûa lôùp khoâng khí saùt maët ñaát

Từ phương trình cơ bản của cơ học thủy tĩnh:

dp = -ρgdz

và hệ thức pv = RT ta nhận được

dp g= - dzp RT

(3.15)

Trong lớp khí quyển sát mặt đất sự thay đổi nhiệt độ theo chiều cao thường diễn ra theo qui luật hàm số bậc nhất, tức là :

( )2 1 2 1T = T -β z - z ;

Hay là :

dT = -βdz , (3.16)

Trong đó:

- T2, T1 - nhiệt độ ở độ cao z1, z2

- β - gradian nhiệt độ, K/m

Rút ra số dz từ đẳng thức (3.16) thay vào (3.15) và sau khi tích phân ta thu được:



g Rβ

1 1

2 2

p T=p T

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

(3.17)

Khi nhiệt độ đột ngột tăng theo chiều cao ta có β < 0 và đó là hiện tượng nghịch nhiệt.

Trong lúc Γ’ = const và Γ’ thay đổi trong phạm vi từ 0,3 ÷ 0,9 K/100m (bảng 3.2) thì trị số β có thể thay đổi trong phạm vi đất rộng bao gồm cả trị số âm (nghịch nhiệt) và trị số dương lớn hơn 1 K/100m. Ví dụ khi mặt đất bị đốt nóng bởi bức xạ mặt trời thì lớp không khí dày một vài mét sát mặt đất có thể có khối lượng đơn vị ρ không thay đổi (ρ = const). Lúc đó từ phương trình trạng thái p = ρRT ta lấy đạo hàm dp = ρRdT và thay vào (3.11) ta có:

dT g 9,81β = - = = = 0.034K mdz Rp 287

tức = 3.4 K 100m (3.18)

Nếu β vượt quá giới hạn trên, tức là nếu khối lượng đơn vị ρ tăng theo chiều cao thì sự phân tầng của khí quyển sẽ chuyển động lật ngược trở lại mà không cần một động lực xáo trộn nào từ bên ngoài. Người ta gọi hiện tượng đó là đối lưu tự động (autoconvection).

Như vậy, tùy theo sự phân bố nhiệt độ thực tế của không khí theo chiều cao mà β có những giá trị khác nhau và dẫn đến độ ổn định của khí quyển khác nhau như sau.



63

3.3.4 Khí quyeån khoâng oån ñònh khi β > Γ

Hình 3-10. Khí quyển không ổn định hoặc siêu đoạn nhiệt

Nếu sự phân bố nhiệt độ theo chiều cao có β > Γ tức là độ giảm nhiệt độ theo chiều cao mạnh hơn so với độ giảm nhiệt độ theo quá trình đoạn nhiệt – người ta gọi đó là phân bố nhiệt độ “siêu đoạn nhiệt” – thì khi một khối không khí bị một lực tác động đẩy lên cao, nhiệt độ của nó giảm theo quá trình đoạn nhiệt Γ < β nên nhiệt độ của nó trở nên lớn hơn nhiệt độ xung quanh và, do đó, nó nhẹ hơn không khí xung quanh. Như vậy khối không khí sẽ tiếp tục bị đẩy lên cao. Ngược lại, nếu lực tác động ban đầu đẩy khối không khí xuống dưới thì nhiệt độ của nó sẽ nhỏ hơn, tức nặng hơn so với không khí xung quanh, và như vậy nó sẽ tiếp tục chuyển động xuống dưới. Tóm lại, trong điều kiện siêu đoạn nhiệt (β > Γ) mọi chuyển động thẳng đứng của một bộ phận không khí luôn luôn có kèm theo gia tốc (Hình 3-10) .

Điều kiện phân bố nhiệt độ nêu trên (siêu đoạn nhiệt) là điều kiện khí quyển không ổn định. Trong điều kiện này các chất ô nhiễm khuếch tán ra môi trường xung quanh được thuận lợi và nhanh chóng.



3.3.5 Khí quyeån trung tính khi β = Γ

Trường hợp phân bố nhiệt độ theo chiều cao trùng với đoạn nhiệt (β = Γ) ta có điều kiện khí quyển trung tính.

Trong điều kiện này nếu một khối không khí ở vị trí ban đầu bất kỳ bị đẩy lên cao hoặc xuống thấp, nhiệt độ của nó sẽ nhanh chóng thay đổi theo quá trình đoạn nhiệt và luôn luôn cân bằng với nhiệt độ môi trường xung quanh, khối lượng đơn vị của nó không nặng cũng không nhẹ hơn so với không khí xung quanh và, do đó, nó sẽ chiếm vị trí cân bằng mới mà không tiếp tục chuyển động theo lực đẩy ban đầu. Ta gọi điều kiện này là điều kiện trung tính. Trong điều kiện trung tính sự khuếch tán các chất ô nhiễm không thuận lợi bằng điều kiện không ổn định.

Hình 3-11. Khí quyển ổn định hoặc “dưới đoạn nhiệt”

3.3.6 Khí quyeån oån ñònh khi 0 < β < Γ

Khi độ giảm nhiệt độ theo chiều cao dương nhưng nhỏ hơn so với gradian nhiệt độ của quá trình đoạn nhiệt khô, ta có khí quyển ổn định.

Trong trường hợp này nếu một khối không khí bị đẩy lên cao (hoặc xuống thấp ) thì nhiệt độ của nó theo quá trình đoạn nhiệt sẽ nhỏ hơn (hoặc lớn hơn) so với nhiệt độ xung quanh tức khối lượng của nó nặng hơn (hoặc nhẹ hơn ) http://www.ebook.edu.vn


65

so với không khí xung quanh . Sự chênh lệch nhiệt độ đó cũng tức là chênh lệch khối lượng đơn vị - sẽ có xu hướng kéo khối không khí trở lại vị trí ban đầu. Như vậy trong điều kiện khí quyển ổn định luôn luôn có hiện tượng kìm hãm sự chuyển động thẳng đứng của không khí và do đó quá trình khuếch tán các chất ô nhiễm cũng bị hạn chế.

3.3.7 Khí quyeån oån ñònh khi β < 0 < Γ

Trường hợp β < 0 ta có nghịch nhiệt. Trường hợp này hoàn toàn giống như trường hợp “dưới đoạn nhiệt” vừa xem xét trên đây nhưng độ ổn định của khí quyển còn cao hơn so với trường hợp trên do chênh lệch nhiệt độ của khối không khí khi dịch chuyển lên cao hoặc xuống thấp so với nhiệt độ xung quanh có giá trị lớn hơn nhiều so với trường hợp trước và vì thế lực kéo trở lại vị trí ban đầu mạnh hơn, khí quyển ít có khả năng bị xáo trộn hơn.

Tóm lại, ta có thể tổng kết các điều kiện ổn định của khí quyển bằng biểu thức dưới đây:

β > Γ: khí quyển không ổn

β = Γ : khí quyển trung tính

β < Γ : khí quyển ổn định từ vừa đến mạnh

β (kể cả khi β > 0 hoặc β < 0 )

Γ’ thay cho Γ khi không khí bão hòa.

3.3.8. Hình daïng cuûa luoàng khoùi phuï thuoäc vaøo caùc caáp oån ñònh khaùc nhau

β > Γ

Hình 3-12. Luồng khói uốn lượn (looping) – khí quyển không ổn định mạnh



Quá trình rối diễn ra phần lớn là do sự chênh lệch nhiệt độ giữa luồng khói và không khí xung quanh. Sự phân bố nhiệt độ theo chiều cao của khí quyển có liên quan chắt chẽ đến chênh lệch nhiệt độ nói trên.

Trong mục trước đã trình bày, tùy thuộc vào sự phân bố nhiệt độ theo chiều cao, khí quyển được phân thành ba cấp ổn định: không ổn định, trung tính và ổn định. Hình dạng và sự phân bố nồng độ của luồng khói phụ thuộc vào đặc tính phân tầng của khí quyển.

Khi khí quyển không ổn định, nghĩa là khi sự phân bố nhiệt độ theo chiều cao có dạng siêu đoạn nhiệt, luồng khói sẽ có dạng uốn lượn (các phần tử khói khi bị một tác động xáo trộn ngẫu nhiên nào đó mà bay lên cao thì nó sẽ tiếp tục bay lên cao và, ngược lại, khi hướng xuống thấp thì nó sẽ tiếp tục bay xuống thấp). Trường hợp này thường xảy ra vào ban ngày khi mặt trời đốt nóng mặt đất với cường độ bức xạ lớn và tạo ra điều kiện không ổn định của trường nhiệt độ (Hình 3-12).

β = Γ

Hình 3-13. Luồng khói hình côn (coning) - gần với điều kiện trung tính

Luồng khói có dạng hình côn (coning) như được chỉ ra trên Hình 3-13 được hình thành trong điều kiện khí quyển trung tính hoặc gần như trung tính. Trường hợp này xảy ra khi trời có mây che phủ làm cho bức xạ mặt trời hướng vào mặt đất vào ban ngày và bức xạ hồng ngoại từ mặt đất hướng vào không trung vào ban đêm đều bị giảm.



67

Độ

cao , 0β β<Γ <

Hình 3-14. Luồng khói hình quạt (fanning) – lớp nghịch nhiệt từ mặt đất đến độ cao trên ống khói

Luồng khói hình quạt thường xảy ra trong điều kiện khí quyển ổn định với sự phân bố chiều cao nghịch nhiệt kết hợp với gió nhẹ. Trong điều kiện này sự trao đổi rối (khuếch tán, pha loãng) theo chiều đứng không xảy ra) mà nó chỉ phát triển theo chiều ngang làm luồng khói có dạng mỏng và xoè rộng trên mặt bằng như hình quạt Hình 3-14.

Chiều

cao 0

ββ> Γ< < Γ

Hình 3-15. Luồng khói khuếch tán mạnh ở biên trên (lofting) – lớp nghịch nhiệt từ mặt đất đến độ cao ống khói

Trên Hình 3-15 là dạng luồng khói xảy ra trong trường hợp khi xảy ra nghịch nhiệt từ miệng ống khói xuống mặt đất còn phía trên ống khói vẫn có phân bố nhiệt độ bình thường (đoạn nhiệt, siêu đoạn nhiệt hoặc dưới đoạn nhiệt). Trong trường hợp này chất ô nhiễm sẽ tích tụ ở gần mép trên của lớp nghịch nhiệt. Theo quan điểm của các nhà khí tượng học trường



hợp này có lợi về mặt môi trường vì nồng độ ở mặt đất được hạn chế ở mức thấp nhất. Trường hợp này thường xảy ra vào buổi chiều tối khi mặt trời lặn và khi trời trong, không mây /[18], trang 63/.

0ββ< < Γ> Γ

Hình 3-16. Luồng khói khuếch tán mạnh ở biên dưới như “xông khói” (fumigating) –lớp nghịch nhiệt bên trên ống khói

Hình 3-17. Luồng khói bị hạn chế ở cả biên trên lẫn biên dưới như “mắc bẫy” (trapping) – nghịch nhiệt bên dưới và bên trên ống khói.

Khi có sự phân tầng ngược với trường hợp trên: lớp nghịch nhiệt từ miệng ống khói lên phía trên, phía từ miệng ống khói xuống đất là lớp siêu đoạn nhiệt, luồng khói khuếch tán sẽ có dạng như được chỉ ra trên Hình 3-16. Trong trường hợp này luồng khói khuếch tán mạnh ở phía dưới, chúng “xông khói” mặt đất. Theo các nhà khí tượng đây là trường hợp bất lợi và



69

nó thường xảy ra vào ban sáng khi mặt trời mới mọc bắt đầu hâm nóng mặt đất nhưng chưa thể loại bỏ lớp nghịch nhiệt ở lớp dưới mặt đất.

Trên Hình 3-17 là trường hợp luồng khói bị mắc kẹt giữa hai lớp nghịch nhiệt nằm phía trên và phía dưới ống khói. Trong trường hợp này chất ô nhiễm rất khó khuếch tán lên phía trên hay phia dưới.

Caâu hoûi 1. Trình bày các điều kiện ảnh hưởng tới sự phát tán của khí trong khí

quyển

2. Hãy cho biết độ ổn định của khí quyển phụ thuộc vào yếu tố gì ?

3. Trình bày sự phụ thuộc giữa nhiệt độ và áp suất của một khối khí khô trong quá trình chuyển động thẳng đứng của nó.

4. Trình bày sự phụ thuộc giữa nhiệt độ và áp suất của một khối khí ẩm chưa bão hòa trong quá trình chuyển động thẳng đứng của nó.

5. Trình bày sự phụ thuộc giữa nhiệt độ và áp suất của một khối khí ẩm bão hòa trong quá trình chuyển động thẳng đứng của nó.

6. Hãy trình bày công thức xác định gradian nhiệt độ của một khối khí (khô, ẩm chưa bão hòa, ẩm bão hòa) trong quá trình dãn nở hoặc nén đoạn nhiệt.

7. Hãy trình bày công thức gradian nhiệt độ của lớp không khí sát mặt đất.

8. Hãy đưa ra định nghĩa thế nào là khí quyển ổn định, trung tính và không ổn định.



Taøi lieäu tham khaûo

[1]. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học Quốc

gia TP. HCM, 334 trang.

[2]. Lê Đình Quang, Phạm Ngọc Hồ, 2001. Giáo trình cơ sở lớp biên khí quyển và mô hình hóa bài toán lan truyền bụi. Đại học quốc gia Hà Nội, Trường Đại Học Khoa Học Tự Nhiên, Khoa Môi trường. 90 trang.

[3]. Phạm Ngọc Đăng, 1997. Môi trường không khí. Nxb Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội.

[4]. Trần Ngọc Chấn, 2000. Ô nhiễm môi trường không khí và xử lý khí thải. Tập 1, Nxb Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. 214 tr.

[5]. Seifeld. J.H., Spyros N.P., 1998. Atmospheric chemistry and physics. From Air pollution to climate change. John Wiley and sons, Inc. 1326 pp.

[6]. Noel De Nevers. Air pollution control engineering. McGraw-Hill, 1995. 506 pp.


MOÂ HÌNH HOÙA OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ THEO PHÖÔNG PHAÙP GAUSS

Mô hình hóa toán học các quá trình và hiện tượng thiên nhiên không phải là sản phẩm thuần túy của khoa học mà được coi là phương pháp tiếp cận để hỗ trợ cho sự hiểu biết sâu sắc hơn các hiện tượng thiên nhiên và mục tiêu cuối cùng của nó là để nhận được thông tin về thế giới thực. Thông tin này thúc đẩy sự phát triển các vấn đề khoa học mới cùng các phương pháp giải chúng, cũng như làm cơ sở để thông qua quyết định khi tiến hành các dự án cụ thể.

Trong những năm gần đây mối quan tâm xây dựng các mô hình toán ô nhiễm không khí, nước, đất, dự báo và đánh giá khía cạnh kinh tế do ô nhiễm dựa trên phương pháp mô phỏng tăng lên. Việc xây dựng các mô hình toán cho hệ thống kiểm soát và quản lý ô nhiễm không khí, luận chứng các phương pháp dự báo dài hạn phục vụ cho công tác qui hoạch (hướng tới giảm thiểu phát thải) cũng không ngừng tăng lên.

4.1. PHÖÔNG TRÌNH CÔ BAÛN MOÂ TAÛ SÖÏ TRUYEÀN TAÛI VAØ KHUEÁCH TAÙN CHAÁT OÂ NHIEÃM

Chöông 4

Hình 4-1. Chọn trục tọa độ trong mô hình khuếch tán Gauss



72

Sự lan truyền chất ô nhiễm trong môi trường chất lỏng và chất khí được xác định bởi hai quá trình cơ bản: chuyển động chuyển tải do chuyển động trung bình của chất lỏng (chất khí) và sự khuếch tán do rối. Chính vì vậy, mô hình toán học phải mô tả chính xác cả trường nồng độ trung bình lẫn các đặc trưng khuếch tán rối.

Hệ các phương trình chính xác mô tả sự thay đổi theo thời gian mọi chi tiết của sự thay đổi trường vận tốc và nồng độ trên thực tế rất khó khả thi ngay cả khi có trong tay các phương tiện tính toán hiện đại. Một cách tiếp cận tương đối khả thi trên thực tế là xem xét và giải phương trình chuyển động trung bình (phương trình này mô tả sự phân bố nồng độ trung bình theo thời gian). Thêm vào đó cần lưu ý rằng thời gian trung bình hóa cần phải lớn hơn nhiều kích thước rối, nhưng nhỏ hơn nhiều kích thước dòng chảy trung bình (ví dụ như chu trình một ngày đêm tại lớp biên). Phương trình chuyển động trung bình chứa các số hạng mô tả lan truyền rối. Để khép hệ phương trình (có nghĩa là để có thể giải được hệ phương trình này), các số hạng này cần phải được xấp xỉ bởi mô hình rối xác định. Yêu cầu chủ yếu đối với các mô hình như vậy là chúng phải đơn giản và phù hợp với thực tế tính toán , mặt khác phải lưu ý tới những yếu tố quan trọng xác định sự phân tán của các chất ô nhiễm.

Bài toán lan truyền chất trong không khí được đưa về tìm kiếm nghiệm của bài toán biên với phương trình vi phân đạo hàm riêng cùng điều kiện ban đầu và điều kiện biên xác định. Phương trình lan truyền chất với các giá trị trung bình của vận tốc gió và nồng độ có dạng sau đây:

SzCK

zyCK

yxCK

xzCU

yCU

xCU

tC

zyxzyx +⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

=∂∂

+∂∂

+∂∂

+∂∂ (4.1)

ở đó С, Ux, Uy, Uz là các giá trị trung bình của nồng độ và vận tốc gió theo các phương, Кi – hệ số khuếch tán rối (tương ứng với các trục tọa độ – x, y, z), S – là hàm nguồn, mô tả tốc độ thay đổi của nồng độ thể tích do các biến đổi hóa học hay sự phân rã của các chất.

Thường thì trong các phương trình khuếch tán các chất độc hại người ta đưa ra ký hiệu sau về các trục tọa độ: trục x hướng theo hướng gió, y là hướng vuông góc với x và ở mặt đất, z là trục hướng lên trên. Vận tốc gió trung bình được biểu diễn qua Ux, Uy, Uz.

Để giải quyết các bài toán thực tế phương trình (4.1) được rút gọn bớt một số số hạng. Trục x được hướng theo hướng gió nên thành phần Uy rất nhỏ nên có thể xấp xỉ bằng 0. Thành phần Uz là sự tổng hợp từ thành phần


Chöông 4 – MOÂ HÌNH HOÙA OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ THEO PHÖÔNG PHAÙP GAUSS

73

thẳng đứng của vectơ vận tốc gió trung bình và thành phần thẳng đứng tốc độ chuyển động trung bình của chất ô nhiễm wz, chất này có thể lơ lửng, lắng đọng phụ thuộc vào tạp chất nhẹ hay nặng hơn không khí xung quanh. Giá trị trung bình của thành phần thẳng đứng của khối không khí trên một bề mặt đệm thuần nhất tương đối nhỏ cho nên trong trường hợp tạp chất nhẹ có thể coi Uz = 0. Nếu xét tạp chất nặng khi đó không thể bỏ qua vận tốc rơi. Trong trường hợp này Uz là vận tốc lắng đọng (tham gia vào phương trình với dấu trừ).

Trong trường hợp có gió có thể bỏ qua số hạng có Кх, có lưu ý tới sự khuếch tán rối theo trục x, bởi vì theo hướng này dòng khuếch tán nhỏ hơn nhiều so với dòng chuyển tải (do vận tốc trung bình của gió).

Thông thường nguồn phát thải làm việc liên tục được xem xét trên thực tế nhiều hơn và đối với nguồn thải này thường tồn tại trạng thái dừng. Khi đó

0=∂∂

tC

Với giả thiết chất ô nhiễm được bảo toàn trong phạm vi thời gian được xem xét khi đó có thể coi : S = 0 (trong điều kiện ổn định của khí quyển với bề mặt đệm tương đối bằng phẳng. Khi đó phương trình trên có thể đưa về dạng:

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

∂∂

=∂∂

−∂∂

zCK

zyCK

yzCw

xCU zyzx (4.2)

Ở đây wz là vận tốc rơi của chất ô nhiễm theo phương z.

( ) 0=−−∂∂

zz wbCzCK với z = 0,

Để giải các phương trình (4.2) cần phải biết các điều kiện biên. Các điều kiện này có nghĩa là tại tất cả các mặt phẳng giới hạn miền đang xét cần phải biết hoặc là thông lượng dòng chất ô nhiễm (khuếch tán và truyền tải) hoặc phải biết nồng độ của nó. Trong các giáo trình kinh điển, rất nhiều điều kiện khác nhau được xem xét. Sự lựa chọn cụ thể các điều kiện phụ thuộc vào dạng nguồn phát thải và một số giả thiết nằm trong cơ sở của phương trình mô tả sự khuếch tán khí quyển và các điều kiện trên biên tính toán.

Các nguồn thải thường hay gặp là các ống khói công nghiệp, trong quá trình mô hình hóa chúng được xem như những nguồn điểm. Giả sử có một



74

nguồn thải điểm nằm tại tọa độ x = 0, y = 0, z = H , khi đó tại biên của miền tính toán điều kiện biên có dạng:

( ) ( )HzyMUC x −== δδ0 (4.3)

Ở đây М là công suất nguồn thải (lượng chất trên một đơn vị thời gian), còn δ(x) là hàm delta Dirac (mang tên nhà vật lý được giải thưởng Nobel về vật lý). Trong trường hợp tổng quát trong các điều kiện tựa dừng M có thể được xét như một hàm số phụ thuộc vào thời gian t.

Các điều kiện biên tại vô cực so với nguồn có thể viết dựa trên thực tế là nồng độ tại các khoảng cách xa nguồn giảm xuống 0:

∞→∞→∞→→ zxyC ,,,0 (4.4)

Điều kiện biên tổng quát tại bề mặt lót có dạng:

( ) 00 =−−∂∂

=zzz wbCzCK (4.5)

Trong đó wz là vận tốc lắng đọng trọng trường, b là tham số, xác định đặc trưng tương tác giữa chất ô nhiễm và bề mặt lót. Tham số này thay đổi giữa hai giá trị giới hạn: b →∞ và b → 0.

Trường hợp b →∞ tương ứng với sự hấp thụ hoàn toàn chất ô nhiễm bởi bề mặt lót. Trong trường hợp này điều kiện biên (4.5) tương ứng với trường hợp đơn giản hơn: С = 0 với z = 0.

Trường hợp b = 0 với wz = 0 tương ứng với sự phản xạ hoàn toàn chất độc hại. Với bề mặt đất, dòng tạp chất thường có sự tương tác yếu vì vậy khi rơi xuống bề mặt đất, tạp chất không tích tụ mà cùng với dòng rối đi vào khí quyển. Thông thường thì trong trường hợp này với độ chính xác khá cao người ta thường chấp nhận điều kiện dòng rối trung bình tương đối nhỏ, nghĩa là

00 =∂∂

=zz zCK

Điều kiện ban đầu phải cho giá trị nồng độ của chất ô nhiễm trong miền tính toán tại thời điểm ban đầu. Điều kiện đơn giản nhất là với t = 0, C(x,y,z) = 0, hay t =0, C(x,y,z) = Cn. Trong đó Cn là nồng độ nền.



75

4.2 MOÂ HÌNH GAUSS TÍNH TOAÙN LAN TRUYEÀN CHAÁT OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ

Mô hình vệt khói Gauss là một trong số những mô hình được sử dụng rộng rãi trên thế giới hiện nay. Mô hình này được áp dụng cho các nguồn thải điểm. Cơ sở của mô hình này là biểu thức đối với phân bố chuẩn hay còn gọi là phân bố Gauss các chất ô nhiễm trong khí quyển.

Phương pháp tương tự như vậy đã được Cơ quan bảo vệ môi trường liên bang của Mỹ khuyến cáo cho các tính toán mang tính quy phạm.

Các mô hình dạng này thích hợp cả đối với những dự báo ngắn hạn lẫn dài hạn. Các dự báo ngắn hạn được thực hiện với sự trợ giúp của các mô hình tính toán vẽ bản đồ ô nhiễm của vùng đối với một giai đoạn tương ứng với các điều kiện tương đối ổn định. Các mô hình này cũng có thể được sử dụng cho các dự báo dài hạn nếu khoảng thời gian dự báo có thể được chia ra thành các khoảng thời gian tựa dừng (gần với điều kiện dừng) của điều kiện khí tượng. Phương pháp tiếp cận như vậy là cần thiết để đánh giá nồng độ trung bình năm cho một số lượng lớn các nguồn phân tán.

Để thực hiện các dự báo dài hạn cần phải chia hoa gió ra thành các lớp: vận tốc gió được chia thành thành j lớp, hướng gió được chia thành k lớp, các tham số liên quan tới độ ổn định của khí quyển gồm e loại, chiều cao lớp nghịch nhiệt – m. Nhiều khi còn lưu ý tới các tham số khác như nhiệt độ, độ chiếu sáng, độ ẩm.

Từ các số liệu khí tượng được thu thập trong nhiều năm, có thể xây dựng hàm xác suất f(j,j,e,m,…) đặc trưng cho sự xuất hiện vận tốc gió có vận tốc j, hướng gió k, …

Chúng ta xem xét chi tiết hơn về mô hình Gauss trong trường hợp dự báo ngắn hạn.

Phương trình Gauss được suy ra từ phương trình tổng quát (4.2) khi các điều kiện sau đây được thực hiện:

a. Nghiệm không phụ thuộc vào thời gian (trạng thái dừng, nguồn thải có các tham số phát thải không đổi theo thời gian);

b. Vận tốc gió không thay đổi và như nhau trong toàn bộ lớp khuếch tán;

c. Hệ số khuếch tán không phụ thuộc vào các tọa độ;



76

d. Sự khuếch tán theo hướng x nhỏ so với vận tốc lan truyền trung bình theo hướng này, có nghĩa là

.2

2

xCK

xCU x

∂

∂>>

∂∂

Trong trường hợp này phương trình tổng quát theo phương pháp tiếp cận Euler có dạng:

.

2

2

2

2

zCK

yCK

xCU zy

∂

∂+

∂

∂=

∂∂

(4.6)

Cùng với các điều kiện biên

( ) ( )zyUQzyxC x δδ==0),,( (4.7)

0),,( , =±∞→zyzyxC (4.8)

Bài toán biên (4.6) – (4.8) cho nghiệm tổng quát như sau /[5]/:

( ) ⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+−=

zzyyzzyy Kz

Ky

xU

xKKQzyxC

22

2/1 4exp

4),,(

π (4.9)

Trong [5] lưu ý rằng, mối quan hệ giữa hai phương pháp tiếp cận Lagrange va Euler được thể hiện qua mối liên hệ:

U

xKU

xK zzz

yyy

2,

2 22 == σσ (4.10)

Như được lưu ý trong [5], đối với các ứng dụng thực tế sự phụ thuộc giữa 2yσ và 2

zσ vào x được xác định dễ dàng hơn thông qua phương pháp thực nghiệm.

Nếu lưu ý tới công thức (4.10), biểu thức (4.9) có thể viết dưới dạng:

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+−= 2

2

2

2

22exp

2),,(

zyzy

zyU

QzyxCσσσσπ

(4.11)



77

Hình 4-2. Sơ đồ mô hình khuếch tán Gauss

Mô hình toán học (4.11) gọi là mô hình Gauss bởi vì nó bao gồm hai hàm số phân bố Gauss dưới đây nhân với nhau :

.2

exp)2(1)( 2

2

5,0 ⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧−=

yy

yyfσσπ

Đường cong Gauss có dạng hình chiếc dù, thay đổi từ –∞ tới +∞ với giá trị cực đại đạt được với y=0.

Hệ số ( ) yσπ 5.02

1 – hệ số định chuẩn làm cho diện tích dưới đường cong

bằng 1.

Trong công thức (4.11), nguồn thải được giả thiết nằm tại mặt đất và trùng với gốc tọa độ. Trong trường hợp nguồn thải nằm cách mặt đất độ cao H (có nghĩa là nằm tại điểm (0,0,H) như được chỉ ra trên Hình 4-2), khi đó công thức tính nồng độ sẽ là:



78

( ) ( )

( )⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−

−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−

σσπ=

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−

+σ

−σσπ

=

2z

2

2y

2

zy

2z

2

2y

2

zy

2Hzexp

2yexp

u2Q

2Hz

2yexp

u2Qz,y,xc

đây chính là công thức vệt khói Gauss cơ bản.

4.2.1. Tính toaùn heä soá phaân taùn theo phöông ñöùng vaø phöông ngang

Phương pháp tính sự phát tán đám mây khí ô nhiễm trong khí quyển trên thực tế dựa trên các giả thiết sau đây:

Chất khí có trong đám mây không bị thất thoát ra đi (trên thực tế vẫn xảy ra một sự thất thoát nào đó).

1. Do sự khuếch tán, sự phát tán chất khí trong khí quyển tuân theo qui luật phân bố Gauss theo phương ngang cũng như phương đứng. Thêm vào đó các tham số thay đổi như hàm số của khoảng cách.

2. Các tham số của phân bố Gauss được tính toán từ thực nghiệm và là những công thức xấp xỉ.

Mô hình Gauss là mô hình được lý tưởng hóa, có nghĩa là có những giới hạn sau đây:

1. Chỉ ứng dụng cho bề mặt phẳng và mở;

2. Rất khó lưu ý tới hiệu ứng vật cản;

3. Các điều kiện khí tượng và điều kiện tại bề mặt đất là không đổi tại mọi khoảng cách nơi diễn ra sự lan truyền đám mây khí;

4. Chỉ áp dụng cho các chất khí có mật độ gần với mật độ không khí;

5. Chỉ áp dụng cho các trường hợp vận tốc gió u w ≥ 1 m/s.

4.2.1.1 Các công thức thực tế tính σу và σz

Để tính toán trên thực tế các đại lượng σу và σz (đối với các khoảng cách từ 100 tới 104 m) người ta đã đưa ra nhiều công thức, được thể hiện trên bảng dưới đây:



79

Bảng 4-1. Các hệ số trong công thức phát tán vệt khói Gauss

HỆ SỐ ỔN ĐỊNH NGUỒN

THỜI GIAN TRUNG

BÌNH ( PHÚT)

Hệ Số

A B C D E F

Pasquill – Giford (Turner, 1969; Martin, 1976)

10 Ry

ry

0,443

0,894

0,324

0,894

0,216

0,894

0,141

0,894

0,105

0,894

0,071

0,894

ASME (1973)

60 Ry

ry

Rz

rz

0,40

0,91

0,40

0,91

0,36

0,86

0,33

0,86

0,32

0,78

0,22

0,78

0,31

0,71

0,06

0,71

Klug (1969)

10 Ry

ry

Rz

rz

0,469

0,903

0,017

1,380

0,306

0,885

0,072

1,021

0,230

0,855

0,076

0,879

0,219

0,764

0,140

0,727

0,237

0,691

0,217

0,610

0,273

0,594

0,262

0,500

Pasquill – Gifford (Turner, 1969)

10 Iy

Jy

Ky

Iz

Jz

Kz

- 1,104

0,9878

-0,0076

4,679

-1,7172

0,2770

- 1,634

1,0350

-0,0096

-1,999

0,8752

0,0136

-2,054

1,0231

-0,0076

-2,341

0,9477

-0,0020

-2,555

1,0423

-0,0087

-3,186

1,1737

-0,0316

-2,754

1,0106

-0,0064

-3,783

1,3010

-0,0450

-3,143

1,0148

-0,0070

-4,490

1,4024

-0,0540

Trong Bảng 4-2, các ký hiệu sau đây được sử dụng ( ) ( ) zy rzz

ryy xRxxRx == σσ ;

, ( ) ( )[ ] ( ) ( )[ ]22 lnlnexp;lnlnexp xKxJIxxKxJIx zzzzyyyy ++=++= σσ , /nguồn [5] /.



80

Với mục tiêu đơn giản hơn trong tính toán thực tế, Turner đã đưa ra công thức tính toán hệ số phân tán σz (x), σy(x) là hàm số khoảng cách theo hướng gió và độ ổn định của khí quyển /Bảng 4-2, Bảng 4-3/. Các thí nghiệm này được thực hiện trên khu vực đồng cỏ Salisbury và Nebraska, nước Anh.

Bảng 4-2. Công thức tính σz (x), σy(x) cho vùng thoáng mở (nông thôn)

LOẠI TẦNG KẾT σy(x) σz(x)

A 0,22x(1+0,0001x)-0,5 0,20x

B 0,16x(1+0,0001x)-0,5 0,12x

C 0,11x(1+0,0001x)-0,5 0,08x(1+0,0002x)-0,5

D 0,08x(1+0,0001x)-0,5 0,06x(1+0,0015x)-0,5

E 0,06x(1+0,0001x)-0,5 0,03x(1+0,0003x)-1

F 0,04x(1+0,0001x)-0,5 0,016x(1+0,0003x)-1

Bảng 4-3. Công thức tính σz (x), σy(x) cho điều kiện thành phố

LOẠI TẦNG KẾT

σy(x) σz(x)

A – B 0,32x(1+0,0004x)-0,5 0,24x(1+0,001x)0,5

C 0,22x(1+0,0004x)-0,5 0,12x

D 0,16x(1+0,0004x)-0,5 0,14x(1+0,0003x)-0,5

E – F 0,11x(1+0,0004x)-0,5 0,08x(1+0,0005x)-0,5



81

Các hệ số σy và σz ở trên là các giá trị trung bình trong khoảng thời gian 10 phút (do vậy, nồng độ tạp chất tính được là nồng độ trung bình trong 10 phút), với các khoảng thời gian khác, Gifford (1976) đề xuất như sau:

( ) ( )0.2

y yT phutσ T = σ 10phut .

10⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

( ) ( )z zσ T = σ 10 phut

4.2.2.1. Hiệu chỉnh lên thời gian đo trung bình

Hình 4-3. Biên của vệt khói với những thời gian trung bình khác nhau

Nếu chụp hình vệt khói, khi đó trên bức ảnh sẽ thấy rõ một giải uốn lượn không có trật tự (phần tô gạch trên Hình 4-3). Tuy nhiên nếu ta chụp hình vệt khói sau 10 phút ta sẽ thấy vệt khói trải rộng hơn.

Hiệu ứng này ảnh hưởng khá nhiều lên các phép đo cũng như lên lượng chất đi vào người do hít thở. Nếu chúng ta xem xét đại lượng trung bình tại một vị trí sau 10 phút hay 1 giờ thì nồng độ sẽ bé hơn rất nhiều. Hiệu ứng này có thể được lưu ý nếu đưa vào xem xét hệ số điều chỉnh dạng:

2.0

' 600'⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

tCt

yryty xRC '=σ

(thời gian được tính bằng giây),



82

4.2.1.3 Hiệu ứng lưu ý tới độ nhám z0

Khái niệm độ nhám lưu ý tới bề mặt đệm và các tòa nhà. Trên Bảng 4-4 công thức tính σz được dẫn ra với điều kiện z0 = 0,1. Các phép tính được tiến hành theo công thức được chỉ ra ở dưới đây:

( )zr

zzz

xz

xRC

zC

0

22.0

0,10 53.0

0

=

=−

σ

4.2.1.4 Độ nâng vệt khói

Những công trình nghiên cứu vệt nâng của luồng khói khi thoát ra khỏi miệng ống khói được nghiên cứu từ những năm 50 của thế kỷ trước. Phần lớn các công trình này đều dựa vào quan sát thực tế và thực nghiệm hoặc kết hợp giữa lý thuyết và thực nghiệm. Một số công thức tương đối nổi tiếng tính vệt nâng vệt khói được dẫn ra trong công trình [5].

Bảng 4-4. Tóm tắt một số công thức tính vệt nâng ống khói dưới dạng công thức ab uExh /=Δ

NGUỒN ĐỘ ỔN

ĐỊNH CỦA KHÍ QUYỂN

A B E ĐIỀU KIỆN

Vệt khói do lực nổi (Buoyancy forces)

ASME (1973)

Điều kiện trung tính và không ổn định

1

1/3

0

0 ( )1/32

s7, 4 Fh

( )1/312,9 F/S

Brigges (1969, 1971, 1974)

Điều kiện trung tính và không ổn định

1

1

1

2/3

0

2/3

1/31,6F

3/421,4F

1/31,6F

8/5F49x,55F <<

8/5F49x,55F ≥<

5/2F119x,55F <≥



83

Ổn định 1

1/3

0

1

0

0

0

2/3

3/538,7.F

( )1/322, 4 F/S

8/32

4/1 SF5 −

1/31,6F

5/2F49x,55F ≥<

Vệt khói do động lượng (Momentum Forces)

ASME (1973)

Tất cả 1,4 0 4/1dV

K50TuV

s/m10V

s

s

<Δ>>

Briggs (1969)

Trung tính 2/3

1

1/3

0 ( ) 3/2

sdV44.1

2dV3

4u/V4u/V

2

s

<≥

Một số ký hiệu trong các công thức trên:

- d = đường kính ống khói (m)

- F = tham số thông lượng nổi, ( ) 342 ,4/ −− smTTTVgd sass

- g = gia tốc trọng trường , 9,807 ms-2

- P = áp suất khí quyển, kPa

- P0 = 1013 Mbar

- 229.0

01 , −

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

= spp

zTgSa

θ

- 22 , −

∂∂

= szT

gSa

θ

- Ta = nhiệt độ xung quanh ống khói, K

- Ts = nhiệt độ khí thoát ra khỏi miệng ống khói, K

- ΔT=Ts - Ta

- Vs = vận tốc khí thoát ra khỏi miệng ống khói, m/s. -



84

Bảng 4-5. Mối quan hệ giữa các lớp ổn định Pasquill – Gifford và sự phân tầng của nhiệt độ

(Gradian nhiệt độ thế được tính theo công thức Γ+∂∂

=∂∂

zT

zθ

, ở đó Γ là tốc độ

đoạn nhiệt, 0,9860/100 m).

LỚP ỔN ĐỊNH

GRADIAN NHIỆT ĐỘ KHÔNG KHÍ XUNG QUANH

( )m100// CzT ∂∂

GRADIAN NHIỆT ĐỘ THẾ

( )m100// Cz∂∂θ

A (rất không ổn định)

< -1,9 < -0,9

B (không ổn định vừa phải)

-1,9 tới – 1,7 -0,9 tới -0,7

C (không ổn định nhẹ)

-1,7 tới -1,5 -0,7 tới -0,5

D (trung tính) -1,5 tới -0,5 -0,5 tới 0,5

E (ổn định nhẹ) -0,5 tới 1,5 0,5 tới 2,5

F (ổn định vừa phải) > 1,5 > 2,5

Holland J.Z. có đưa ra một công thức tính độ nâng vệt khói, được sử dụng khá rộng rãi trong nhiều tài liệu nước ngoài:

T -TωDa khoi xung_quanh-3Δh = 1,5+2,68.10 P.Du TKhoi⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Trong đó

- D – đường kính ống khói;

- P – áp suất khí quyển, milibar (1 atm = 1013 Mbar);

- Tkhoi, T xung quanh – tương ứng là nhiệt độ tuyệt đối của khí thoát ra khỏi miệng ống khói và của không khí xung quanh (đo bằng 0K );

- a là hệ số hiệu chính (với các cấp A và B – nhân với hệ số 1.1 – 1.2, với các cấp D,E,F nhân với các hệ số 0.8 – 0.9).



85

4.4.2. Noàng ñoä trong tröôøng hôïp nguoàn laøm vieäc lieân tuïc, moâ hình Gauss bieán ñoåi

Bài toán được quan tâm nhiều nhất trong lý thuyết phát tán ô nhiễm không khí là tính toán nồng độ từ nguồn điểm nằm tại độ cao H so với mặt đất. Đối với nguồn như vậy, xuất phát từ bài toán (4.6) – (4.8) ta nhận được nghiệm có dạng :

( ) .22

exp2

),,( 2

2

2

2

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧ −

−−=zyzy

HzyUss

MzyxCσσπ

(X, Y, Z)

X

(X, 0, 0)

( )X, Y, Z

Hh

Y

Z

X

Hình 4-4. Sơ đồ vệt khói phát thải từ ống khói

Trên Hình 4-4 thể hiện sơ đồ vệt khói phát thải. Trên hình vẽ có thể thấy dạng phân bố Gauss của phát thải theo trục Y và trục Z, cũng như độ lệch trung bình bình phương của nồng độ phát thải σy và σz. Ngoài ra trên sơ đồ này cũng thấy độ nâng vệt khói do có vận tốc ban đầu khi khí thoát ra khỏi miệng ống khói cũng như do sự chênh lệch nhiệt độ giữa khí thoát ra và nhiệt độ không khí xung quanh.

Biểu thức trên mô tả nồng độ trong nửa không gian x > 0 ứng với –∞ < z < +∞. Tuy nhiên trong thực tế sự phát tán thực tế chỉ diễn ra với điều kiện z > 0, vì vậy cần phải cho điều kiện biên tại mặt đất với điều kiện z = 0.

Xét hai phương án điều kiện biên: đối với bề mặt nước và đối với bề mặt đất, khi sự tương tác giữa vệt khói phát thải với bề mặt đất có tính chất phản xạ (khi chất ô nhiễm không đọng lại trên mặt đất). Để thỏa điều kiện này cần thiết phải đặt một nguồn ảo tại điểm x = 0, y = 0, z = -H.



86

Để thỏa điều kiện biên với bề mặt nước, trong công thức cần trừ đi thành phần do nguồn ảo. Đối với điều kiện biên do phản xạ cần cộng hai nồng độ lại.

Biểu thức tính nồng độ có lưu ý tới phản xạ của mặt đất từ một nguồn thải điểm liên tục đặt tại độ cao H có dạng:

( ) ( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −−⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 2

2

2

2

2

2

2exp

2exp

2exp

2)0,,(

zzyzy

HzHzyuMyxC

σσσσσπ (4.12)

Trong đó : C(x, y, z) – nồng độ - là hàm số của x, y và z (kg/m3); M – công suất nguồn thải (kg/s); uw – vận tốc gió tại miệng ống khói; Н– độ cao hữu dụng của ống khói (m).

Ngược lại với trường hợp phản xạ hoàn toàn là trường hợp hấp thụ hoàn toàn. Khi đó ta có công thức:

( ) ( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −−⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 2

2

2

2

2

2

2exp

2exp

2exp

2)0,,(

zzyzy

HzHzyuMyxC

σσσσσπ

(4.13)

Thông thường người ta quan tâm tới nồng độ tại mặt đất z = 0 và công

thức (4.12) sẽ trở thành ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 2

2

2

2

2exp

2exp)0,,(

zyzy

Hyu

MyxCσσσσπ

Trường hợp muốn tính nồng độ tại mặt đất dọc theo hướng gió (trục x), ta cho y = 0 và thu được:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 2

2

2exp)0,0,(

zzy

Hu

MxCσσσπ

Tiến hành các phép biến đổi đối với hệ số phân tán ta nhận được biểu thức sau đây:

( ) .4

exp2

)0,0,(2

5,0⎭⎬⎫

⎩⎨⎧−=

xKUH

KKxMxC

zzyπ Việc phân tích biểu thức này cho thấy nồng độ khi xa cách nguồn sẽ tăng lên nhanh chóng, đạt được cực đại sau đó giảm xuống từ từ.



87

Từ biểu thức cuối cùng có thể tìm được khoảng cách xm từ nguồn tới điểm đạt được nồng độ cực đại và đại lượng nồng độ này. Muốn vậy ta chỉ cần cho đạo hàm bằng 0 và giải phương trình:

( ) 00,0,=

dxxdC

,

Từ đó suy ra :

zm K

UHx4

2=

.

Như vậy, nồng độ cực đại đạt được tại khoảng cách tỷ lệ với bình phương khoảng cách, vận tốc gió trung bình và tỷ lệ nghịch với hệ số khuếch tán rối theo trục z.

Sự phụ thuộc nhận được ở trên có thể được giải thích từ ý nghĩa vật lý. Thực vậy khi tăng chiều cao ống khói và vận tốc gió với các điều kiện khác như nhau, điểm tiếp xúc giữa mặt đất và phần xà xuống đất của vệt khói sẽ bị đẩy ra xa và do vậy khoảng cách tới điểm cực đại cũng vì thế mà tăng lên. Trong khi đó sự gia tăng các hệ số khuếch tán theo trục z dẫn tới sự gần nhau của điểm nơi đạt được nồng độ cực đại và nguồn phát thải bởi vì với sự gia tăng Kz vệt khói sẽ mở rộng hơn và điểm tiếp xúc giữa đất với vệt khói xà xuống cũng gần lại nhau hơn.

Đại lượng nồng độ cực đại bằng :

( )UeH

KK

M

xС y

z

mm 20,0,

2

π=

.

Như đã biết, vận tốc gió thay đổi theo độ cao và người ta thường đo vận tốc gió tại độ cao 10 m, nhưng lại cần vận tốc gió tại miệng ống khói. Có nghĩa là cần phải tính toán theo một công thức nào đó. Dưới đây là một trong số những công thức được Cơ quan bảo vệ môi trường Mỹ khuyến cáo:

( )⎪⎩

⎪⎨

⎧

≥

<⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

=

.200,2

;200,10

10

10

mzU

mzzUzU

pm

p

m



88

Trong đó tham số p liên hệ với các lớp ổn định Pasquill – Hanna (xem Bảng 4-2, Bảng 4-3, Bảng 4-7) theo bảng dưới đây:

Bảng 4-6. Công thức tính tham số p theo lớp ổn định Pasquill – Hanna

LOẠI TẦNG KẾT

ĐIỀU KIỆN THÀNH PHỐ

ĐIỀU KIỆN NÔNG THÔN

p p

A 0,15 0,07

B 0,15 0,07

C 0,20 0,10

D 0,25 0,15

E 0,30 0,35

F 0,30 0,55

(Nguồn [7])

Bảng 4-7. Phân loại độ bền vững khí quyển theo Pasquill

Điều kiện thời tiết ban ngày Điều kiện thời tiết ban đêm

Bức xạ mặt trời ban ngày Độ che phủ ban đêm (hệ số mây)

Vận tốc gió tại độ cao

10 m

Mạnh (biên độ > 600)

Trung bình (biên độ 35-600)

Yếu (biên độ 15 –

350)

Lớn hơn 50%

Nhỏ hơn 50%

< 2 А A – B B E F

2– 3 A – B B C E F



89

3– 5 B B – C C D E

5– 6 C C– D D D D

> 6 C C – D D D D

Lưu ý. А – rất không ổn định; В – không ổn định vừa phải; С – không ổn định yếu; D – điều kiện trung tính; E – điều kiện ổn định yếu; F – điều kiện ổn định vừa phải.

(Nguồn [7])

4.3 MOÂ HÌNH PHAÙT TAÙN OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ ISC3

Cụm từ ISC viết tắt từ tiếng Anh: Industrial Source Complex có nghĩa là nguồn thải công nghiệp tổng hợp, ISCST viết tắt của cụm từ tiếng Anh: Industrial Source Complex Short Term: tính cho thời gian ngắn hạn, ISCLT viết tắt của cụm từ tiếng Anh: Industrial Source Complex Long Term: tính cho thời gian dài hạn. Bản ISC3 ra đời dựa trên sự cải tiến ISC2. Chương trình nghiên cứu ISC được bắt đầu từ tháng 4/1981 và kết thúc vào tháng 3/1992. Đây là kết quả nghiên cứu được thực hiện bởi Cục Bảo vệ môi trường Mỹ.

Công thức tính toán nồng độ từ nguồn điểm, phát thải liên tục đạt trạng thái dừng có dạng :

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−×= 2

y

2

zys

y5,0expu.2QKV z) y, (x, C

σσσπ

Ở đó:

C (x, y, z) – nồng độ chất phát thải tại điểm có tọa độ x, y, z, mg/m3;

Q – phát thải của chất, g/s;

K – hệ số chuyển đổi = 1.103;

V – thành phần lưu ý tới sự phát tán theo phương đứng. Thành phần này có lưu ý tới ảnh hưởng chiều cao ống khói, độ nâng của vệt khói sau khi thoát ra khỏi nguồn thải, độ cao hòa trộn theo phương thẳng đứng, lắng



90

đọng trọng trường, lắng đọng khô của những hạt bụi (đường kính hạt lớn hơn 20 μm);

σy, σz - độ lệch chuẩn của phát tán theo phương ngang và đứng, m;

us – vận tốc gió tại độ cao hữu dụng, m/s;

ps

msh

uu ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=1010

Hình 4-5. Tính vận tốc gió tại độ cao hữu dụng

4.3.1. Tính toaùn ñoä cao hieäu chænh cuûa oáng khoùi theo coâng thöùc Briggs

' ss s s

s

vh = h + 2du⎡ ⎤⎢ ⎥⎣ ⎦

với s sv < 1.5u

's sh = h với s sv 1.5u≥

Trong đó: hs là chiều cao ống khói (m), vs là vận tốc khí phụt (m/s), còn ds là đường kính bên trong của miệng ống khói (m).



91

' 2 ss s s

s

vh h du⎡ ⎤

= + ⎢ ⎥⎣ ⎦

Hình 4-6. Tính độ cao hữu dụng hiệu chỉnh

4.3.2. Löïc noåi vaø thoâng löôïng ñoäng löôïng

Tham số thông lượng nổi Briggs Fb (m4/s3) là tham số quan trọng. Phương trình sau đây được Briggs đưa ra vào năm 1975:

⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛ Δ

T4T dvg = F

s

2ssb

Trong đó ΔT = Ts - Ta, Ts nhiệt độ khói thoát ra (°K), còn Ta là nhiệt độ không khí xung quanh (°K).



92

Để xác định vệt nâng do động lượng, người ta tính đại lượng Fm (m4/s2), gọi là tham số thông lượng của động lượng như sau:

T4T dv = F

s

a2s

2sm

4.3.3. Ñoái vôùi caùc tröôøng hôïp khoâng oån ñònh vaø trung tính (A – D)

Với Fb < 55, 1/ 3s

sc 2/ 3s

v( T = 0,0297 ) Td

Δ

Và với Fb ≥ 55, 2/ 3s

sc 1/ 3s

v( T = 0,00575 ) Td

Δ

Phụ thuộc vào mối quan hệ giữa ΔT và (ΔT)c người ta tính độ cao hữu dụng khác nhau

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ Δ=

sss T

Tdgv4

F 2b s

ass T

Tdv4

F 22m =

Hình 4-7. Tính toán lực nổi và thông lượng động lượng



93

4.3.4. Veät naâng coät khoùi trong ñieàu kieän khoâng oån ñònh vaø trung hoøa coù löu yù tôùi löïc noåi (A-D)

Trong trường hợp khi ΔT vượt quá (ΔT)c như được xác định ở trên, lực nổi sẽ chiếm ưu thế. Khi đó khoảng cách xf, được Briggs xác định và khoảng cách theo đó vệt nâng cuối cùng đạt được là 3.5xf (trong đó xf là khoảng cách ở đó tính chất rối của khí quyển bắt đầu chiếm ưu thế). Đại lượng xf được tính như sau:

Với Fb < 55: F49 = x 8/5bf

Với Fb ≥ 55: F119 = x 5/2bf

Khi đó độ cao hiệu quả của ống khói, he (m), được xác định như sau:

Với Fb < 55: 3/ 4b

e ss

F = + 21,425h hu

′

Với Fb ≥ 55: 3/ 5b

e ss

F = + 38,71h hu

′

3/2

3/1

s

ss d

vT 3/2

3/2

s

ss d

vT

/

a

zs gTθ∂ ∂

=

s sT v s

Hình 4-8. Tính toán vệt nâng cột khói



94

4.3.5. Veät naâng coät khoùi trong ñieàu kieän khoâng oån dònh vaø trung tính – ñoäng löôïng naâng

Với các tình huống khi nhiệt độ khói nhỏ hơn hay bằng nhiệt độ không khí xung quanh khi đó vệt nâng cột khói chiếm ưu thế bởi động lượng. Nếu ΔT nhỏ hơn (ΔT)c , khi đó độ cao hữu dụng được tính như sau:

uv d3 + h = h

s

ssse ′

Briggs khẳng định rằng phương trình này được áp dụng khi vs/us lớn hơn 4.

4.3.6. Tham soá oån ñònh

Đối với các trường hợp khí quyển ổn định người ta tính toán tham số ổn định s, được tính từ phương trình sau đây:

Tz/g = s

a

∂θ∂

Người ta đã tính xấp xỉ ∂θ/∂z đối với độ ổn định khí quyển E bằng 0,020 K/m, và đối với độ ổn định khí quyển loại F, ∂θ/∂z được lấy bằng 0,035 K/m.

4.3.7. Löïc noåi vaø ñoäng löôïng trong tröôøng hôïp oån ñònh cuûa khí quyeån

Đối với các trường hợp khi nhiệt độ khói lớn hơn hay bằng nhiệt độ không khí xung quanh, giống như trường hợp không ổn định và trung hòa ta xác định đại lượng (ΔT)c như sau:

s vT 0.019582 = T)( sscΔ

Nếu ΔT lớn hơn hay bằng (ΔT)c, khi đó vệt nâng cột khói do lực nổi gây ra, trong trường hợp ngược lại vệt nâng cột khói do động lượng gây ra.

4.3.8. Tröôøng hôïp oån ñònh – veät naâng coät khoùi do yeáu toá löïc noåi

Khi ΔT vượt quá (ΔT)c khi đó lực nổi chiếm ưu thế. Khi đó khoảng cách tới vệt nâng cuối, xf, được xác định như sau:



95

sf

u= 2,0715 xs

Khi đó độ cao hữu dụng he được xác định như sau: 1/ 3

be s

s

F = + 2,6 h h su⎛ ⎞

′ ⎜ ⎟⎝ ⎠

3/ 4b

s

Fu

3 / 5b

s

Fu

s

s

vu

1 / 3

b

s

Fu s

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

1/ 3

m

s

Fu s

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Hình 4-9. Sơ đồ tính toán độ cao hữu dụng he



96

4.3.9. Tröôøng hôïp oån ñònh – veät naâng coät khoùi do ñoäng

Khi nhiệt độ khói nhỏ hơn hay bằng nhiệt độ không khí xung quanh, nghĩa là khi ΔT nhỏ hơn (ΔT)c, độ cao hữu dụng được xác định theo công thức Briggs sau đây:

1/ 3

me s

s

F = + 1,5 h hsu

⎛ ⎞′ ⎜ ⎟

⎝ ⎠

5 / 8bF 2 / 5

bF 2, 0715 sf

uxs

=

Hình 4-10. Sơ đồ tính toán khoảng cách đạt được vệt nâng cuối cùng



97

4.3.10. Caùc tham soá khueách taùn

Phương trình để tính xấp xỉ đường cong Pasquill-Gifford được sử dụng để tính σy và σz (m) cho điều kiện nông thôn. Phương trình được sử dụng để tính σy có dạng:

y = 465,11628(x) tan(TH)σ

Ở đó:

TH = 0,017453293[c - d ln(x)]

Trong các phương trình trên khoảng cách theo chiều gió x được tính bằng km, các hệ số c và được đưa ra trong Bảng 4-8. Phương trình để tính σz có dạng:

ax = bzσ

Trong đó khoảng cách dọc theo hướng gió x được tính bằng km và σz được tính bằng m. Các hệ số a và b được cho trong Bảng 4-9.

Các Bảng 4-8 - Bảng 4-12 đưa ra các công thức tính σy và σz cho điều kiện thành thị. Các biểu thức này do Briggs thực hiện và Gifford (1976) tổng kết.

Bảng 4-8. Bảng được sử dụng để tính toán tham số PASQUILL-GIFFORD σy

σy = 465,11628 (x)tan(TH)

TH = 0,017453293 [c - d ln(x)] Độ ổn định khí

quyển theo Pasquill

c d

A 24,1670 2,5334

B 18,3330 1,8096

C 12,5000 1,0857

D 8,3330 0,72382

E 6,2500 0,54287

F 4,1667 0,36191

Ở đó σy được tính bằng m và x được tính bằng km



98

4.3.11. Tính toaùn heä soá phaùt taùn ñöùng

( ) ( )

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−+⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −−= 2

2

2

2

5,0exp5,0expz

e

z

e hzhzV

σσ

∑∞

= ⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−+

12

24

2

23

2

22

2

21 5,0exp5,0exp5,0exp5,0exp

m zzzz

HHHHσσσσ

Ở đó: he – độ cao hữu dụng của phát thải (độ cao đường trung bình của vệt khói so với mặt đất), m. Các bước tính độ cao pha trộn được thực hiện như sau:

- H1 = z – (2mL – he);

- H2 = z + (2mL – he);

- H3 = z – (2mL + he);

- H4 = z + (2mL + he);

Trong đó

- m – số lần nội suy (để tính toán chỉ cần 3 lần);

- L – độ cao pha trộn, m.

Theo mô hình ISC3 có thể tính độ cao pha trộn theo công thức:

L = 320.u10

Ở đó: u10 – vận tốc gió tại mặt đất (thường lấy tại độ cao 10 m). Các số hạng nội suy được tính chỉ cho đối với các lớp ổn định A, B, C và D (theo Pasquill).



99

( ) ( )

∑∞

= ⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−+

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ+

−+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

σ−

−=

12

24

2

23

2

22

2

21

2

2

2

2

5,0exp5,0exp5,0exp5,0exp

5,0exp5,0exp

m zzzz

z

e

z

e

HHHH

hzhzV

Hình 4-11. Sơ đồ tính toán hệ số phát tán đứng http://www.ebook.edu.vn


100

Bảng 4-9. Bảng được sử dụng để tính toán tham số PASQUILL-GIFFORD σz

σz(m) = axb (x km) Độ ổn định khí quyển theo

Pasquill

x (km) a b

A* <,10 0,10 - 0,15 0,16 - 0,20 0,21 - 0,25 0,26 - 0,30 0,31 - 0,40 0,41 - 0,50 0,51 - 3,11 >3,11

122,800 158,080 170,220 179,520 217,410 258,890 346,750 453,850 **

0,94470 1,05420 1,09320 1,12620 1,26440 1,40940 1,72830 2,11660 **

B* <,20 0,21 - 0,40 >0,40

90,673 98,483 109,300

0,93198 0,98332 1,09710

C* Tất cả 61,141 0,91465 D <,30

0,31 - 1,00 1,01 - 3,00 3,01 - 10,00 10,01 - 30,00 >30,00

34,459 32,093 32,093 33,504 36,650 44,053

0,86974 0,81066 0,64403 0,60486 0,56589 0,51179

* Nếu giá trị σz tính toán được vượt quá 5000 m, σz được lấy bằng 5000 m. ** σz bằng 5000 m.

Bảng 4-10. Các tham số được sử dụng để tính hệ số khuếch tán σz (x) theo PASQUILL-GIFFORD (tiếp theo)

σz(m) = axb (x, km) Độ ổn định khí quyển theo

Pasquill x (km)

a b

E <,10

0,10 - 0,30

0,31 - 1,00

1,01 - 2,00

24,260

23,331

21,628

21,628

0,83660

0,81956

0,75660

0,63077



101

2,01 - 4,00

4,01 - 10,00

10,01 - 20,00

20,01 - 40,00

>40,00

22,534

24,703

26,970

35,420

47,618

0,57154

0,50527

0,46713

0,37615

0,29592

F <,20

0,21 - 0,70

0,71 - 1,00

1,01 - 2,00

2,01 - 3,00

3,01 - 7,00

7,01 - 15,00

15,01 - 30,00

30,01 - 60,00

>60,00

15,209

14,457

13,953

13,953

14,823

16,187

17,836

22,651

27,074

34,219

0,81558

0,78407

0,68465

0,63227

0,54503

0,46490

0,41507

0,32681

0,27436

0,21716

Bảng 4-11. Công thức BRIGGS tính σy cho điều kiện thành thị

Độ ổn định khí quyển theo Pasquill σy(meters)*

A 0,32 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

B 0,32 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

C 0,22 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

D 0,16 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

E 0,11 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

F 0,11 x (1,0 + 0,0004 x)-1/2

* Ở đó x được tính bằng m



102

Bảng 4-12. Công thức BRIGGS tính σz

Độ ổn định khí quyển theo Pasquill σz(meters)*

A 0,24 x (1,0 + 0,001 x)1/2

B 0,24 x (1,0 + 0,001 x)1/2

C 0,20 x

D 0,14 x (1,0 + 0,0003 x)-1/2

E 0,08 x (1,0 + 0,00015 x)-1/2

F 0,08 x (1,0 + 0,00015 x)-1/2

* Ở đó x được tính bằng m.

y

2

2s y z

QKV yC(x, y, z) = * exp -0,52πU σ σ σ

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Hình 4-12. Sơ đồ tổng quan tính toán theo mô hình ISC3 http://www.ebook.edu.vn


103

4.4. BAØI TAÄP ÖÙNG DUÏNG MOÂ HÌNH GAUSS

Trong mục này trình bày một số bài tập mẫu giúp bạn đọc nắm được các bước cơ bản tính toán phát tán ô nhiễm theo phương pháp mô hình Gauss. Các thông số đầu vào cho tính toán mô hình cùng các bước tự động hóa tính toán được thể hiện trên Hình 4-13.

Hình 4-13. Mô tả thông số đầu vào trong mô hình Gauss

Bài tập 4.1. (ứng dụng mô hình vệt khói Gauss cơ bản). Một nhà máy phát thải tại độ cao H với công suất thải là 20 g/s SO2. Vận tốc gió tại độ cao H bằng 3 m/s. Được biết tại khoảng cách 1 km theo hướng gió, các giá trị σy và σz tương ứng là 30m và 20m. Hãy xác định nồng độ SO2 tại trục của vệt khói (nghĩa là ứng với giao tuyến y = 0 và z= H), và tại điểm cách trục về phía dưới trục là 20 m và lệch so với trục là 60 m.

Lời giải.



104

Các giá trị trên trục là các giá trị có y = 0 và z = H, vì vậy cả hai số hạng trong hàm e mũ bằng không. Một khi exp 0 = 1 thì số hạng hàm e mũ là đồng nhất. Tại trục:

( ) ( )( )( ) 3 3

20g/s g μgc 1000,0, H = = 0,00177 = 17702π 3m/s 30m 20m m m

Tại điểm cách trục về phía trên trục là 20 m và lệch so với trục là 60 m, chúng ta phải nhân biểu thức có trước với thừa số không thứ nguyên:

0818.0212exp

2020

21

3060

21exp

22

=⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ +−=

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −+⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛−

mm

mm

và được

( ) ( )3 3

1770μg 145μgc 1000,60,H + 20 = 0,0818 =m m

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Bài tập 4.2. Hãy xác định các giá trị σy và σz tại khoảng cách x = 1000 m phụ thuộc vào độ ổn định của khí quyển theo các trường hợp dưới đây:

a/ Điều kiện A, điều kiện nông thôn

b/ Điều kiện B, điều kiện nông thôn

c/ Điều kiện C, điều kiện nông thôn

d/ Điều kiện D, điều kiện nông thôn

e/ Điều kiện E, điều kiện nông thôn

f/ Điều kiện F, điều kiện nông thôn

Đáp số: a/ σy(1000) = 209,76; σz (1000) = 200; b/ σy(1000) = 152,55, σz(1000) = 120; c/ σy(1000) = 104,88, σz(1000) = 73,03; d/ σy(1000) = 76,28,σz(1000) = 37,95; e/ σy(1000) = 57,21, σz(1000) = 23,08; f/ σy(1000) = 38,14, σz(1000) = 12,31.

Bài tập 4.3. Hãy xác định các giá trị σy và σz tại khoảng cách x = 1000 m phụ thuộc vào độ ổn định của khí quyển theo các trường hợp dưới đây:

a/ Điều kiện A, điều kiện thành thị

b/ Điều kiện B, điều kiện thành thị



105

c/ Điều kiện C, điều kiện thành thị

d/ Điều kiện D, điều kiện thành thị

e/ Điều kiện E, điều kiện thành thị

f/ Điều kiện F, điều kiện thành thị

Đáp số: a/ σy(1000) = 270,45, σz(1000) = 339,41; b/ σy(1000) = 270,45, σz(1000) = 339,411255; c/σy(1000) = 185,93, σz(1000) = 120;d/σy(1000) = 135,22, σz(1000) = 122,79; e/σy(1000) = 92,97, σz(1000) = 65,32; f/ σy(1000) = 92,97, σz(1000) = 65,32.

Bài tập 4.4. Một nhà máy phát thải tại độ cao H = 30 m với công suất thải là 20 g/s SO2. Vận tốc gió tại độ cao H bằng 3 m/s. Được biết tại khoảng cách 1 km theo hướng gió, các giá trị σy và σz tương ứng là 30m và 20m. Hãy xác định nồng độ SO2 tại trục của vệt khói (nghĩa là ứng với giao tuyến y = 0 và z= H), và tại điểm nằm phía dưới trục 20 m và lệch so với trục là 60 m .

Lời giải.

Áp dụng công thức (4.12) cho điểm cần tính (x,y,z) = (1000 m, 60 m, 10 m) ta nhận được:

( )

( ) ( ) ( )( )

2 2 2μg 60m 10m-30m 10m+30mc 1000, 60, 10 =1770 exp -0,5 × exp -0,5 +exp -0,53 30m 20m 20mm

1μg μg μg=1770 exp -2 exp - +exp -2 =1770 0,135 0,605+0,135 =1773 3 32m m m

⎡ ⎤⎛ ⎞ ⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎛ ⎞ ⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎢ ⎥⎜ ⎟ ⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎜ ⎟ ⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎢ ⎥⎜ ⎟ ⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎝ ⎠ ⎝ ⎠ ⎝ ⎠⎝ ⎠ ⎝ ⎠ ⎝ ⎠⎣ ⎦⎡ ⎤⎛ ⎞

⎜ ⎟⎢ ⎥⎝ ⎠⎣ ⎦

Rõ ràng công thức nhận được cao hơn 22 % so với công thức trong bài tập 4.1. Lý do là trong bài tập này có lưu ý tới thành phần phản xạ từ mặt đất lên còn trong công thức bài tập 4.1 không lưu ý tới sự phản xạ.■

Bài tập 4.5. Trạm khí tượng tại gần khu công nghiệp thực hiện quan trắc vận tốc gió tại độ cao 10 m. Biết rằng vận tốc gió quan trắc được bằng 2.5 m/s. Hãy tính vận tốc gió tại độ cao 40 m theo các điều kiện ổn định khác nhau trong điều kiện nông thôn và thành thị. Đáp số: được cho theo bảng dưới đây:



106

LOẠI TẦNG KẾT

ĐIỀU KIỆN THÀNH PHỐ

ĐIỀU KIỆN NÔNG THÔN

A 3,1 (m/s) 2,8 (m/s)

B 3,1 (m/s) 2,8 (m/s)

C 3,3 (m/s) 2,9 (m/s)

D 3,5 (m/s) 3,1(m/s)

E 4,4 (m/s) 4,1 (m/s)

F 5,7 (m/s) 5,4 (m/s)

Bài tập 4.6. Một nhà máy phát thải có ống khói cao 45 m, đường kính của miệng ống khói bằng 2 m, lưu lượng khí thải là 12,0 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 20 g/s, nhiệt độ của khói thải là 200ºC. Nhiệt độ không khí xung quanh là 30 ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 3 m/s. Cho trạng thái khí quyển là cấp C, điều kiện nông thôn. Hãy:

− Tính vệt nâng ống khói.

− Tính sự phân bố nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại khoảng cách 1200 m.

Lời giải.

Áp dụng công thức tính vận tốc gió tại độ cao h = 45 m

( ) m200z,10zUzU

p

m10 <⎟⎠⎞

⎜⎝⎛=

Ta nhận được:

( ) ( )0.14545 3,0 3.49 /

10⎛ ⎞= × =⎜ ⎟⎝ ⎠

U m m s

Vận tốc khí thoát ra khỏi miệng ống khói là:

( )12 3.82 /.1,1

m sω = =π

Áp dụng công thức tính vệt nâng cột khói



107

T -TωDa khoi xung_quanh-3Δh = 1,5+2,68.10 P.Du TKhoi

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Ta nhận được

33,82 2 1,2 473 3031,5 2,68.10 1013 2 9,093,49 473

−× × −⎛ ⎞Δ = + × × × =⎜ ⎟⎝ ⎠

h

Độ cao hữu dụng được tính theo công thức

hhH Δ+= Ta nhận được

45 9,07 54,09= + =H

Áp dụng công thức tính vận tốc gió tại độ cao H = 54.07 m là

( ) ( )0.154,0954,09 3,0 3,55 /

10⎛ ⎞= × =⎜ ⎟⎝ ⎠

U m m s

Áp dụng công thức tính hệ số phân tán theo phương ngang và phương đứng

σy(x) = 0,11x(1+0,0001x)-0,5

σz (x) = 0,08x(1+0,0002x)-0,5

Ta có:

σy(1200) = 0,11×1200×(1+0,0001×1200)-0,5= 124,73

σz (1200) = 0,08×1200×(1+0,0002×1200)-0,5= 86,21

Áp dụng công thức

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛σ

−σσπ

= 2z

2

zyH 2Hexp

uM)x(C

Ta nhận được



108

( )2

32

20.1000 54,07C(1200) = exp - = 0,143 mg/m3,1415×3,55×124,73×86,21 2×86,21

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Đáp số: Vệt nâng ống khói là: 9,09 (m), nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại khoảng cách 1200 m là 0,143 (mg/m3).

Bài tập 4.7. Một nhà máy phát thải có ống khói cao 45 m, đường kính của miệng ống khói bằng 2 m, lưu lượng khí thải là 12,0 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 20 g/s, nhiệt độ của khói thải là 200ºC. Nhiệt độ không khí xung quanh là 30 ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 3 m/s, điều kiện nông thôn. Hãy vẽ đường đồng mức 0,1, 0,01, 0,001 mg/m3 ứng với các độ ổn định khí quyển A – F.

Lời giải

Độ ổn định loại A Độ ổn định loại B



109

Độ ổn định loại C Độ ổn định loại D

Độ ổn định loại E Độ ổn định loại F

Phần mềm CAP tự động tính toán sự phát tán ô nhiễm không khí theo phương pháp Gauss, ISC3 được trình bày trong tài liệu [1].

Phần dưới đây là bài tập đề xuất cho phần tự giải.

Bài 4.8. Ống khói của một lò nung gạch cao 20 m, đường kính của miệng ống khói bằng 0,8 m. Biết rằng ống khói này năm giữa cánh đồng (điều kiện nông thôn). Ngày tính là 5.5.2008. Số liệu đo đạc được như sau: lưu lượng khí thải là 2,05 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 2,7 g/s, nhiệt độ của khói thải là 150ºC, nhiệt độ không khí xung quanh là 30ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 2,5 m/s. Cho trạng thái khí quyển là cấp B. Bằng cách sử dụng mô hình Gauss biến đổi, hãy:

1. Tính vệt nâng ống khói.

2. Tính toán hệ số khuếch tán σy(x) , σz(x) tại khoảng cách x = 520 m

3. Tính sự phân bố nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại điểm cách ống khói 1220 m.

Bài 4.9. Do phải hoàn thành gấp Hợp đồng cho nên ngày 21.5.2008, cơ sở sản xuất đã phải tăng công suất làm việc. Các thông số làm việc của ống khói dự kiến là: lưu lượng khí thải là 4,10 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 4,7 g/s, nhiệt độ của khói thải là 170ºC. Theo dự báo vào ngày này, nhiệt độ không khí xung quanh là 28 ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 2,0 m/s. Cho trạng thái khí quyển là cấp A. Bằng cách sử dụng mô hình



110

biến đổi Gauss hãy tính sự nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại điểm cách ống khói 520 m.

Trong cả 2 bài trên lấy áp suất khí quyển bằng 1013 Mbar.

Bài 4.10. Ống khói của một lò nung gạch cao 40 m, đường kính của miệng ống khói bằng 2,5 m. Biết rằng ống khói này nằm giữa cánh đồng (điều kiện nông thôn). Ngày tính là 5.5.2008. Theo dự báo vào ngày này, lưu lượng khí thải là 8,00 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 12 g/s, nhiệt độ của khói thải là 150ºC, nhiệt độ không khí xung quanh là 30ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 2,5 m/s. Cho trạng thái khí quyển là cấp C. Bằng cách sử dụng mô hình ISC3, hãy:

1. Tính vệt nâng ống khói.

2. Tính toán hệ số khuếch tán σy(x) , σz(x) tại khoảng cách x = 620 m

3. Tính sự phân bố nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại điểm cách ống khói 520 m.

Bài 4.11. Do phải hoàn thành gấp Hợp đồng cho nên ngày 21.5.2008, cơ sở sản xuất đã phải tăng công suất làm việc. Các thông số làm việc của ống khói dự kiến là: lưu lượng khí thải là 12,0 m3/s, tải lượng chất ô nhiễm SO2 bằng 24 g/s, nhiệt độ của khói thải là 170ºC. Theo dự báo vào ngày này, nhiệt độ không khí xung quanh là 28 ºC và tốc độ gió ở độ cao 10 m là 3,0 m/s. Cho trạng thái khí quyển là cấp C. Bằng cách sử dụng mô hình ISC3 hãy tính sự nồng độ chất ô nhiễm dọc theo hướng gió tại điểm cách ống khói 620 m.

Trong cả hai bài trên lấy áp suất khí quyển bằng 1013 Mbar.

Bài tập 4.12. Vận tốc gió tại độ cao h so với mặt đất là một hàm số phụ thuộc vào các yếu tố sau đây:

1. Điều kiện nông thôn hay thành thị

2. Độ ổn định của khí quyển

3. Nhiệt độ khói thải từ ống khói

Hãy chọn các phương án sau đây:

a/ 1, 2, 3 b/ 1,3 c/ 1,2 d/ 2,3



111

Caâu hoûi 1. Trình bày phương trình lan truyền chất và giải thích rõ ý nghĩa các hệ

số cùng các số hạng tham gia vào phương trình.

2. Giải thích rõ ý nghĩa các điều kiện ban đầu và điều kiện biên trong bài toán lan truyền chất ô nhiễm.

3. Giải thích rõ các điều kiện đơn giản hóa để từ phương trình tổng quát nhận được phương trình (4.6) (theo cách tiếp cận Euler)

4. Trình bày công thức vệt khói Gauss căn bản.

5. Hãy trình bày các công thức tính toán σу và σz trong các cách tiếp cận khác nhau.

6. Hãy trình bày các công thức tính vệt nâng ống khói khác nhau

7. Trình bày công thức tính toán nồng độ trong trường hợp nguồn liên lục và mô hình Gauss cải tiến.

8. Trình bày mô hình phát tán ô nhiễm không khí ISC3.

TAØI LIEÄU THAM KHAÛO [1]. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học

Quốc gia TP. HCM, 334 trang.

[2]. Lê Đình Quang, Phạm Ngọc Hồ, 2001. Giáo trình cơ sở lớp biên khí quyển và mô hình hóa bài toán lan truyền bụi. Đại học Quốc gia Hà Nội, Trường Đại Học Khoa Học Tự Nhiên, Khoa Môi trường. 90 trang.



[5]. Seifeld. J.H., Spyros N.P., 1998. Atmospheric chemistry and physics. From Air pollution to climate change. John Wiley and sons, Inc. 1326 pp.




112

[7]. User's guide for the industrial source complex (ISC3) dispersion models. Volume I - User instructions.


MOÂ HÌNH HOÙA OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ THEO PHÖÔNG PHAÙP BERLIAND

Mô hình thống kê thủy động dựa trên lý thuyết nửa thứ nguyên (còn gọi là mô hình K) là một trong ba nhóm mô hình chính về khí theo sự phân loại của tổ chức khí tượng thế giới. Mô hình này được trường phái khoa học do Berliand (Nga) đứng đầu nghiên cứu và áp dụng ở Liên Xô. Ở Việt Nam, mô hình này đã được nghiên cứu và triển khai từ những năm 70 của thế kỷ trước cho một số công trình, dự án.

5.1. CAÙC PHÖÔNG PHAÙP TIEÁP CAÄN CHÍNH TRONG VIEÄC MOÂ TAÛ KHUEÁCH TAÙN KHÍ QUYEÅN

Những nghiên cứu hệ thống quá trình khuếch tán khí quyển về nhiễm bẩn không khí được bắt đầu vào những năm đầu của thế kỷ XX. Cơ sở khoa học của các nghiên cứu này được thai nghén trong một thời gian khá lâu. Những công trình nổi tiếng của Taylor, Fridman, Keller về các vấn đề rối đã có một ý nghĩa quyết định cho các nghiên cứu tiếp theo của các quá trình khuếch tán khí quyển. Trong những năm 20 – 30 của thế kỷ XX đã hình thành hiểu biết rằng sự lan truyền của nhiệt, độ ẩm và thông lượng tại lớp sát với mặt đất một cách xấp xỉ có thể xét như sự lan truyền các hỗn hợp trơ và nghiên cứu chúng dựa trên cơ sở các phương trình vi phân /[7]/. Các công trình về lý thuyết phân bố các phần tử khí tượng gần với bề mặt lót, về việc chọn và chứng minh chặt chẽ mô hình cho hệ số trao đổi đóng một vai trò quan trọng trong các công việc này.

Mối liên hệ giữa các nghiên cứu lý thuyết quá trình khuếch tán khí quyển và các quy luật trao đổi nhiệt và độ ẩm trong lớp sát mặt đất trực tiếp xuất hiện khi giải quyết các bài toán tương ứng. Ví dụ như các hàm Grin nhận được khi giải các phương trình vi phân trao đổi nhiệt và độ ẩm chính là các hàm phân bố thực thể do các nguồn đối với các điều kiện biên xác định. Trong mối quan hệ này cần phải chỉ ra một loạt các nghiên cứu theo

Chöông 5



114

các vấn đề biến đổi các khối lượng không khí, những thay đổi địa phương của nhiệt độ được thực hiện bởi Berliand (1956) và Laikhtman (1970) và các cộng sự /[7]/.

Việc thiết lập dạng và loại phương trình mô tả sự khuếch tán khí quyển đã có một vai trò quan trọng. Theo sự tương tự với các quá trình khuếch tán phân tử, các phương trình dạng parabolic đã được sử dụng, đây là các phương trình tổng quát hóa phương trình Fick đã biết từ năm 1855. Tuy nhiên có một loạt các ý kiến phản biện lại sự tổng quát này. Các phản biện lại xuất phát từ các kết quả kinh nghiệm của Ricardson, và các kết quả này tiếp theo đã nhận được minh hoạ lý thuyết trong các công trình của Kolmogôrôp A.N và Obukhốp A.M. Theo lý thuyết này thì các hệ số của phương trình xuất phát chính là các hệ số pha trộn trong khí quyển và có thể phụ thuộc vào kích thước của các cơn lốc rối.

Một trong số những chứng minh chặt chẽ đầu tiên cho khả năng sử dụng phương trình Fick để mô tả các quá trình khuếch tán trong khí quyển thuộc về Keller L.V. Những phát triển tiếp theo thuộc về Iudin (1946) trong các khảo sát của mình, trong đó đã đề xuất tách sự phát tán của các hạt đối với tâm di động và như vậy có nghĩa là đã đánh giá vai trò của hiệu ứng Largange. Trên cơ sở này đã phân tích các kết luận của Ricardson về sự phụ thuộc của hệ số trao đổi vào kích thước các cơn lốc và đã chỉ ra khả năng mô tả các quá trình khuếch tán khí quyển với sự trợ giúp của phương trình Fick /[7]/.

Vấn đề mô tả khuếch tán rối cũng được Liabin (1948) và Mônhin (1955) nghiên cứu. Các tác giả này đã chỉ ra các khả năng sử dụng hệ các phương trình Hyperbol vào mục đích này. Các kết quả nhận được cho phép đánh giá các giới hạn áp dụng của phương trình Fick và chính xác hóa sự mô tả khuếch tán chất tạp trong một số trường hợp, trong trường hợp riêng ở biên đám mây chất tạp khi việc lưu ý tới vận tốc hữu hạn của sự lan truyền của chất tạp đóng một vai trò quan trọng /[7]/.

Trong các công trình của Zilitinkevich (1971), Betchôva và Yaglom (1971) đã xét tới khả năng mô tả sự khuếch tán rối khi có đối lưu tự do với việc sử dụng phương pháp phân tích thứ nguyên và việc đưa vào cho mục đích này các kích thước khác nhau của độ dài theo hướng ngang và đứng, cũng như bằng cách đưa vào điều kiện trong đó sự phân tích như thế là có thể. Lêvin (1971) đã xây dựng mô hình khuếch tán chất tạp một chiều có dạng khá tổng quát có lưu ý tới sự thay đổi đột biến của vận tốc lan truyền


Chöông 5 – MOÂ HÌNH HOÙA OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ THEO PHÖÔNG PHAÙP BERLIAND

115

chất tạp và chứng tỏ rằng với một số giả thuyết nào đó nó trở về phương trình Fick bình thường /[7]/.

Trong những công trình đầu tiên theo lý thuyết khuếch tán khí quyển đã hình thành rõ hai phương pháp tiếp cận trong nghiên cứu lý thuyết sự lan truyền chất tạp trong lớp không khí gần mặt đất. Phương pháp thứ nhất gắn với công trình của Robert A. dựa trên việc giải phương trình khuếch tán rối với các hệ số là hằng số. Phương pháp thứ hai do Sutton phát triển dựa trên việc sử dụng các công thức dựa trên cơ sở thống kê để xác định nồng độ chất tạp do một nguồn.

Theo Sutton, sự phân bố chất tạp gần một nguồn điểm theo các hướng khác nhau được mô tả bởi quy luật Gauss. Sutton giả thiết rằng nồng độ hỗn hợp tại một điểm (x, y, z) do một nguồn nằm tại gốc tọa độ tỷ lệ với tích:

2

2

2

21 y

y

yy ep σ

πσ

−

=

Các hàm tương tự pz và px đối với các tọa độ z và x. Ở đây 2

yσ là độ tán xạ của phân bố chất tạp theo hướng y. Cho hàm tương quan Lagrange Ri (ξ) một dạng xác định và sử dụng định lý Taylor về mối liên hệ của hàm này với σi , Sutton đã nhận được:

2

yσ = n

i tuc −22 )(21

trong đó ci – là các hệ số nào đó, u - là thời gian sau thời điểm hoạt động

của nguồn, còn đối với nguồn liên tục thì giả thiết rằng t = ux

(i = 1, 2, 3

tương ứng với x, y, z). Sutton đã chứng tỏ rằng với việc chọn dạng do ông ta chọn của hàm số Ri (ξ), quy luật lũy thừa đối với sự thay đổi vận tốc gió theo độ cao, ở đó bậc lũy thừa liên quan với n phải được thực hiện. Do vậy, tham số n, cần thiết để tính toán nồng độ có thể được xác định theo profin đứng của vận tốc gió và do vậy, một cách gián tiếp ta lưu ý tới các điều kiện cân bằng.

Ban đầu Sutton đã nhận được công thức với trường hợp các nguồn mặt đất. Các công thức này sau đó đã được khẳng định bằng các kết quả quan



116

trắc tại Boston (Anh) với các điều kiện cân bằng đối với những khoảng cách không lớn lắm (một vài trăm m). Sau đó công thức này được áp dụng mà không có cơ sở khoa học đầy đủ đối với những nguồn cao.

Việc mô tả sự lan truyền chất tạp bằng phương trình khuếch tán rối thường liên quan tới một hệ tọa độ cố định trong không gian và như vậy, liên quan tới các đặc trưng Euler. Với việc mô tả thống kê các quá trình khuếch tán khí quyển, phần lớn người ta xuất phát từ hệ tọa độ Largange. Để thiết lập sự phụ thuộc giữa hai phương pháp tiếp cận đã chỉ ra cần phải nghiên cứu mối liên hệ giữa các đặc trưng Lagrange và Euler của môi trường rối.

Trong các công trình được tiến hành ở Liên Xô (trước đây), phần lớn đã chọn con đường giải phương trình khuếch tán rối với các hệ số thay đổi theo không gian. Theo các nhà khoa học Xô viết, phương pháp tiếp cận như vậy là tổng quát hơn, cho phép nghiên cứu bài toán với các nguồn có dạng khác nhau, các đặc trưng môi trường và các điều kiện biên khác nhau. Phương pháp cho phép khả năng sử dụng các hệ số trao đổi rối ứng dụng trong các bài toán trao đổi nhiệt và độ ẩm. Các đặc tính này khá quan trọng để phát triển các ứng dụng thực tế các kết quả lý thuyết, trong số này kể cả chuẩn hóa các phát thải.

Các nỗ lực chuẩn hóa phát thải công nghiệp vào khí quyển phụ thuộc vào một số đặc trưng khí tượng đã được bắt đầu năm 1935 – 1945. Công thức tính toán đầu tiên để xác định nồng độ mặt đất hỗn hợp từ các nguồn đã được trình bày trong công trình của Bosanquet và Pearson và trong các công trình đã được nhắc tới của Sutton. Do sự nhiễm bẩn ngày càng tăng với tốc độ nhanh chóng nên các kết quả này, đặc biệt là các công thức của Sutton, đã nhận được sự phát triển mạnh mẽ trên toàn thế giới. Mối quan tâm với các công thức này còn lớn hơn khi việc xây dựng các lò phản ứng hạt nhân được bắt đầu và các nhu cầu liên quan tới việc đánh giá khả năng nhiễm bẩn có thể của các chất phóng xạ. Bắt đầu từ thời gian này trong số các công trình nhằm kiểm tra thực nghiệm các công thức tính toán bắt đầu tăng mạnh và cùng với chúng là các công trình lý thuyết đặt cơ sở khoa học cho chúng.

Tại Liên Xô, những công trình đầu tiên nghiên cứu sự phát tán của các phát thải công nghiệp được thực hiện bởi Xeleikhốpski (1949), Andreiev (1952), Degrachốp (1953). Các tác giả này đã áp dụng công thức Sutton và các hệ thức tương tự như vậy /[7]/.



117

Các công trình thí nghiệm đã chỉ ra rằng một số công thức tính toán từ các nhóm tác giả chỉ phản ánh mặt định tính một số đặc điểm của sự lan truyền hỗn hợp trong khí quyển. Tuy nhiên về mặt định lượng giữa các dữ liệu quan trắc và tính toán đã có những sai khác đáng kể. Điều này đã thôi thúc đưa vào các công thức tính toán các hệ số hiệu chỉnh, soạn thảo các hệ thức kinh nghiệm và lý thuyết khác.

Tổ chức Khí tượng thế giới (WMO) và Chương trình Môi trường của Liên hợp quốc (UNEP) đã có cách phân loại theo ba hướng chính sau đây:

− Mô hình thống kê kinh nghiệm dựa trên cơ sở lý thuyết toán học Gauss. Các nhà toán học có công phát triển mô hình này là Taylor (1915), Sutton (1925 – 1953), Turner (1961 – 1964), Pasquill (1962 – 1971), Seifeld (1975) và gần đây được các nhà khoa học môi trường của các nước như Mỹ, Anh, Pháp, Hunggari, Ấn độ, Nhật Bản, Trung Quốc,... ứng dụng và hoàn thiện mô hình tính theo điều kiện của mỗi nước.

− Mô hình thống kê thủy động, hoặc lý thuyết nửa thứ nguyên (còn gọi là mô hình K). Mô hình này được Berliand (Nga) hoàn thiện và áp dụng ở Liên Xô. Ở Việt Nam, KS Nguyễn Cung cũng đã áp dụng mô hình này cho một số công trình, dự án.

− Mô hình số trị, tức là giải phương trình vi phân bằng phương pháp số. Hướng này hiện đang được quan tâm đặc biệt tại Việt Nam. Nhóm nghiên cứu tại Phòng Tin học Môi trường, Viện Môi trường và Tài nguyên đang thực hiện đề tài ứng dụng phần mềm ANSYS mô phỏng số lan truyền chất trong môi trường không khí và nước.

Ngày nay do vấn đề môi trường đã trở thành vấn đề toàn cầu cho nên nhiều chính phủ dành quan tâm đặc biệt cho các chương trình nghiên cứu môi trường trong đó có bài toán xây dựng mô hình phục vụ cho việc thông qua quyết định hành chính. Hiện nay tại Việt Nam đã xuất hiện nhiều chương trình nghiên cứu xây dựng các mô hình phục vụ cho bài toán thông qua quyết định tại các khu công nghiệp lớn của đất nước.



118

5.2. MOÂ HÌNH BERLIAND TÍNH TOAÙN LAN TRUYEÀN CHAÁT OÂ NHIEÃM TRONG KHÍ QUYEÅN

5.2.1. Söï phaân boá chaát oâ nhieãm vaø phöông trình toaùn hoïc cô baûn

Cmax

h

xm

X(km)

Z(m)

v

Hình 5-1. Sơ đồ khuếch tán luồng khí thải dọc theo chiều gió

Để mô tả quá trình lan truyền và khuếch tán chất ô nhiễm không khí theo không gian và thời gian bằng các phương trình toán học thì người ta xem xét trị số trung bình nồng độ chất ô nhiễm.

Dưới tác dụng của gió tự nhiên các luồng khí, bụi phụt lên từ miệng ống khói sẽ bị uống cong theo chiều gió thổi. Chất ô nhiễm dần dần bị khuếch tán rộng ra tạo thành vệt khói /Hình 5-1/. Kết quả khảo sát cho thấy các chất khí thải và bụi lơ lửng lan truyền chủ yếu theo vệt khói trong phạm vi góc cung hẹp chỉ 10º – 20º. Một số hạt bụi nặng sẽ tách khỏi vệt khói và rơi xuống mặt đất ở gần ống khói. Nếu coi góc mở của vệt khói không đổi theo khoảng cách thì diện tích do vệt khói gây ô nhiễm sẽ tăng tỷ lệ với bình phương của khoảng cách.

Trong trường hợp tổng quát trị số trung bình của nồng độ chất ô nhiễm trong không khí phân bố theo thời gian và không gian được mô tả từ phương trình lan truyền, khuếch tán rối và biến đổi hóa học như sau:



119

CCzCK

zyCK

yxCK

xzCV

yCV

xCV

tC

zyxzyx β−α+∂∂

∂∂

+∂∂

∂∂

+∂∂

∂∂

=∂∂

+∂∂

+∂∂

+∂∂ )()()( (5.1)

Trong đó: C – nồng độ trung bình của chất ô nhiễm (mg/m3 ); x,y,z – các thành phần tọa độ theo 3 trục Ox, Oy, Oz; t – thời gian; Kx, Ky, Kz – các thành phần của hệ số khuếch tán rối theo 3 trục Ox, Oy, Oz; Vx, Vy , Vz – các thành phần của tốc độ trung bình theo ba trục Ox, Oy, Oz ; α - hệ số tính đến sự liên kết của chất ô nhiễm với các phần tử khác của môi trường không khí; β - hệ số tính đến sự biến đổi chất ô nhiễm thành các chất khác do quá trình phản ứng hóa học xảy ra trên đường lan truyền.

Phương trình (5.1) rất phức tạp (mặc dù vậy nó chỉ mô phỏng sự lan truyền chất ô nhiễm). Trên thực tế để giải được phương trình này người ta phải tiến hành đơn giản hóa trên cơ sở thừa nhận một số điều kiện xấp xỉ bằng cách đưa ra các giả thiết phù hợp với điều kiện cụ thể. Những giả thiết này xuất phát từ các lập luận sau đây:

Công suất của nguồn điểm phát thải là liên tục và coi là quá trình dừng, nghĩa là

0=∂∂

tC (5.2)

Nếu hướng trục Ox trùng với hướng gió thì thành phần vận tốc gió chiếu lên trục Oy sẽ bằng 0

uVVx == ⇒ 0=yV (5.3)

- Trên thực tế thành phần khuếch tán rối theo chiều gió nhỏ hơn rất nhiều so với thành phần khuếch tán rối theo phương vuông góc với chiều gió, khi đó:

0≈⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

xCK

x x (5.4)

- Tốc độ thẳng đứng thường nhỏ so với tốc độ gió nên có thể bỏ qua, trục z thường lấy chiều dương hướng lên trên, do đó đối với bụi nặng thì thành phần Vz ở phương trình (5.1) sẽ bằng tốc độ rơi của hạt (dấu âm), còn đối với chất ô nhiễm khí và bụi nhẹ thì Vz = 0.

- Nếu bỏ qua hiện tượng chuyển “pha” của chất ô nhiễm cũng như không xét đến chất ô nhiễm được bổ sung trong quá trình khuếch tán thì α = β = 0.



120

Như vậy ta có thể sử dụng phương trình mô tả sự phân tán các chất ô nhiễm từ nguồn điểm sau đây vào mục đích tính toán sự nhiễm bẩn không khí:

2

2

yCk

zCk

zzCV

xCV yzzx

∂

∂+

∂∂

∂∂

=∂∂

+∂∂ (5.5)

- Điều kiện ban đầu

Điều kiện ban đầu của bài toán lan truyền các chất ô nhiễm trong môi trường không khí được thiết lập trên cơ sở định luật bảo toàn vật chất.

Nếu nguồn có độ cao H đặt ở gốc tọa độ, hướng trục Ox theo chiều gió với vận tốc trung bình là u thì tại thời điểm t = t0 hay (t= 0), điều kiện ban đầu có dạng:

⎪⎪⎩

⎪⎪⎨

⎧

====

Hzyxt

00

0

( ) ( )HzyMCu −δδ= ... (5.6)

Trong đó: H – là độ cao hữu dụng; H = h + Δh. Với h – độ cao vật lý của nguồn điểm (ống khói) (m); Δh – độ nâng ban đầu của luồng khí thải (vệt khói) (m); C – nồng độ trung bình của chất ô nhiễm (mg/m3); M – công suất nguồn thải; δ(y), δ(z – H) – là các hàm Dirắc.

Nếu như nguồn thải không phải là ống khói mà thải ra ở mặt đất thì một số tác giả cho rằng, tại thời điểm t = 0 chất phát thải chưa hoạt động, khi đó giả sử nguồn đặt ở gốc tọa độ thì:

⎪⎩

⎪⎨

⎧

===

000

zyx

⇒ 0=C (5.7)

- Điều kiện biên

Lớp không khí khảo sát thường giới hạn bởi mặt đất, còn độ cao thường là vô hạn hoặc hữu hạn tuỳ theo sự phân lớp của khí quyển. Thông thường điều kiện biên được thiết lập cho hai trường hợp phù hợp với điều kiện thực tế của quá trình khuếch tán rối. Trong trường hợp này cần xét hai điều kiện sau:



121

- Điều kiện xa vô cùng

Điều kiện này xuất phát từ cơ chế vật lý: nồng độ của chất ô nhiễm giảm dần khi ra xa vô tận:

⎢⎢⎢

⎣

⎡

∞→∞+→∞+→

yzx

thì 0→C (5.8)

- Điều kiện bề mặt trải dưới

+ Nếu bề mặt trải dưới có chứa nước (sông, hồ, ao, biển ...) thì khả năng hấp thụ chất ô nhiễm của nước rất lớn nên nồng độ chất ô nhiễm tại mặt trải dưới được xem như bằng không.

C = 0 khi z = 0 (5.9)

+ Nếu bề mặt trải dưới là khô thì điều kiện phản xạ của mặt trải dưới là rất lớn, do đó các dòng chất thải đến mặt trải dưới bị phản xạ hoàn toàn vào khí quyển. Do đó thông lượng rối thẳng đứng tại bề mặt trải dưới phải 0, nghĩa là:

0=∂∂

zCk z khi z = 0 (5.10)

Giả thiết rằng Vx và kz được cho dưới dạng hàm luỹ thừa:

m

z

n

x zzkk

zzuV ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

11

11 ; ; ky = k0 u (5.11)

trong đó u1 , k1 – là vận tốc gió (m/s) và hệ số rối đứng đo đạc (m2/s) và chỉnh lý tại độ cao z1 = 1 mét; n và m là các tham số không thứ nguyên được chỉnh lý tính toán từ số liệu đo đạc trong tầng không khí sát đất (thường thì người ta lấy xấp xỉ m ≈ 1, n ≈ 0,15, z1 = 1m, k0 là kích thước rối ngang (m) được xác định trên cơ sở giải bài toán ngược khuếch tán rối

5.2.2. Coâng thöùc Berliand trong tröôøng hôïp chaát khí vaø buïi naëng

Để giải bài toán (5.5), (5.6), (5.8), (5.10) với điều kiện (5.11), Berliand và các học trò của mình đã sử dụng nhiều công cụ toán học khác nhau như tách biến, một số phép biến đổi giải tích (đổi biến toán học thuần túy,



122

phép biến đổi Laplace, hàm Grin), biểu diễn nghiệm dưới dạng chuỗi để xác định nghiệm giải tích của bài toán. Để áp dụng vào thực tế tính toán ô nhiễm không khí, Berliand đã giới hạn xem xét công thức giải tích nhận được với z nhỏ (sát mặt đất):

( ) ( ) ( )

( ) ( )( ) ( )

2m-nm+n2+n-m 2+n-m1 12+n-m

211

m+n 1+n 1-m2+n-m 2+n-m 2+n-m

1 1

yu zMz exp - z + H - 4k xk 2+m-n xC x, y, z =

1+n2 πk x 2 + n - m Γ k x 2u2+n-m

⎡ ⎤⎢ ⎥⎣ ⎦

(công thức này là kết quả giải bài toán (5.5), (5.6), (5.8), (5.10) với điều kiện (5.11) theo phương pháp phân tích nghiệm dưới dạng chuỗi số và chỉ lấy những số hạng đầu tiên trong phân tích sau khi chứng minh rằng các số hạng sau có ảnh hưởng không đáng kể tới nghiệm chính xác). Đối với nồng độ tại mặt đất, Berliand đã đưa ra công thức:

( )( ) ( ) ⎟

⎟

⎠

⎞

⎜⎜

⎝

⎛−

+−

+=

+

xky

xkn

Hu

xkkn

MyxCn

0

2

12

11

2301 41

exp12

0,,π

(5.12)

Đặc trưng nổi bật của sự phân bố nồng độ dưới mặt đất C theo trục x (nghĩa là với y = 0) là nó đạt được giá trị cực đại Cm tại khoảng cách xm tính từ nguồn. Các đại lượng Cm và xm được tìm từ điều kiện

0=∂∂

=∂∂

yC

xC

(C ở đây là từ (5.12)). Từ (5.12) ta suy ra:

( )( )

2

1m 1.5 1+n

0 11

0,116 1+ n M kC =k uu H

, ( )21

11

132

nkHux

n

m +=

+

Trong các công thức này: uk

k y=0 ; H = h + ΔH;

02

10 10

1,5ω R 3,3gRΔTΔH = 2,5 +u Tu

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

;T – nhiệt độ không khí xung quanh đo

bằng Kelvin; u10 – vận tốc gió tại độ cao 10 m; ω0 –vận tốc khí thoát ra khỏi miệng ống (m/s); R – bán kính miệng ống khói (m); g – gia tốc trọng



123

trường; ΔT = Tb –T (hiệu nhiệt độ của tạp chất khí thoát ra khỏi miệng ống và nhiệt độ không khí xung quanh, Tb và T tính bằng Kelvin = 273 + tº C).

Trong trường hợp chất thải là tạp chất nặng có cỡ hạt đồng nhất, Berliand đã nhận được công thức tính nồng độ từ một nguồn điểm có độ cao H được xác định bằng công thức:

Trong trường hợp chất thải là tạp chất nặng có cỡ hạt đồng nhất, Berliand đã nhận được công thức tính nồng độ từ một nguồn điểm có độ cao H được xác định bằng công thức:

( )( )

( ) ( ) ( ) ωω

ωω

πω ++

+

+Γ+= 1

1021

11

1120,,

xkxkn

uMHyxCn

( ) ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

+−×

+

xky

xknHu n

0

2

12

11

41exp (5.13)

trong đó

( )nkw+

=ω11

Giá trị cực đại của Cm và khoảng cách từ đó tới nguồn xm được tìm cũng giống như đối với tạp chất nhẹ:

( )( )

( )( )

2 1,5+ω

1m ω1,5 1+n

0 11

0,063 1+ n M 1.5 +ωkC = ,k u Γ 1+ω eu H

và 1+n

1m 2

1

u Hx =(1+ n) (1,5 +ω)k

Trong đó -2 2p pw =1,3.10 .ρ r - là tốc độ rơi của các hạt có dạng hình cầu,

trong đó ρ p- mật độ các hạt bụi, rp – bán kính của chúng. Trong công thức trên w được xác định bằng cm/s, còn ρp và rp được cho bằng g/cm3 và μm tương ứng.

5.2.3. Coâng thöùc Berliand trong tröôøng hôïp laëng gioù

Trong trường hợp lặng gió, các công thức tính toán ở trên không còn phù hợp (do nồng độ tiến tới vô cực khi vận tốc gió tiến tới không). Để khắc



124

phục tình trạng này, trong phương trình lan truyền chất cần thiết phải bổ

sung thành phần khuếch tán theo phương x : ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

xCk

x x .

Phương trình lan truyền chất ô nhiễm trong trường hợp lặng gió được mô tả bằng phương trình sau đây:

( ) ( ) 0HzrMr2

MzCk

zrCrk

rr1

zr =−δδπ

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

Phương trình trên được viết trong hệ tọa độ trụ:

⎪⎩

⎪⎨

⎧

≥=ϕ=

π≤ϕ≤ϕ=

0z,zzsinry

20,cosrx

Các hệ số khuếch tán có dạng :

( ) ( ).zrk,zkk 22

r11z ϕβ=ϕ=

Với các điều kiện biên sau đây:

⎪⎪⎪

⎩

⎪⎪⎪

⎨

⎧

=∂∂

∞→+→

==∂∂

= 0rC

zr,0C

0z,0rCk

0r

22

z

Trong trường hợp kz và u được xác định từ công thức

⎩⎨⎧

==

zkkzuu

1z

n1

Trong đó

n 0,1÷ 0,2≈

Nồng độ tại mặt đất được xác định theo công thức



125

( )( ) ⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡

+β

+π=

+

kn1Hkn12

1)z,r(C

2

n12

1

Nồng độ cực đại tại mặt đất đạt được tại điểm r = 0 và bằng

( )

( ) .H2

kn1MC n1241

3

max +πβ+

= (5.14)

Trong các công thức trên lấy

1k2≈β

5.3. CAÙC BÖÔÙC TÖÏ ÑOÄNG HOÙA TÍNH TOAÙN THEO MOÂ HÌNH PHAÙT TAÙN OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ

5.3.1. Choïn ñeà taøi

Việc chọn đề tài thường do yêu cầu thực tiễn đặt ra. Trong phạm vi lĩnh vực sử dụng tài nguyên và bảo vệ môi trường, có thể nêu một số bài toán sau:

<1> Bài toán sử dụng hợp lí tài nguyên

Đối với tài nguyên tái tạo được như rừng, thuỷ hải sản, đất, ... phải đặt vấn đề sử dụng lâu bền, tiến tới trữ lượng phải được bảo đảm ổn định ở mức nào đó. Muốn vậy, phải xác định được mức khai thác hợp lí để không làm cạn kiệt tài nguyên mà vẫn thu được hiệu quả kinh tế cao. Ngoài ra phải chú ý đến việc sử dụng tài nguyên này không làm ảnh hưởng đến nhiều nguồn tài nguyên khác.

<2> Bài toán đánh giá hiện trạng ô nhiễm môi trường và tác động môi trường.

Trong quá trình thực hiện báo cáo đánh giá tác động môi trường, ta thường phải xét khả năng gây ô nhiễm do các dự án gây nên. Nhiều nhóm nghiên cứu đã tiến hành đo đạc các giá trị nồng độ các chất ô nhiễm xung quanh nơi đặt dự án và dùng nó để đánh giá. Song, do thời gian quá ngắn, số điểm đo ít, máy móc, thiết bị có độ chính xác thấp, các yếu tố đo thay đổi liên tục và chưa có quy trình đo thống nhất, đồng bộ với các yếu tố khác nên hiệu quả của đánh giá không cao. Hơn nữa, đối với các dự án



126

đang trong giai đoạn xin giấy phép hoạt động, việc đo đạc không phản ánh được hoạt động của dự án. Vì vậy, chúng ta phải sử dụng công cụ mô hình hoá để tính toán phân bố nồng độ các chất ô nhiễm và khả năng tác động của chúng. Dùng phương pháp này chúng ta còn có thể xét đến sự thay đổi theo thời gian của các yếu tố trong một chu kì đủ dài.

Ví dụ, ta xét bài toán đánh giá mức độ ô nhiễm không khí do phát thải từ một ống khói nhà máy và khả năng tác động của chúng đến sức khoẻ con người và hệ sinh thái vùng xung quanh.

Số liệu đầu vào của mô hình bao gồm:

1. Các tham số về nguồn thải (độ cao nguồn, đường kính miệng thải, mức thải chất ô nhiễm, nhiệt độ khí thải, tốc độ phụt tại miệng ống khói).

2. Các số liệu khí tượng (tốc độ gió, hướng gió, nhiệt độ không khí, mây, ...).

3. Các số liệu về địa hình, vật chắn.

4. Các tham số về biến đổi của chất ô nhiễm trong khí quyển (khả năng phản ứng với các chất trong quá trình lan truyền).

Từ các số liệu ban đầu có thể ước tính các tham số của mô hình và tiến hành lập trình tính toán phân bố nồng độ các chất ô nhiễm. Để xét đến thay đổi theo thời gian và nồng độ chất ô nhiễm phải tính toán với khoảng thời gian đủ dài, ít nhất 1 năm. Vì vậy, khối lượng tính toán sẽ rất lớn, cần có sự trợ giúp của máy tính.

5.3.2. Toå chöùc thöïc hieän.

Để thực hiện tốt việc thực hiện, phải thành lập nhóm nghiên cứu đa ngành. Nhóm này bao gồm các nhà khoa học có chuyên môn liên quan đến bài toán. Các thành viên trong nhóm sẽ thảo luận để thực hiện hạng mục, chẳng hạn như:

− Thống nhất lại việc chọn đề tài và giới hạn bài toán.

− Trao đổi về khả năng thực hiện đề mục.

− Phân công thu thập số liệu, thực hiện đo đạc, khảo sát các yếu tố phục vụ cho việc xác định tham số.

Sau khi đã có số liệu cần thiết, có thể tiến hành lập trình giải bài toán. Thường việc lập trình theo các bước sau:



127

− Lập trình với giá trị đầu vào "giả".

− Chạy thử.

− In và nhận kết quả.

Nếu chấp nhận được kết quả chạy thử thì đưa số liệu thực vào tính toán.

5.3.3. Thaûo luaän keát quaû

Thường thì độ chính xác của các kết quả đầu ra lúc đầu rất thấp và thiếu ổn định, điều này do nhiều yếu tố gây nên như lỗi chọn tham số, lỗi lập trình, lỗi ở số liệu đầu vào, ... nên cần có sự đánh giá của nhiều chuyên gia. Cơ sở để thảo luận, đánh giá kết quả đầu ra bao gồm:

Kiến thức của các chuyên gia về giá trị của các yếu tố đầu ra.

So sánh giá trị tính được với giá trị đo, tính ở vùng khác, dự án khác đã kiểm tra.

Kết quả đo kiểm tra (nếu có).

Hai điểm đầu trong các cơ sở trên, mang tính thực thi cao hơn, nghĩa là nó chỉ phụ thuộc vào kiến thức của các chuyên gia, còn việc tiến hành đo đạc kiểm tra hết sức tốn kém, khó có thể thực hiện được trong điều kiện Việt Nam.

5.3.4. Hieäu chænh, thöông maïi hoùa chöông trình

Sau khi đánh giá, rà soát lại các kết quả tính toán, chương trình cần phải hiệu chỉnh nâng cao và thương mại hoá để trở thành phần mềm có thể áp dụng rộng rãi hơn.

Việc hiệu chỉnh đôi khi rất khó khăn, đòi hỏi phải có sự kết hợp liên tục của các chuyên gia ở các lĩnh vực khác nhau. Sai số mắc phải rất đa dạng, tiềm ẩn trong nhiều khâu nên rất khó phát hiện. Chẳng hạn, việc mô phỏng toán học không chính xác có thể cho kết quả đầu ra sai lệch quá xa với thực tế, đòi hỏi phải tìm hàm mô phỏng khác thay thế. Thường thì việc hiệu chỉnh phải qua một thời gian khá dài mới có thể kết thúc.

Khi chương trình cho kết quả đầu ra hợp lí thì phải nâng cao và thương mại hoá chúng. Việc nâng cao bao gồm cả việc mở rộng diện tích tính toán, mở rộng khả năng áp dụng phần mềm trong thực tế.

Những năm gần đây, do tin học phát triển nên các bài toán mô hình hoá thường được giải thông qua các chương trình máy tính. Một chương trình



128

hoàn hảo có thể coi là một phần mềm. Trước đây, các chương trình thường được lập cốt sao cho tính được các yếu tố cần thiết là đủ. Ngày nay, các chương trình này đang dần dần được thương mại hoá, nghĩa là được nâng cao và đa dạng hoá các chức năng sử dụng để có thể cung cấp rộng rãi cho những người có nhu cầu.

5.3.5 Phaàn meàm töï ñoäng hoùa tính toaùn ENVIMAP

Sự lan truyền các chất ô nhiễm không khí theo diện rộng trong khí quyển có thể gây ra tổn thất nặng nề (ít nhất dưới các điều kiện khí tượng nào đó) cho nhiều vùng khác nhau mặc dù trong những vùng này không có bất kỳ nguồn thải lớn nào. Có hai câu hỏi được quan tâm nhiều nhất cần trả lời là:

− Sự tham gia của các nguồn thải từ một vùng đã cho đến các vùng lân cận diễn ra như thế nào?

− Mối liên hệ giữa mức phát thải với mức ô nhiễm tại các vùng lân cận?

Việc giải đáp hai câu hỏi trên sẽ giúp cho nỗ lực giảm mức độ ô nhiễm đến mức qui định một cách tối ưu. ENVIMAP được xây dựng nhằm giúp cho các nhà quản lý giải quyết tốt hai câu hỏi được đặt ra ở trên. Phần mềm ENVIMAP phiên bản 1.0 ra đời năm 2003 dựa trên cơ sở nâng cấp và chỉnh sửa phần mềm CAP 2.5 /[1]/. Tới tháng 11/2005 phần mềm ENVIMAP 1.0 được nâng cấp thành phiên bản mới 2.0 và tới 10/2006 được nâng cấp thành bản 3.0.

Phần mềm ENVIMAP hướng tới những mục tiêu sau đây :

− Quản lý các nguồn thải cố định (cụ thể là các ống khói).

− Cho phép tính toán ảnh hưởng của các nguồn thải lên bức tranh ô nhiễm chung.

− Thực hiện các báo cáo về các nguồn thải cũng như các kết quả tính toán.

− Cho phép nhập và lưu trữ các dữ liệu liên quan tới khí tượng.

− Cho phép nhập và lưu trữ các dữ liệu liên quan tới chất lượng không khí xung quanh.

− Tích hợp các văn bản pháp lý liên quan tới quản lý chất lượng không khí.



129

ENVIMAP gồm 5 khối chính liên kết với nhau /Hình 5-2/:

− Khối CSDL môi trường (liên quan tới môi trường không khí).

− Khối mô hình (trong phần mềm ENVIMAP là mô hình Berliand).

− Khối GIS – quản lý các đối tượng một cách trực diện trên bản đồ.

− Khối thực hiện các Báo cáo thống kê.

− Khối hỗ trợ các văn bản pháp qui.

Hình 5-2. Sơ đồ cấu trúc (các module) của phần mềm ENVIMAP



130

Hình 5-3. Các bước của quá trình tự động hóa tính toán sự phát tán ô nhiễm không khí trong ENVIMAP

ENVIMAP được thích nghi với một vùng cụ thể được thể hiện thông qua bản đồ GIS của vùng đó. Các dữ liệu bản đồ này được thực hiện từ các đề tài, dự án khác, theo chuẩn VN2000. Các dữ liệu này được kế thừa và đưa vào phần mềm ENVIMAP.

Để thực hiện đánh giá ảnh hưởng của các ống khói, phần mềm ENVIMAP cho phép tự động hóa tính toán. Các dữ liệu liên quan tới các ống khói đã được nhập vào ENVIMAP. Các bước thực hiện kịch bản tính toán được trình bày trên Hình 5-3. Tiếp theo ENVIMAP thực hiện các bước tính toán theo mô hình Berliand và thể hiện kết quả tính toán trên Hình 5-4.

Hình 5-4. Kết quả tính toán bởi ENVIMAP được thể hiện

dưới dạng đường đồng mức

5.3.6. Tính toaùn caùc tham soá đaàu vaøo cuûa moâ hình toaùn lan truyeàn buïi trong khí quyeån

Trong những năm gần đây, tại Việt Nam đã ứng dụng và khai thác các mô hình Berliand, Gauss v.v... Ở các mô hình này, một số tham số đầu vào như hệ số rối nằm ngang và thẳng đứng, tốc độ gió ở độ cao bất kỳ sát mặt



131

đệm, tầng kết nhiệt của khí quyển v...v.. không được tính toán cho khu vực cụ thể mà dùng các giá trị tham số của mô hình nước ngoài. GS. Lê Đình Quang và GS. Phạm Ngọc Hồ trong công trình [2] đã đề cập tới việc xác định các tham số đầu vào tại khu vực tính khi áp dụng các mô hình của nước ngoài vào Việt Nam.

5.3.6.1. Tốc độ gió:

Cho đến nay, ở tất cả các trạm khí tượng thuỷ văn trong mạng lưới quan trắc chuẩn ở nước ta, gió chỉ được đo ở mực độ cao 10 mét của cột đo gió. Từ 10 mét trở lên trong giới hạn lớp sát đất không có số liệu gió quan trắc. Vì vậy để tính toán tốc độ gió ở độ cao bất kỳ, có thể sử dụng các phương pháp sau.

1. Tính toán tốc độ gió theo các công thức thực nghiệm bằng việc xác định tham số nhám Z0 hoặc số mũ luỹ thừa m.

Bằng thực nghiệm các nhà khí tượng đã đưa ra nhiều công thức khác nhau để xác định profin thẳng đứng của gió. Phần lớn đều thừa nhận profin gió trong điều kiện phân tầng nhiệt ở trạng thái cân bằng có dạng:

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

0

*

ZZln

xvV

Ở đây: v* - tốc độ động lực; x – hằng số Karman; Z0 - độ nhám.

Thực tế phân tầng nhiệt ở trạng thái cân bằng ít xảy ra và trạng thái này thường xuất hiện vào sáng sớm hay chiều tối. Đối với phân tầng nhiệt ở trạng thái không cân bằng thì profin gió có dạng luỹ thừa.

v = v1. Zn

Ở đây: v - tốc độ gió ở độ cao Z; v1 - tốc độ gió ở độ cao 1 mét; n - chỉ số phân tầng.

Trong thực hành, thường dùng hai công thức sau:

0

010z Zln10ln

ZlnZlnvv−−

= (5.17)

vz, v10 - tốc độ gió ở độ cao Z và 10 mét.

n

10z 10Zvv ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛= (5.18)



132

Việc sử dụng công thức (5.17) và (5.18) được nhiều nhà khí tượng đánh giá và kết luận như sau:

+ Profin tốc độ gió trung bình trong lớp từ mặt đệm đến độ cao 300 mét, dùng công thức (5.18) chính xác hơn công thức (5.17).

+ Với gió mạnh ở độ cao 200 - 300 mét và tầng kết khí quyển ổn định thì profin gió theo công thức luỹ thừa (5.18) chính xác hơn so với công thức (5.17).

+ Profin thẳng đứng của gió trong lớp dưới 300 mét được mô tả bởi công thức luỹ thừa (5.18) đủ chính xác trong tất cả các trường hợp với gradian thẳng đứng của nhiệt độ trong lớp này gần hoặc vượt quá đoạn nhiệt, còn tốc độ gió không lớn hơn 8 m/s. Độ chính xác của công thức (5.17) trong lớp dưới 300 mét càng cao tương ứng với độ bất ổn định càng lớn.

+ Với gradian đoạn nhiệt và siêu đoạn nhiệt trong lớp 300 mét và tốc độ gió trên 8 m/s profin gió theo công thức loga (5.17) có độ cong rõ hơn và sai số lớn hơn.

Như vậy để tính giá trị gió tính toán ở độ cao Z bất kỳ trong lớp sát đất của khí quyển, cần phải xác định tham số nhám Z0 hoặc chỉ số luỹ thừa m đưa vào các công thức (5.17) và (5.18).

GS. Lê Đình Quang đã tính toán tốc độ gió ở độ cao bất kỳ trong lớp sát mặt đệm cho khu vực Hà Nội. Trên cơ sở số liệu đo bằng máy tự động Vaisla MILOS - 500 ở trạm Hoài Đức, đã xác định giá trị Z0 và chỉ số luỹ thừa m đặc trưng theo mùa bởi các tháng 1, 4, 7, 10 và năm theo bảng dưới đây.

Bảng 5-1. Giá trị Z0 và chỉ số n theo tháng và năm ở Hà Nội

Tháng

Tham số 1 4 7 10 Năm

Z0(m) 0,0085 0,016 0,0083 0,017 0,016

n 0,19 0,19 0,17 0,23 0,20

Nhận xét:

- Giá trị Z0 thay đổi không đáng kể theo tháng. Giá trị này dao động trong khoảng 0,01 - 0,02.



133

- Hệ số m cũng không thay đổi nhiều và dao động trong khoảng 0,17 - 0,23.

2. Tính toán tốc độ gió ở độ cao bất kỳ trong lớp biên (bao gồm lớp sát mặt đệm) của khí quyển theo mô hình toán.

Theo /[2]/ từ mô hình lớp biên tà áp, dừng của khí quyển được giải bằng phương pháp tham số hoá, nhận được profin gió theo độ cao bất kỳ trong lớp biên (bao gồm lớp sát mặt đệm) của khí quyển.

5.3.6.2. Tính toán hệ số rối.

5.3.6.2.1. Thiết lập quy luật biến đổi của hệ số khuyếch tán rối ngang Ky theo khoảng thời gian τ.

Trong khí quyển thường tồn tại hai dạng chuyển động sau:

- Chuyển động rối

- Ch uyển động tầng

Tuy nhiên chuyển động rối là chủ yếu và chính do chuyển động rối mà các phần tử (các chất gây ô nhiễm, các vi sinh vật, ...) sẽ lan truyền rất nhanh trong không khí. Đặc trưng cho khuếch tán rối chính là các hệ số khuếch tán rối theo ba trục Ox, Oy, Oz (Kx, Ky, Kz) chúng liên hệ với quãng đường dịch chuyển Prant trong lí thuyết rối thống kê hiện đại. Vì vậy để thiết lập quy luật biến đổi của Ky theo khoảng thời gian, ta xuất phát từ cơ sở lí thuyết rối thống kê hiện đại và lưu ý rằng, trong công trình /[2]/ các tác giả đã chỉ ra mối quan hệ giữa Ky và Ry được xác định bởi các công thức sau:

( ) ( )∫=τ

τττ0

yy dRK (5.19)

Trong đó: Ry(τ): Hàm tương quan của thành phần tốc độ theo trục y.

Xét hai trường hợp:

a. Đối với kích thước thời gian lấy trung bình nằm ngoài khoảng cân bằng τ > τ* (τ* là kích thước ngoài của rối).

Trong trường hợp này, theo định luật cấu trúc của rối thì hàm cấu trúc thời gian ( )τyD tỉ lệ tuyến tính với τ (định luật tuyến tính của Iudin), nghĩa là:



134

( ) αττ =yD (5.20)

Trong đó: α là hệ số tỉ lệ.

Sử dụng công thức liên hệ giữa hàm tương quan Ry(τ) với hàm cấu trúc Dy(τ) đối với quá trình rối là dừng ta có:

( ) ( ) ( )[ ]ττ yyy DD21R −∞= (5.21)

Trong đó: ( )∞yD là giá trị bão hoà của hàm cấu trúc.

Từ (5.16), (5.17) và (5.18) ta suy ra:

( ) ( ) 22yy .b.a.

41.D.

21K ττταττ −=−∞= (5.22)

Ở đây đã đặt: ( ) α41b,D.

21a y =∞= là các hệ số tỉ lệ.

Nghĩa là trong trường hợp này hệ số khuyếch tán rối ngang Ky biến đổi theo τ với quy luật parabol.

b. Kích thước thời gian τ nằm trong khoảng quán tính τ0 < τ < τ* ( τo là kích thước trong của rối).

Trong trường hợp này hàm cấu trúc Dy(τ) tỉ lệ với τ theo luỹ thừa 2/3 (định luật 2/3 của Trong trường hợp này hàm cấu trúc Dy(τ) tỉ lệ với τ theo luỹ thừa 2/3 (định luật 2/3 của Conmôgônốp Ôbukhốp), nghĩa là:

( ) 3/2y .D τβτ = (5.23)

Từ (5.19), (5.21) và (5.23) ta thu được quy luật sau:

( ) ( ) 3/5yy .

53.D.

21K τβττ −∞= hay ( ) 3/5

y .B.AK τττ −= (5.24)

Trong đó: ( ) β53B;D.

21A y =∞= là các hệ số tỉ lệ.

Các công thức (5.22) và (5.24) biểu thị quy luật biến đổi của hệ số khuyếch tán rối ngang Ky theo khoảng thời gian lấy trung bình τ đồng thời cũng biểu diễn quy luật của chính K0 theo τ.

5.3.6.2.2. Xác định kích thước rối ngang K0 http://www.ebook.edu.vn


135

Trong phần trên ta thấy để tính toán nồng độ chất ô nhiễm theo mô hình khuếch tán rối cần xác định hệ số K0

Kích thước khuếch tán rối ngang K0 được xác định theo công thức sau

U

KK y

0 = (5.25)

Trong đó:

Ky: Hệ số khuếch tán rối ngang (m2/s)

U: Tốc độ gió trung bình (m/s) đo đạc được tại mặt đất (hoặc lấy trực tiếp từ số liệu quan trắc ở trạm khí tượng mặt đất).

5.3.5.3. Xác định hệ số rối thẳng đứng theo công thức thực nghiệm.

Theo /[2]/ công thức thực nghiệm, xác định profin thẳng đứng hệ số khuếch tán rối biểu thị theo qui luật luỹ thừa có dạng

m

11z Z

ZKK ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛= (5.26)

K1 - hệ số khuếch tán rối ở độ cao 1 mét được xác định bằng thực nghiệm biểu thị ở công thức sau:

( ) ⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡

ΔΔ

+Δ= 21 UT1U.104.0k

ΔU = U2 - U0,5 - hiệu tốc độ gió ở mực 2 và 0,5 mét

ΔT = T0,5 - T2 - hiệu nhiệt độ không khí tại mực 0,5 và 2 mét.

5.3.6.4. Tính toán hệ số rối thẳng đứng Kz

Theo /[2]/ bằng việc giải hệ phương trình lớp biên theo phương pháp tham số hoá. Kết quả việc giải hệ phương trình, nhận được profin thẳng đứng hệ số rối kz ở độ cao bất kỳ trong lớp biên khí quyển (bao gồm cả lớp ma sát gần mặt đệm)

5.4. MOÂ HÌNH PHAÙT TAÙN OÂ NHIEÃM KHOÂNG KHÍ SUTTON Sutton O.G. trong những năm 1932 – 1953 đã có nhiều nghiên cứu mô hình phát tán ô nhiễm không khí. Các kết quả này được công bố trong cuốn sách: Sutton O.G., 1953. Micrometeorology. New York, London,



136

Toronto, Mc Graw Hill publ (tới năm 1958 cuốn sách này được dịch sang tiếng Nga). Mô hình lan truyền chất ô nhiễm của Sutton ngoài việc áp dụng để đánh giá cho các nguồn điểm có độ cao h (như ống khói của các nhà máy) cũng được áp dụng đối với nguồn điểm ở mặt đất (không có độ cao h và đặt ở gốc toạ độ).

Xuất phát từ phương trình

2

x z z y 2

C C C CV + V = k + kx z z z y∂ ∂ ∂ ∂ ∂∂ ∂ ∂ ∂ ∂

và các điều kiện sau:

1. x → 0 ⇒ C → ∞

2. x, y, z → ∞ ⇒ C → 0

3. Thông lượng chất ô nhiễm trên bề mặt trải dưới = 0

0zCK z →∂∂ khi z 0→

4. Thông lượng chất ô nhiễm qua một mặt phẳng bất kỳ vuông góc với hướng gió thì không đổi và bằng công suất của nguồn thải M.

( )∫ ∫+∞+∞

∞−

=0

dydzz,yC.uM khi x>0 (5.27)

Xuất phát từ cơ sở lý thuyết thống kê và tư tưởng của Gauss, Sutton giải phương trình đã được đơn giản hoá với các điều kiện phụ cho kết quả sau đối với nguồn điểm liên tục không có độ cao đặt tại gốc toạ độ:

( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+−= −

− 2z

2

2y

22n

n2zy C

zCyxexp

xC.C.u.M2z,y,xC

π (5.28)

Trong đó:

- M- công suất nguồn thải (mg/s)

- u- tốc độ gió trung bình tại mặt đất (m/s)

- C(x, y, z)- nồng độ chất ô nhiễm (mg/m3)

- Cy, Cz- các hệ số khuếch tán rối suy rộng của Sutton

- n- liên quan đến chỉ số tầng kết nhiệt. http://www.ebook.edu.vn


137

Nồng độ chất ô nhiễm đối với nguồn điểm không có độ cao (như các nguồn khoan, xúc bốc, nổ mìn trong khai thác mỏ, cửa thông gió từ các hầm lò, trong các phân xưởng nhà máy công nghiệp) tại mặt đất được tính theo công thức sau:

( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= −

− 2y

22n

n2zy C

yxexpxC.C.u.

M2z,y,xCπ

(5.29)

Đối với nguồn điểm liên tục trên cao có độ cao hiệu dụng H đặt tại gốc tọa độ, mô hình Sutton có dạng:

( ) ( ) ( )⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡ +−+⎥

⎦

⎤⎢⎣

⎡ −−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −

= −−−

−

n22z

2

n22z

2

n2zy

n22y

2

x.CHzexp

x.CHzexp

xC.C.u.

x.Cyexp.M

z,y,xCπ

(5.30)

Trong đó: u - tốc độ gió trung bình tại độ cao hiệu dụng của nguồn.

Từ công thức (5.30) Sutton đã lập được công thức tính nồng độ trung bình cực đại chất ô nhiễm tại khoảng cách tương ứng:

z

y2max C

C.

H.u..eM.2C

π= (5.31)

n21

2z

2

max CHX

−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛= (5.32)

Quy luật phân bố nồng độ trung bình chất ô nhiễm tại mặt đất đối với nguồn điểm trên cao, khi đặt z = 0 từ công thức (5.30) ta sẽ thu được như sau:

( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+−= −

− 2z

2

2y

22n

n2zy C

HCyxexp

xC.C.u.M20,y,xC

π (5.33)

Sử dụng công thức liên hệ giữa Cy, Cz với các hệ số phát tán Gauss σy,σz do Sutton thiết lập:

n22z

2z

n22y

2y xC2;xC2 −− == σσ (5.34)

Khi đó (5.30) có dạng:



138

( ) ( ) ( )⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −= 2

z

2

2y

2

2y

2

zy 2Hzexp

2Hzexp

2yexp

...u..Mz,y,xC

σσσσσπ (5.35)

Đặt z = 0 trong công thức (5.35) ta có công thức xác định nồng độ chất ô nhiễm ở gần mặt đất đối với nguồn thải có độ cao như sau:

( )⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ −= 2

z

2

2y

2

zy 2Hexp.

2yexp

...u..M.20,y,xC

σσσσπ (5.36)

Trong đó:

- zy ,σσ - là hệ số khuếch tán Gauss theo phương y và z.

- Các thành phần còn lại như đã nói ở trên.

- Các công thức (5.35) và (5.36) là dạng cải tiến của Sutton và Pasquill, thường quen gọi là các công thức của mô hình Gauss.

Nhận xét:

Cả hai mô hình nêu trên (mô hình Berliand và Sutton) đều được sử dụng để xác định nồng độ của chất khí độc hay bụi nhẹ.

Quá trình tính toán theo thứ tự như sau:

a. Tính độ nâng vệt khói.

b. Tính phần nồng độ theo hướng gió đã nhập với các điều kiện phân tầng khác nhau. Mô hình này tính với 6 loại phân tầng khí quyển từ bất ổn định mạnh tới nghịch nhiệt mạnh.

c. Nếu có số liệu khí tượng dài, nhập qua file mô hình cho phép tính tần suất xuất hiện nồng độ vượt tiêu chuẩn cho phép tại các điểm khác nhau theo một hướng gió hoặc điểm bất kì. Cách tính tần suất theo trật tự sau:

Tính nồng độ theo số liệu khí tượng 4 kì một ngày.

Tính nồng độ trung bình ngày.

So sánh nồng độ tính được với tiêu chuẩn để tính tần suất. Tần suất này có thể hiểu là số ngày trong năm có nồng độ trung bình ngày của chất ô nhiễm vượt tiêu chuẩn cho phép.

d. In các kết quả qua bảng hoặc đồ thị. Các kết quả đầu ra bao gồm: http://www.ebook.edu.vn


139

Phân bố nồng độ theo khoảng cách ứng với hướng gió cho trước và mức phân tầng cho trước. Nếu tính với 6 mức phân tầng ta có bức tranh phân bố nồng độ ô nhiễm toàn cảnh và điển hình hơn. Kết quả này có thể đưa ra dưới dạng đồ thị hoặc bảng.

Phân bố tần suất vượt chuẩn theo khoảng cách ứng với hướng gió cho trước và mức phân tầng cho trước. Số liệu khí tượng yêu cầu 1 năm trở lên. Kết quả loại này cũng được đưa ra dưới dạng bảng hoặc đồ thị.

Phân bố tần suất vượt chuẩn cho cả khu vực xung quanh nguồn phát thải.

5.4.1. Xaùc ñònh caùc heä soá khueách taùn roái suy roäng cuûa Sutton

Các tham số Cy và Cz được gọi là hệ số khuếch tán rối suy rộng của Sutton, các hệ số này có mối liên hệ với hệ số K0 như sau: /[2]/

02y K4C = (5.37)

Vì quá trình rối giả thiết là dừng, trường rối được xem là đồng nhất và đẳng hướng, do z chỉ biến đổi trong khoảng (0,+∞), nên ta có thể coi

yz C5.0C = . Bởi vậy khi biết K0 ta sẽ xác định trực tiếp được Cy và Cz.

5.4.2. Xaùc ñònh caùc heä soá phaùt taùn Gauss σy, σz

Các hệ số phát tán Gauss của chất ô nhiễm theo phương y và phương z vuông góc với chiều gió thổi (trùng với hướng x) đối với quá trình lan truyền chất ô nhiễm là dừng có thể tính trực tiếp qua các giá trị Cy, Cz (hoặc K0) xác định bởi các công thức sau:

n22z

2z

n22y

2y x.C2;x.C2 −− == σσ (5.38)

n20

2z

n20

2y x.K2;x.K42 −− == σσ (5.39)

Từ (5.39) suy ra 2y

2z 25.0 σσ = hay yz 5.0 σσ = . Lý giải điều này tương tự

như trường hợp yz C5.0C = . Nghĩa là trong trường hợp các chất ô nhiễm lan truyền và khuếch tán trong lớp không khí gần mặt đất tuân theo quy luật phân bố chuẩn, nguồn thải liên tục ổn định (quá trình khuếch tán rối là



140

dừng) thì hệ số phát tán zσ (với z biến thiên trong khoảng (0, +∞)) chỉ bằng một nửa hệ số phát tán yσ (với y biến thiên từ (-∞,+∞)).

Các tham số khuếch tán rối ở trên đều được biểu thị qua U/KK y0 = , trong đó quy luật biến đổi của ( )τfK y = đã được xác định bởi các công thức ở mục (5.4.2.2). Vì thế chỉ cần xác định hệ số tỉ lệ a, b trong công thức (5.16) ứng với khu vực có điều kiện khí hậu nghiên cứu, ta có thể tính toán các tham số khuếch tán rối theo khoảng thời gian lấy trung bình τ ứng với thời gian lấy trung bình tính nồng độ tiêu chuẩn chất ô nhiễm cho phép theo tiêu chuẩn môi trường Việt Nam. Ví dụ theo tiêu chuẩn Việt Nam thì thời gian lấy trung bình đối với bụi và các khí độc là 1h, 8h, 24h. Phương pháp tính toán hệ số khuếch tán rối k1 và k0 được trình bày trong tài liệu này được tham khảo trong tài liệu [2].

5.5. PHÖÔNG PHAÙP TÍNH TOAÙN NOÀNG ÑOÄ TRUNG BÌNH Khi tính toán dự báo mức ô nhiễm tại một địa điểm nào đó do các nguồn thải khác nhau gây ra, ngoài việc xác định nồng độ ô nhiễm tức thời, ta còn cần phải biết và dự báo được sự phân bố nồng độ trung bình ngày đêm, trung bình tháng hoặc trung bình năm của chất ô nhiễm tại địa điểm xem xét.

Quy tắc chung để xác định nồng độ trung bình năm, theo [4], [6], có thể được biểu diễn bằng biểu thức:

Các cấp

ổn định

của khí

quyển

(P.C), (5.40) Tất cả các

nguồn thải

=

Nồng độ trung

bình năm của

chất ô nhiễm

tại điểm tính

toán Các cấp

vận tốc

gió

8

hướng

gió



141

trong đó: P – tần suất xuất hiện của các sự kiện (thông số) như: vận tốc gió, hướng gió và cấp ổn định của khí quyển.

C – nồng độ tức thời của chất ô nhiễm tại điểm xem xét do một nguồn nhất định trong điều kiện thời tiết nhất định (vận tốc gió, hướng gió, độ ổn định) gây ra.

Nồng độ tức thời C chính là nồng độ tính toán được theo các phương pháp khác nhau đã giới thiệu ở chương 4,5.

Để thực hiện quy tắc tính toán theo biểu thức tổng quát (5.40) nêu trên đòi hỏi phải có rất nhiều thông số đầu vào và khối lượng tính toán sẽ rất lớn.

Theo [4] trường hợp tính toán nồng độ trung bình cho thời gian ngắn, như trung bình ngày đêm chẳng hạn, ta có thể đơn giản hóa vấn đề bằng cách giả thiết rằng trong từng mùa nhất định, hè hoặc đông, cấp ổn định của khí quyển có thể thay đổi trong ngày đêm xung quanh một cấp trung bình nào đó và ta chỉ tính toán đối với cấp ổn định trung bình ấy.

Ngoài ra, các cấp vận tốc gió có thể được thay thế bằng trị số vận tốc gió trung bình uTB(a) trên một hướng α nào đó cùng với tần suất xuất hiện của gió P(a) còn có tần suất lặng gió Plặng. Đó là tỷ lệ thời gian không có gió trên bất kỳ hướng nào, nói cách khác là u = 0. Trường hợp này khác với các trường hợp không có gió trên một hướng ai xem xét, tức là nồng độ tức thời trên hướng đó không bằng không mà có một giá trị nhất định nào đó tùy thuộc vào nhiều yếu tố khác nhau, trong đó có bán kính tính từ điểm xem xét đến chân nguồn thải.

Như đã đề cập đến trước đây, các phương pháp tính toán theo Gauss, Sutton hoặc “mô hình Gauss” của Passquill - Gifford đều chỉ áp dụng được cho trường hợp vận tốc gió khác không (u ≠ 0) vì khi u = 0 thì các công thức tính toán của các phương pháp nêu trên đều trở nên không xác định.

Do vậy để tính toán nồng độ trung bình theo GS. Trần Ngọc Chấn trong /[4]/ chỉ có thể áp dụng phối hợp giữa các phương pháp tính toán vừa nêu trên với phương pháp tính toán đối với trường hợp lặng gió của Berliand hoặc dựa hẳn vào phương pháp Berliand ứng với cả hai trường hợp: có gió và lặng gió. Các mô hình tính toán thực tế đã được thực hiện trong /[1]/. Bạn đọc quan tâm có thể ứng dụng ENVIMAP để tính cho cả hai trường hợp: có gió và lặng gió /[1]/.



142

5.5.1. Veà heä soá trung bình öùng vôùi soá lieäu taàn suaát gioù vaø taàng suaát laëng gioù

Có thể có nhiều phương pháp gia công số liệu khí hậu về gió khác nhau.

Ta quy ước gọi:

τgió – thời gian có gió trên tất cả các hướng;

τlặng – thời gian lặng gió;

τ0 = τgió + τlặng – tổng thời gian quan trắc (ngày đêm, tháng hoặc năm);

τa – thời gian có gió trên hướng a;

m – số hướng gió, thông thường m = 8.

Phương pháp thứ nhất

- Tần suất lặng gió: Plặng

(Để đơn giản trong tính toán, ở đây tần suất được thể hiện bằng số thập phân, không dùng %)

- Tần suất gió trên h

Pa = lang

a

gió

a

τττ

ττ

−=

0

Trường hợp này ta có: Plặng < 1 và ∑=

m

aaP

1= 1

- Hệ số trung bình k a của hướng gió a trong trường hợp n

ka= 0

0

00 τττ

ττ

ττ

ττ

ττ lang

gió

agió

gió

aa −==

ka= Pa (1 - Plặng)

Phương pháp thứ hai

- Tần suất lặng gió: Plặng = 0τ

τ lang (như phương pháp th



143

- Tần suất gió trê

Pa = 0τ

τ a (5.44)

Trường hợp này ta có: Plặng < 1, ∑=

m

aaP

1

< 1 nhưng Plặng + ∑=

m

aaP

1

= 1

Và lúc đó hệ số trung bình ka chính là Pa : ka = Pa (5.45)

Phương pháp thứ ba

- Tần suất lặng gió: P

- Tần suất gió trê

Pa = gió

a

ττ

(như phương pháp thứ nhất)

Trường hợp này ta vẫn có ∑=

m

aaP

1= 1, nhưng hệ số trung bình ka sẽ là:

ka= )1(0 langgió

a

giólanggió

a

langgió

aa

PP +=

+=

+=

ττ

τττ

τττ

ττ

và do đó ka= lang

a

PP+1

Trong ba phương pháp xử lý số liệu tần suất quan trắc tần suất gió nêu trên thì phương pháp thứ nhất được áp dụng phổ biến nhất và trong TCVN 4088 – 85 về số liệu khí hậu xây dựng số liệu gió được xử lý theo phương pháp này.

5.5.2. Coâng thöùc xaùc ñònh noàng ñoä trung bình theo taàn suaát gioù

Từ những lập luận đã nêu ra trên đây, ta chỉ có thể viết biểu thức xác định nồng độ trung bình ngày đêm của chất ô nhiễm trên mặt đất tại một vị trí tính toán nào đó do một nguồn thải thứ i gây ra như sau:



144

Cx, y(i) = PlặngClặng(i) + ∑=

m

aiaaCk

1)(

Thay giá trị của hệ số trung bình kα từ công thức (5.44) vào (5.47) ta thu được:

Cx, y(i) = PlặngClặng(i) + (1 - Plặng) ∑=

m

aiaaCP

1)(

Nồng độ tổng cộng trung bình tại điểm có tọa độ x, y do n nguồn thải gây ra sẽ là;

Cx, y(tổng) = ∑=

n

i 1

[PlặngClặng(i) + (1 - Plặng) ∑=

m

aiaaCP

1)( ]


Cx, y(i) – nồng độ trung bình tại vị trí có tọa độ x, y do nguồn thứ i gây ra;

Cx, y(tổng) – nồng độ tổng cộng trung bình do n nguồn thải gây ra tại điểm tính toán;

Clặng(i) – nồng độ tức thời do nguồn thải thứ i gây ra tại điểm tính toán khi lặng gió (u = 0);

Cα(i) – nồng độ tức thời do nguồn thải thứ i gây ra tại điểm tính toán khi có gió thổi theo hướng α ứng với vận tốc gió trung bình trên hướng gió và độ ổn định trung bình của khí quyển trong suốt khoảng thời gian tính toán trị số trung bình (ngày đêm, tháng hoặc năm).

Trị số Cα(i) = 0 khi điểm tính toán nằm phía đầu gió hoặc cách xa trục của hướng gió α đang xem xét.

5.6. MOÂ HÌNH BERLIAND KYÕ THUAÄT

5.6.1. Xaùc ñònh caùc heä soá m vaø n löu yù tôùi veät naâng coät oáng khoùi

Các hệ số f, m trong mô hình Berliand kỹ thuật được xác định như sau:

T.HD.w.

fΔ

= 2

201000

(m/s2.0C)



145

3650H

T.L.,VMΔ

= (m/s)

H/D..,V'M 031 ω= (m/s)

3800 )V.(f 'Me =

3340106701

f.,f.,,m

++= Với f<100

3

471f

,m = Với f>100

Khi fe < f < 100 hệ số m được tính với f=fe

Hình 5-5. Bước đầu tiên triển khai mô hình Berliand kỹ thuật

Hệ số n được xác định như sau:

n = 1 với VM ≥ 2

n = 1331325320 2 ,V.,V., MM +− với 0,5<VM<2 (m/s)

n = 4,4.VM với VM 5,0≤



146

- Với các nguồn lạnh 1000 ≥⇒≈Δ fT và 50,V'M >

Khi đó 3/4

......H

KnmFMACMη

= (mg/m3), ở đó L

DK.8

=

Với n được xác định theo công thức trên với VM= 'MV

- Khi vận tốc gió nguy hiểm rất nhỏ, f<100, VM < 0,5 hay f > 100, 'MV <0,5 ta theo công thức:

31

H.m.F.M.ACMη′

= (mg/m3) , ở đó m’= 2,86.m Với f<100, VM <0,5

m’= 0,9 Với f >100, 'MV <0,5

- Trường hợp còn lại: 32 T.L.H

.n.m.F.M.ACMΔ

η= (mg/m3)

5.6.2. Khoaûng caùch xM töø oáng khoùi tôùi CM

Đối với cácnguồn nóng khoảng cách xM (m) từ nguồn tới điểm trong đó nồng độ mặt đất đạt cực đại:

dHFxM ..4

5 −= (m)

Với f <100, d được tính như sau:

( )32801482 ef.,.,d += với VM 5,0≤

( )328,01..95,4 fVd M += với 0,5<VM 2≤

( )328017 f.,Vd M += với VM>2

Đối với nguồn lạnh khi 1000 ≥≈Δ f,T khi đó d được tính như sau:

d = 5,7 với 'MV ≤ 0,5

d = 11,4.V’M với 0,5 < 'MV <2

'MVd 16= với '

MV ≥ 2



147

Hình 5-6. Bước thứ hai triển khai mô hình Berliand kỹ thuật

5.6.3. Vaän toác nguy hieåm töø gioù uM

Với nguồn nóng f < 100

50,u M = với 5,0≤MV

MM Vu = với 0,5<VM≤ 2

( )f,Vu MM 1201+= với 2>MV

Với các nguồn lạnh 0≈ΔT , và 100≥f vận tốc nguy hiểm được tính theo các công thức:

50,u M = với 50,V'M ≥

'MM Vu = với 0,5< '

MV <2 'MM V.,u 22= với 2≥'

MV



148

Hình 5-7. Bước thứ ba tính toán vận tốc gió nguy hiểm

5.6.4. Heä soá hieäu chænh r vaø p

Cho u (m/s) - vận tốc gió khác uM. Khi đó CM(u) = r.CM, trong đó: 32

341671670 ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

MMM uu.,

uu.,

uu.,r với 1≤

Muu

( )( ) ( ) 22

32 +−

=MM

M

uuuu.uu.r với 1>

Muu

Lưu ý: không nhập u < 0,5(m/s) và u > u* với u* là giá trị max quan sát được tại vùng nghiên cứu.

Điểm )u(Mx nơi đạt )u(MC là )u(Mx = p.xM

p = 3 với 41

≤Muu

11.43,85

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

Muup với ≤≤

Muu

41

1

680320 ,uu.,pM

+= với 1>Muu



149

Hình 5-8. Bước thứ tư: tính toán các tham số r, p, CM(u) , xM(u)

5.6.5. Heä soá S1

Với uM ta tính C(mg/m3) tại các điểm dọc vệt khói

C(x,0,0) = S1.CM

S1 phụ thuộc vào Mxx hay

uxx và hệ số F:

234

1 683 ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

MMM xx

xx

xxS với 1≤

Mxx

1.13,0

13,121

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

Mxx

S với 81 ≤<Mxx

1202,3558,321

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

MM

M

xx

xx

xx

S với 5,1≤F và 8>Mxx



150

8,1747,21,0

121

−⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

MM xx

xx

S với 5,1≥F và 8>Mxx

Với các nguồn thấp và nguồn mặt đất (H m10≤ )

Với 1<Mxx , S1 được thay thế bằng HS1

( ) ( ) 11 21250101250 S.H.,H.,SH −+−= Với 102 <≤ H

Với Muu ≠ , xM được thay bằng xM(u) trong các công thức tính S1 (nghĩa

là tỷ số )(uMx

x)

Hình 5-9. Bước thứ năm: xác định tham số S1 và nồng độ theo hướng gió

5.6.6. Heä soá S2 ñeå xaùc ñònh noàng ñoä taïi caùc dieåm x, y 0≠ khoâng naèm treân truïc veät khoùi

Lưu ý rằng Cy là điểm vuông góc trục x và cách trục ox một khoảng cách y. Cy = S2.C xác định như sau:



151

2

2

xy.ut y = với u 5≤ (m/s)

2

2

5xy.t y = với u>5 (m/s)

2 2 3 4 2

1(1 5. 12,8. 17. 45,1. )y y yy

St t t t

=+ + + +

Hình 5-10. Bước thứ sáu: xác định tham số S2 và nồng độ tại mặt đất

5.7. BAØI TAÄP ÖÙNG DUÏNG MOÂ HÌNH BERLIAND Trong mục này trình bày một số bài tập mẫu ứng dụng mô hình Berliand trong thực tế. Phần lưu ý dành cho người đọc tập trung vào trường hợp gió lặng. Đây là sự khác biệt đáng kể so với mô hình Gauss trong mục trước.



152

hΔhhH Δ+=

Hình 5-11. Mô tả thông số đầu vào và các bước tự động hóa

tính toán theo phương pháp Berliand

Bài tập 5.1. Nhà máy A có ống khói cao 40 m, đường kính trong của miệng ống khói là 2,0 m, vận tốc khí thải từ ống khói phụt ra là W0 = 10 m/s, tải lượng CO là M = 90 g/s, nhiệt độ của khói thải là Ts = 230ºC. Kích thước khuếch tán rối ngang k0=12 m, hệ số khuếch tán rối đứng k1 =0,03 m2/s, hệ số lưu ý tới sự thay đổi vận tốc gió theo phương đứng n = 0,14. Biết rằng vận tốc gió đo đạc được tại độ cao 10 m bằng 2 m/s và nhiệt độ không khí xung quang bằng 25°C. Dùng phương pháp mô hình Berliand hãy tính nồng độ chất ô nhiễm CO theo hướng gió tại khoảng cách x = 500 m so với ống khói.

Lời giải.

Áp dụng công thức tính vệt nâng cột khói theo mô hình Berliand ta nhận được:



153

0

1010

01,5×W ×R 3,3×g×R ×ΔTΔH = 2.5+V 2(T +273,1)×Vxq0

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

= ( ) ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛×+×××

+××

221,27325205181,93,35,2

21105,1

= 60,45 (m)

Từ đó suy ra chiều cao hữu dụng của ống khói là:

H=h + ΔH = 40 + 60,45 = 100,45 (m)

Tính vận tốc gió tại độ cao 1 m như sau:

u1 =

0,1412× = 1,449 (m/s)10⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Áp dụng công thức Berliand (cho điểm tại bề mặt lót) ta nhận được:

( )( ) ( ) ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

+−

+=

+

xky

xknHu

xkknMyxC

n

0

2

12

11

2301 41

exp12

0,,π

Từ đó

( )

1,1490×1000 1,449×100,492

C(500,0,0)= ×exp -1,5 2

(1+0,14) ×0,03×5002 1+0,14 ×0,03× π×12×500

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

= 0,0125*10-3 (mg/m3) = 0,0125 (μg/m3).

Bài tập 5.2. Nhà máy A có ống khói cao 40m, đường kính trong của miệng ống khói là 2,0 m, vận tốc khí thải từ ống khói phụt ra là W0 = 10 m/s, tải lượng CO là M = 90 g/s, nhiệt độ của khói thải là Ts = 230ºC. Kích thước khuếch tán rối ngang k0=12 m, hệ số khuếch tán rối đứng k1 =0,03 m2/s, hệ số lưu ý tới sự thay đổi vận tốc gió theo phương đứng n = 0,14. Biết rằng thời điểm tính gió lặng và nhiệt độ không khí xung quang bằng 25° C. Dùng phương pháp mô hình Berliand hãy tính nồng độ chất ô nhiễm CO theo hướng gió tại khoảng cách x = 500 m so với ống khói.



154

Lời giải.

Áp dụng công thức Berliand cho trường hợp lặng gió:

222

12

121

)1(

1)1(2

)0,,(

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡++

×+×

××+×

=+

yxkn

HknMyxC

nβπ

Khi lặng gió thì v10<1 m/s, lấy v10= 0,5 m/s để tính độ nâng vệt khói

2

1,5×10×1 33×9,81×1×205ΔH = 2,5+ = 2743,782 (m)0,5 (25+273,1)×0,5

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Khi đó độ cao hữu dụng là:

H = 2783,782 (m)

Từ đó

322 1+0.14

22

90×1000 1C(500,0,0)= × =0,25552(mg/m )2π(1+0,14)×0,03 (2×0,03) ×2783,782 + 500

(1+0,14) ×0,03⎡ ⎤⎢ ⎥⎣ ⎦

Bài số 5.3. Nhà máy A có ống khói cao 40 m, đường kính trong của miệng ống khói là 2,0 m, vận tốc khí thải từ ống khói phụt ra là W0 = 10 m/s, tải lượng CO là M = 90 g/s, nhiệt độ của khói thải là Ts = 230ºC. Kích thước khuếch tán rối ngang k0=12 m, hệ số khuếch tán rối đứng k1 =0,03 m2/s, hệ số lưu ý tới sự thay đổi vận tốc gió theo phương đứng n = 0,14. Yếu tố khí tượng được cho theo bảng dưới đây:

STT THỜI GIAN TRONG NGÀY

VẬN TỐC GIÓ

HƯỚNG GIÓ

NHIỆT DỘ KHÔNG KHÍ

XUNG QUANH

1 1 2 m/s Tây 250 C

2 7 Lặng gió 250 C

3 13 2 m/s Tây 300 C




155

Dùng phương pháp mô hình Berliand hãy tính nồng độ chất ô nhiễm CO trung bình theo ngày dọc theo hướng tây tại khoảng cách x = 500 m so với ống khói.

Lời giải.

Bài toán này được giải theo các bước trung gian sau đây:

a/ Tính cho điều kiện khí tượng đầu tiên tại thời điểm 1 giờ: v= 2 m/s.

Áp dụng công thức tính vệt nâng cột khói theo mô hình Berliand ta nhận được:

0 0 02

10 xq 10

1,5× W ×R 3,3×g×R ×ΔTΔH = 2,5 +V (T + 273,1)×V

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

= ( ) ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛×+×××

+××

221,27325205181,93,35,2

21105,1

= 60,45 (m)

Từ đó suy ra chiều cao hữu dụng của ống khói là:

H=h + ΔH = 40 + 60,45 = 100,45 (m)

Tính vận tốc gió tại độ cao 1 m như sau:

u1 =

0,1412× = 1,449 (m/s)10⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Áp dụng công thức Berliand (cho điểm tại bề mặt lót) ta nhận được:

( )( ) ( ) ⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−

+−

+=

+

xky

xknHu

xkknMyxC

n

0

2

12

11

2301 41

exp12

0,,π

Từ đó

( )

1,14

21,5

90×1000 1,449×100,492C(500,0,0) = ×exp -(1+0,14) ×0,03×5002 1+0,14 ×0,03× π×12×500

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

= 0,0125*10-3 (mg/m3).

b/ Tính cho điều kiện khí tượng đầu tiên tại thời điểm 7 giờ (trường hợp lặng gió với t0 = 25oC).



156

Áp dụng công thức Berliand cho trường hợp lặng gió:

222

12

121

)1(

1)1(2

)0,,(

⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡++

×+×

××+×

=+

yxkn

HknMyxC

nβπ

Khi lặng gió thì v10<1 m/s, lấy v10= 0.5 m/s để tính độ nâng vệt khói

2

1,5×10×1 33×9,81×1× 205ΔH = 2,5 + = 2743,782 (m)0,5 (25 + 273,1)×0,5

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Khi đó độ cao hữu dụng là:

H = 2783,782 (m)

Từ đó

322 1+0,14

22

90×1000 1C(500,0,0)= × =0,25552(mg/m )2π(1+0,14)×0,03 (2×0,03) ×411 + 500

(1+0,14) ×0,03⎡ ⎤⎢ ⎥⎣ ⎦

c/ Tính cho điều kiện khí tượng đầu tiên tại thời điểm 13 h: to = 30oC ,v = 2 m/s

( ) 2

1,5×10×1 3,3×9,81×1× 200ΔH = 2,5 + = 58,762 (m/s)2 30 + 273,1 × 2

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Khi đó độ cao hữu dụng H là

H= ΔΗ +h = 98,80m

Từ đó

( )1,14

21,5

-3 3

90×1000 1,449×98,8C(500,0,0) = ×exp -(1+0,14) ×0,03×5002 1+0,14 ×0,03× π×12×500

= 0,0165×10 (mg/m )

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

d/ Tính cho điều kiện khí tượng đầu tiên tại thời điểm 19h giống như trường hợp 7 h.

3C(500,0,0) = 0,25552 (mg/m )

Vậy nồng độ trung bình ngày tại điểm cần tính là: http://www.ebook.edu.vn


157

4

(x,y,0),i α,i,(x,y,0)α=1

1C = C 0,1284

=∑

Gần đây, nhiều tác giả quan tâm tới mô hình Berliand kỹ thuật áp dụng cho tính toán phát tán ô nhiễm từ nguồn thải điểm. Điều này được lý giải bởi độ chính xác khá cao của mô hình loại này /xem [4]/.

Bài tập 5.4. Cho ống khói thải CO với các thông số sau: chiều cao ống khói H = 40 m/s, đường kính D = 1,2m, lưu lượng khí thải L = 9,05 m3/s, tải lượng ô nhiễm M = 17,69 g/s, nhiệt độ khói thải tkhói = 200oC, nhiệt độ không khi xung quanh tmtxq = 30oC, vận tốc gió đo được tại độ cao 10 m Utại 10m = 4,5 m/s, hệ số lưu ý tới độ ổn định khí quyển A = 220. Sử dụng mô hình Berliand kỹ thuật hãy tính:

a/ Xác định vận tốc gió nguy hiểm, nồng độ cực đại đạt được ứng với vận tốc này và khoảng cách từ chân ống khói tới nơi nồng độ ô nhiễm đạt cực đại.

b/ Xác định nồng độ cực đại ứng với vận tốc gió đã cho và khoảng cách từ chân ống khói tới điểm đạt được nồng độ cực đại

c/ Xác định nồng độ tại điểm có toạ độ (1200 m, 20 m).

Giải.

a/ Xác định nồng độ cực đại tại UM

Do chất thải là CO nên F = 1

)/(86,0

05,922 sm

rLwo ===

ππ

282,0)30200(40

2,18100010002

2

2

2

=−×××

=Δ×××

=TH

Dwf o

33

40170059650650 .,,

HT.L,VM ×=

Δ×= = 2,194 m/s

402183131 0 /),,(H/)Dw,('V M ××=××= = 0,312 m/s

smVf Me /297,24312,0800)'(800 33 =×=×=

Do VM>2 nên



158

( ) ( ) 3338,2282,012,01194,212,01 =+=+= fVu MM

Do fe>f và f<100 nên

0568,1282,034,0282,01,067,0

134,01,067,0

133

=++

=++

=ff

m

Do VM>2 nên n = 1

Do f<100 và VM>0,5 nên:

22267,017005,940

10568,1169,172203232

=××

××××=

Δ=

TLHAMFmnCM

η (mg/m3)

• Xác định khoảng cách từ ống khói đến nồng độ cực đại tại UM

Do VM>2 nên

( ) ( ) 2733,12194,228,01194,2728,017 33 =×+×=×+×= fVd M

)(932,4902733,12404

154

5 mdHFxM =××−

=××−

=

b/ Xác định nồng độ cực đại và khoảng cách từ ống khói đến nồng độ cực đại tại U

Xét 13338,2

5,4>=

MUU nên

7714,023338,2

5,43338,2

5,42

3338,25,43

23338,25,4

3338,25,42

322 =

+⎟⎠⎞⎜

⎝⎛−⎟

⎠⎞⎜

⎝⎛

⎟⎠⎞⎜

⎝⎛

=+⎟⎠⎞⎜

⎝⎛−⎟

⎠⎞⎜

⎝⎛

⎟⎠⎞⎜

⎝⎛

= MUU

r

2959,168,03338,2

5,432,068,032,0 =+=+=Muup

CM(u) = r×CM = 0,7714×0,22267 = 0,1717 (mg/m3)

xM(u) = p×xM = 1,2959×490,892 = 636,152(m)

c/ Xác định nồng độ trên mặt đất tại vị trí toạ độ (x,y)=(1000 m; 20 m)



159

Do 85719,1152,636

10001 <==<Mxx nên:

85526,0

1152,636

100013,0

13,1

113,0

13,1221 =

+⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛=

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛=

Mxx

S

CM(1000;0) tại u=4,5 = S1×CM(u) = 0,85526×0,1717=0,1468 (mg/m3)

0018,01000

205,4 2

2

2

2

===xyut y

( )2 22 3 4

1

1 5 1 2 , 8 1 7 4 5 ,1y y yy

St t t t

=+ + + +

2 3 4 2

1(1 5(0,0018) 12,8.(0,0018) 17.(0,0018) 45,1.(0,0018) )

=+ + + +

982150,=

Cmax(1000; 20) tai u=4,5 = S1×S2×CM=0,734×0,98215×0,1717 = 0,124 (mg/m3).

Bài tập 5.5. Hãy tính cho trường hợp ống khói thải bụi nặng có thông số sau: chiều cao ống khói H = 40 m/s, đường kính D = 1,2 m, hiệu suất lọc h ≥ 90%, lưu lượng khí thải L = 9,05 m3/s, M = 17,69 g/s, nhiệt độ khói tkhói =30,3oC, nhiệt độ không khí xung quanh tmtxq = 30oC, vận tốc gió đo được tại độ cao 10 m, Utại 10m = 4,5 m/s, hệ số lưu ý tới độ ổn định khí quyển A = 220.

Sử dụng mô hình Berliand kỹ thuật hãy tính:




Giải.

a/ Xác định nồng độ cực đại tại UM



160

Do chất thải là bụi nặng và h ≥ 90% nên F = 2

)/(86,0

05,922 sm

rLwo ===

ππ

160)303,30(40

2,18100010002

2

2

2

=−×××

=Δ×××

=TH

Dwf o

s/m,,.,,H

T.L,VM 2651040

30059650650 33 =×=Δ

×=

smHDwV M /312,040/)2,183,1(/)3,1(' 0 =××=××=

smVf Me /297,24312,0800)'(800 33 =×=×=

Do V’M<0,5 nên 5,0=Mu

Do f>100 nên 27070160471471

33,,

f,m ===

Do V’M<0,5 nên n = 4,4×VM = 4,4×0,2651= 1,16644

Do f >100 và V’M<0,5 nên

2802,140

1.9,0269,17220'3

73

7 =×××

=××××

=H

mFMACMη

m’= 0,9 với f>100, V’M <0,5

• Xác định khoảng cách từ ống khói đến nồng độ cực đại tại UM

Do V’M< 2 nên d = 5,7

M5 - F 5- 2x = ×H×d = ×40×5,7 = 171(m)

4 4

b/ Xác định nồng độ cực đại và khoảng cách từ ống khói đến nồng độ cực đại tại U

Xét 85,05,4>=

MUU nên:

( )

( ) ( )( )

( ) ( )1742,0

25,05,45,05,425,05,43

223

22 =+−

=+−

=MM

M

uuuuuur



161

56,368,05,05,432,068,032,0 =+×=+=

Muup

CM(u) = r.CM=0,1742×1,2802=0,223 (mg/m3)

xM(u) = p.xM = 3,56×171 = 608,76(m)

c/ Xác định nồng độ trên mặt đất tại vị trí toạ độ (x, y)=(1000 m; 20 m) khi u=4,5m

Do 86427,176,608

10001 <==<Mxx nên:

8365,0

176,608

100013,0

13,1

113,0

13,1221 =

+⎟⎠

⎞⎜⎝

⎛×

=

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛×

=

Mxx

S

0018,01000

205,4 2

2

2

2

===xyut y

4322 14517812511

yyyy t,tt,tS

++++=

( )22 3 4

1

1 5(0,0018) 12,8(0,0018) 17(0,0018) 45,1(0,0018)=

+ + + +

982150,=

Cmax(1000; 0) tai u=4,5 = S1.CM(4,5)=0,8365×0,223 =0,1865 (mg/m3)

Cmax(1000; 20) = S1×S2×CM(4,5)=0,8365×0,98215×0,223 =0,1832 (mg/m3)

Phần mềm CAP tự động tính toán sự phát tán ô nhiễm không khí theo phương pháp Berliand, Berliand kỹ thuật được trình bày trong tài liệu [1]

Phần dưới đây là bài tập đề xuất cho phần tự giải.

Bài tập 5.6. Nhà máy A có ống khói cao 35 m, đường kính trong của miệng ống khói là 1,5 m, vận tốc khí thải từ ống khói phụt ra là W0 = 8 m/s, tải lượng CO là M = 75 g/s, nhiệt độ của khói thải là Ts = 230ºC.



162

Kích thước khuếch tán rối ngang k0=10 m, hệ số khuếch tán rối đứng k1 =0,02 m2/s, hệ số lưu ý tới sự thay đổi vận tốc gió theo phương đứng n = 0,14. Yếu tố khí tượng được cho như sau: gió lặng, nhiệt độ không khí xung quanh bằng 300C.

Dùng phương pháp mô hình Berliand hãy tính nồng độ chất ô nhiễm CO tại điểm có toạ độ (x,y) =500 m, 0 m).

Bài tập 5.7. Nhà máy B có ống khói cao 35 m, đường kính trong của miệng ống khói là 1,8 m, vận tốc khí thải từ ống khói phụt ra là W0 = 7 m/s, tải lượng CO là M = 80 g/s, nhiệt độ của khói thải là Ts = 220ºC. Kích thước khuếch tán rối ngang k0 =14 m, hệ số khuếch tán rối đứng k1 =0,03 m2/s, hệ số lưu ý tới sự thay đổi vận tốc gió theo phương đứng n = 0,14. Yếu tố khí tượng được cho theo bảng dưới đây:

STT THỜI GIAN TRONG NGÀY

VẬN TỐC GIÓ

HƯỚNG GIÓ

NHIỆT DỘ KHÔNG KHÍ

XUNG QUANH

1 1 2 m/s Tây 220 C


3 13 2 m/s Tây 300 C


Dùng phương pháp mô hình Berliand hãy tính nồng độ chất ô nhiễm CO trung bình theo ngày dọc theo hướng tây tại khoảng cách x = 500 m so với ống khói.

Bài tập 5.8. Trong các công thức dưới đây công thức nào là công thức Berliand

1. ( )( ) ( )

1+n 21

23 200 1 1

u HM yC x, y,0 = exp - -4k x2 1+ n k πk x 1+ n k x

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

2. ( )( ) ( )

1+n 21

23 2011 0

u HM yC x, y,0 = exp - -4k x1+ n k x2 1+ n k πk x

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠



163

3. ( )( ) ( )

1+n 21

23 2011 0

u HM yC x, y,0 = exp - -4k x1+ n k x2 1+ n k πk x

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

4. ( )( ) ( )

1+n 21

23 201 0 1

u HM yC x, y,0 = exp - -4k x2 1+ n k πk x 1+ n k x

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

Hãy chọn một trong các phương án sau đây:

a/ câu 1; b/ câu 2; c/ câu 3; d/câu 4

Bài tập 5.9. Cho ống khói thải CO với các thông số sau: chiều cao ống khói H = 40m/s, đường kính D = 2,2 m, lưu lượng khí thải L = 12,05 m3/s, tải lượng ô nhiễm M = 22,69 g/s, nhiệt độ khói thải tkhói = 200oC, nhiệt độ không khi xung quanh txq = 30oC, vận tốc gió đo được tại độ cao 10 m Utại 10m = 3,5 m/s, hệ số lưu ý tới độ ổn định khí quyển A = 220. Sử dụng mô hình Berliand kỹ thuật hãy:




Bài tập 5.10. Hãy tính cho trường hợp ống khói thải bụi nặng có thông số sau: chiều cao ống khói H = 40 m/s, đường kính D = 2,2 m, hiệu xuất lọc h ≥ 90%, lưu lượng khí thải L = 12,05 m3/s, M = 27,69 g/s, nhiệt độ khói tkhói =60,3 oC, nhiệt độ không khí xung quanh txq = 30oC, vận tốc gió đo được tại độ cao 10 m, Utại 10m = 4,5 m/s, hệ số lưu ý tới độ ổn định khí quyển A = 220.

Sử dụng mô hình Berliand kỹ thuật hãy tính:



c/ Xác định nồng độ tại điểm có toạ độ (1000 m, 20 m). http://www.ebook.edu.vn


164

Caâu hoûi 1. Trình bày sự khác biệt giữa hai cách tiếp cận theo phương pháp Gauss

và Berliand.

2. Trình bày công thức tính toán nồng độ tại vùng sát mặt đất (z = 1- 2m) cho chất khí và bụi nhẹ trong mô hình Berliand.

3. Trình bày công thức tính toán nồng độ tại vùng sát mặt đất (z = 1m - 2m) cho bụi nặng trong mô hình Berliand.

4. Trình bày công thức tính toán nồng độ tại vùng sát mặt đất (z = 1- 2m) cho chất khí và bụi nhẹ trong điều kiện gió lặng.

5. Hãy trình bày công thức tính vệt nâng ống khói Berliand.

6. Hãy trình bày công thức tính vận tốc gió tại một độ cao bất kỳ theo vận tốc gió đo được tại độ cao 10 m.

7. Hãy trình bày các phương pháp tính toán hệ số khuếch tán rối đứng và kích thước rối ngang trong mô hình Berliand.

8. Hãy trình bày phương pháp tính toán nồng độ trung bình trong một phạm vi thời gian dài.


[1]. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học Quốc gia TP. HCM, 334 trang.

[2]. Lê Đình Quang, Phạm Ngọc Hồ, 2001. Giáo trình cơ sở lớp biên khí quyển và mô hình hóa bài toán lan truyền bụi. Đại học Quốc gia Hà Nội, Trường Đại học Khoa học Tự nhiên, Khoa Môi trường. 90 trang.




165


[5]. Seifeld. J.H., Spyros N.P., 1998. Atmospheric chemistry and physics. From Air pollution to climate change. John wiley and sons, inc. 1326 pp.


[7]. Берлянд M.E.,1975. Coвpeменные проблемы aтмосферной диффузии и загрязнения aтмосфeры. - Гидрометеоиздат, 436 с.

[8]. Берлянд M.E.,1985. Прогноз и регулирование загрязнения атмосферы. - Гидрометеоиздат, 272 с.


MOÄT SOÁ KIEÁN THÖÙC CÔ BAÛN LIEÂN QUAN TÔÙI MOÂ HÌNH HOÙA CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC

Các phản ứng trong đó một hóa chất chịu sự thay đổi là một khía cạnh quan trọng liên quan tới chất đó trong môi trường, nhưng điều quan trọng hơn là phải xem xét tốc độ lan truyền của hóa chất đó trong môi trường nước. Trong chương này, chúng ta sẽ thảo luận ba quá trình của lan truyền khối chất (mass transport) trong hệ thống sinh thái nước: sự lan truyền do dòng chảy của khối nước (sự chuyển tải - advection), sự lan truyền do sự hòa trộn bên trong khối nước (sự phân tán - dispersion), và sự lan truyền các hạt trầm tích bên trong phạm vi cột nước và giữa nước - đáy.

6.1 HIEÄN TÖÔÏNG LAN TRUYEÀN CHAÁT TRONG MOÂI TRÖÔØNG NÖÔÙC Độc chất, ở nồng độ thấp trong nước tự nhiên, tồn tại ở dạng pha hòa tan và pha hấp thụ. Các chất hòa tan được lan truyền bởi sự di chuyển dòng nước với rất ít hoặc không có sự trượt liên quan tới nước. Chúng hoàn toàn được gia nhập vào trong dòng và di chuyển ở vận tốc nước. Tương tự, những hóa chất được hấp thụ vào vật liệu keo hoặc chất rắn lơ lửng mịn về cơ bản được nạp vào dòng nước, nhưng chúng có thể trải qua những quá trình lan truyền bổ sung như: đóng cặn và lắng hoặc cọ xát tái thể vẩn. Những quá trình này có thể làm chậm đi sự di chuyển của các chất hấp thụ so với sự di chuyển nguồn nước. Do vậy để xác định hành vi của các chất hữu cơ độc hại, chúng ta phải biết cả sự di chuyển nguồn nước và sự vận chuyển của trầm tích huyền phù.

Sự lan truyền hóa chất độc trong nước chủ yếu dựa vào hai hiện tượng: chuyển tải và phân tán. Chuyển tải là sự di chuyển của chất hòa tan hay chất vật liệu hạt rất mịn ở một vận tốc dòng theo một trong 3 hướng (dọc, ngang, thẳng đứng). Sự phân tán liên quan đến quá trình trong đó các chất này hòa trộn với nhau trong cột nước. Sự phân tán cũng diễn ra theo cả ba hướng như quá trình

Chöông 6


Chöông 6 – MOÄT SOÁ KIEÁN THÖÙC CÔ BAÛN LIEÂN QUAN TÔÙI MOÂ HÌNH HOÙA CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC

167

chuyển tải. Một biểu đồ về sự chuyển tải, khuếch tán rối, và phân tán trong một dòng chảy được thể hiện trên

Hình 6-1. Ba quá trình góp phần hòa trộn gồm:

1. Khuếch tán phân tử (Molecular diffusion) : Khuếch tán phân tử là sự hòa trộn của các hóa chất hòa tan do chuyển động ngẫu nhiên của phân tử trong chất lưu. Nó được gây nên bởi năng lượng động lượng do sự chuyển động lắc (vibrational motion), tròn quay (rotational motion), tịnh tiến của phân tử (translational motion). Về bản chất, khuếch tán phân tử tương tự như tăng entropy ở nơi mà các chất hòa tan di chuyển từ nơi nồng độ cao đến nơi nồng độ thấp theo luật khuếch tán của Fick. Đây là một hiện tượng cực kì chậm, nó có thể kéo dài 10 ngày cho 1 mg L-1 (L – độ dài, m) chất hòa tan khuếch tán qua 10cm cột nước cho một lần lan truyền của các chất hòa tan trong nước tự nhiên ngoại trừ sự liên quan tới lan truyền qua lớp màn mỏng và mờ tại bề mặt tiếp xúc khí – nước hoặc vận chuyển qua nước chứa cặn.

Hình 6-1. Biểu đồ các quá trình lan truyền

2. Khuếch tán rối (turbulent diffusion): khuếch tán rối hay xáo động (turbulent or eddy diffusion) có nghĩa là sự hòa trộn của các chất hòa



168

tan và hạt mịn do sự rối trong phạm vi vi mô. Đây là một quá trình tải ở mức độ vi mô do mạch động xoáy trong dòng chảy rối. Lực dịch chuyển trong khối nước đủ để tạo ra sự pha trộn này. Sự khuếch tán rối có bậc lớn hơn sự khuếch tán phân tử và đây là một yếu tố tạo nên sự phân tán.. Sự khuếch tán rối có thể diễn ra ở tất cả ba hướng nhưng thường là không đẳng hướng.

3. Phân tán (dispersion): sự tương tác giữa khuếch tán rối với gradian vận tốc do lực cắt trong khối nước một sự xáo trộn có bậc lớn hơn gọi là phân tán. Sự lan truyền độc chất trong dòng chảy và sông diễn ra chủ yếu là do sự chuyển tải, tuy nhiên sự lan truyền trong hồ và vùng cửa sông diễn ra do sự phân tán. Các gradian vận tốc được tạo bởi lực cắt tại biên các khối nước, ví dụ như mặt cắt theo phương đứng của vận tốc gió tại nơi phân cách giữa nước – không khí , mặt cắt đứng và ngang do ứng suất cắt nơi tiếp xúc giữa nước và trầm tích và phân cách nước – bờ (

4. Hình 6-1). Ngoài ra, gradian vận tốc có thể phát triển trong khối nước do hình thái học và tính quanh co của kênh nước hoặc đường uốn quanh co của con suối. Các dòng thứ cấp phát triển trong dòng chảy và kênh sông là nguyên nhân cho mức độ hòa trộn lớn. Hình 6-2 thể hiện dòng xoắn ốc hình thành từ hình thái học trong các kênh sông.

Trên

Hình 6-1 thể hiện: (1) chuyển tải, sự di chuyển của chất hoà tan hay hạt mịn theo dòng chảy; (2) sự khuếch tán rối, sự lan tỏa của chất hoà tan do mạch động xoáy (eddy fluctuations); (3) sự phân tán, sự lan tỏa của chất hoà tan do mạch động xoáy (eddy fluctuations) trong một trường gradian vận tốc vĩ mô.

Sự phân tầng tỷ trọng và nhiệt trong các hồ và cửa sông giúp tăng sự phân tán bằng việc đảm bảo ổn định nước vào các tầng có tỷ trọng tương đương. Hình thái học tạo nên bởi sự pha trộn phân tán trong các sông cũng như các điểm chết, bờ kênh, và vực nơi mà diễn ra sự xáo trộn ngược. Khi khuếch tán rối làm cho một khối chất lỏng chứa chất hòa tan thay đổi vị trí thì khối chất lỏng sẽ đi vào khối nước với một vận tốc mới,có thể nhanh hơn hay chậm hơn. Điều này làm cho khối chất lỏng và độc chất hòa tan hòa trộn về phía trước hay phía sau so với các khối nước cạnh nó. Trong cửa sông, thủy triều tạo nên sự hòa trộn ở mức độ lớn. Sự hòa trộn này gọi là sự phân tán. Kết quả là dòng thông lượng độc chất hòa tan sẽ đi từ nơi



169

có nồng độ cao tới nơi có nồng độ thấp. Quá trình này tương tự với khuếch tán phân tử nhưng xuất hiện ở tốc độ nhanh hơn rất nhiều.

Hình 6-2. Sơ đồ biểu diễn gradian vận tốc khác nhau do ứng suất cắt

tại nơi phân cách nước – không khí, đáy – nước, bờ - nước

Trong các chương ở trên, nguyên lý cân bằng khối lượng trong khối thể tích kiểm tra được áp dụng. Sự lích lũy khối lượng trong phần thể tích kiểm tra luôn bằng khối lượng nguồn vào, trừ cho lượng ra của khối lượng đi ra, cộng hoặc trừ những phản ứng xuất hiện trong phần thể tích kiểm soát. Trong chương này, chúng ta sẽ xác định hai số hạng đầu tiên của quá trình lan truyền.

Lượng tích lũy = (lượng vào – lượng ra) ± các phản ứng (6.1)



170

6.2. CHUYEÅN TAÛI Sự lan truyền theo cơ chế chuyển tải là sự di chuyển của khối lượng được nạp vào trong một dòng chảy và đi từ điểm này đến điểm khác. Đối với một hóa chất di chuyển trong một dòng chảy hay ở sông, sự lan truyền theo cơ chế chuyển tải bằng tích của lưu lượng và nồng độ trung bình (phương trình (6.1)). Hình 6-4 minh hoạ sự di chuyển khối từ điểm a đến điểm b bởi chuyển tải.

J = u AC = QC (6.2)

Trong đó J là cường độ (tốc độ) xả thải trong một đơn vị thời gian (dưới đây gọi là tải lượng) có thứ nguyên là khối lượng/thời gian (MT-1), u là vận tốc dòng trung bình có đơn vị (m/s) LT-1, C là nồng độ có đơn vị ML-3 (mg/m3) và Q là lưu lượng thể tích có đơn vị L3T-1 (m3/s).

Trong tình trạng dòng chảy ổn định (δQ/δt = 0) và trạng thái ổn định (δC/δt = 0), khi đó tải lượng thải là hằng số theo thời gian. Khi lưu lượng dòng hoặc nồng độ là biến số theo thời gian thì tải lượng (sự lan truyền theo cơ chế tải của một khối lượng) cũng là hàm số theo thời gian. Khối lượng bên trong thể tích kiểm soát (Hình 6-4), ở bất kì lúc nào, có thể được viết như là nồng độ thời gian theo thể tích (V.C), trong đó V là thể tích có đơn vị L3 và C là nồng độ-ML-3. Sự thay đổi khối lượng theo thời gian do chuyển tải có thể được viết theo phương trình khác:

∆(VC) = (QaCa – QbCb)∆t (6.3)

∆Khối lượng = (tốc độ khối lượng dòng vào – tốc độ khối lượng dòng ra)∆t

Trong đó Ca là nồng độ đi vào khối thể tích kiểm tra và Cb là nồng độ rời khỏi khối thể tích kiểm tra. Chia cho Δt trong phương trình (6.3) ta nhận được:

( )bbaa CQCQ

tVC

−=Δ

Δ

Và phép chia tiếp theo cho V = AΔx và chuyển qua giới hạn khi Δx → 0, nhận được phương trình vi phân mô tả lan truyền theo cơ chế tải của khối lượng trong điều kiện thay đổi theo thời gian:

( )xA

QCtC

ΔΔ−

=ΔΔ

. (6.4)



171

( )xCu

xQC

AtC

∂∂

−=∂

∂−=

∂∂ .1 (6.5)

Trong đó, ∆x là khoảng cách tăng lên của khối thể tích kiểm tra và x là khoảng cách theo chiều dòng chảy. Số hạng cuối cùng của phương trình (6.4) ứng với điều kiện dòng chảy đều cho nên u = Q/A là vận tốc trung bình hằng số. Dấu (-) trong phương trình (6.4) và (6.5) là cần thiết để phản ánh nồng độ tăng lên trong thể tích kiểm tra nếu khối lượng dòng vào lớn hơn nhiều so với khối lượng dòng ra.

Hình 6-3. Dòng chảy trong kênh sông gây nên sự phân tán theo

phương ngang và dọc theo lòng dẫn

Hình 6-4. Chuyển động chuyển tải từ điểm a tới điểm b.

Phương trình (6.5) là mô tả toán học của chuyển tải khi tốc độ dòng và/hoặc nồng độ thay đổi. Đây là phương trình thay đổi theo thời gian



172

(chú ý rằng thời gian là đạo hàm phía bên trái của phương trình), tương phản với phương trình trạng thái dừng trong (6.2).

Khi một số điều kiện thay đổi theo thời gian, đôi khi cần thiết phải ước lượng tổng khối lượng đi qua một điểm trong khoảng thời gian cho trước. Điều này có thể thực hiện bằng cách lấy tích phân tốc độ xả thải khối lượng theo thời gian.

( ) ( )∫=1

0

..t

dttCtQM (6.6)

Trong đó M là tổng khối lượng và t là biến thời gian trong khoảng cần quan tâm (0 → t1 ). Nếu điều kiện dòng ổn định chiếm ưu thế (Q là hằng số đối với thời gian), thì phương trình (6.7) sau đây là một trường hợp đặc biệt:

( )dttCQMt

.1

0∫= (6.7)

Nếu sự thay đổi nồng độ theo thời gian có thể được mô tả bởi một phương trình toán học , thì có thể lấy tích phân trực tiếp phương trình.

Trên Hình 6-4, chất ô nhiễm gia nhập vào chất lỏng với vận tốc trung bình u. Gradian nồng độ được chỉ ra cạnh đó tỷ lệ với khoảng cách.

Bài tập 6.1 (tính chuyển tải của chất hòa tan). Tính thông lượng khối lượng trung bình (kg/ngày) của thuốc trừ sâu alachlor đi từ một điểm trong một con sông tiêu nước cho lưu vực nông nghiệp rộng lớn. Nồng độ trung bình của thuốc trừ sâu là 1.0 µg L-1, và dòng chảy trung bình là 50 m3/s. (không lưu ý tới chảy tràn).

Giải:

3

3 9

J = Q.C50m 1μg 1000 L kg 86400 sJ = = 4,3kg/ngày

s L m 10 μg d

Việc sử dụng nồng độ trung bình năm và tốc độ dòng trung bình hàng năm không cho phép tính tổng lượng xả thải hàng năm tại 1 điểm vì tốc độ dòng và nồng độ còn chịu ảnh hưởng của dòng chảy tràn.



173

6.3. KHUEÁCH TAÙN/ PHAÂN TAÙN Năm 1855, Fick công bố định luật đầu tiên của ông về khuếch tán dựa trên những nghiên cứu liên quan tới sự di chuyển của hóa chất trong môi trường chất lưu với điều kiện thụ động. Fick nhận ra có sự tương tự với định luật truyền nhiệt của Fourier. Khuếch tán phân tử xảy ra do sự dịch chuyển tịnh tiến, lúc lắc, quay tròn của các phân tử theo chất lưu, trong trường hợp này là nước. Đây là phản ứng tự phát một cách mạnh mẽ, và kết quả là tăng entropy. Fick xác định khối lượng chuyển đi bởi khuếch tán tỷ lệ với diện tích mặt cắt ngang dụng cụ và độ dốc của gradian nồng độ:

dxdCAJm ≈ (6.8)

Trong đó Jm là tốc độ biến đổi dòng thông lượng do khuếch tán, (có thứ nguyên là khối lượng/thời gian, được ký hiệu là MT-1). A là diện tích mặt cắt ngang, dC/dx là gradian nồng độ (có thứ nguyên là khối lượng/thể tích.độ dài, ký hiệu là ML-3L-1). Trong hình 6.5, nếu tăng diện tích mặt cắt ngang gấp đôi cho kết quả thông lượng sẽ tăng lên gấp đôi và nếu gradian nồng độ cũng tăng lên gấp đôi thì thông lượng cũng tăng tương tự.

Cần một hằng số tỷ lệ để thay đổi tính cân đối (phương trình (8)) vào phương trình sau:

dxdCDAJm .−= (6.9)

Từ đó định luật đầu tiên của Fick về khuếch tán có thể được viết trên cơ sở diện tích:

dxdCDFm −= (6.10)

Trong đó, D là hệ số khuếch tán phân tử (có thứ nguyên là độ dài2 /thời gian, ký hiệu là L2T-1), và tốc độ biến thiên thông lượng khối lượng có thứ nguyên là , ML-2T-1. Dấu trừ bên phải phương trình (6.9) và (6.10) là cần thiết để biến đổi 1 gradient nồng độ (-) sang 1 thông lượng (+) trong hướng x theo quy ước toán học. Chú ý rằng hệ số tỷ lệ D, hệ số khuếch tán phân tử, có đơn vị là L2T-1, … Hệ số khuếch tán phân tử là thuộc tính cơ bản của hóa chất và dung môi (nước). Các hệ số khuếch tán phân tử cho nhiều loại hóa chất trong nước đã được lập thành bảng trong cuốn Sổ tay Hóa học và Vật lý , và chúng có thể được ước lượng từ hóa chất và thuộc



174

tính nhiệt động lực. Ở mức độ 10-5 cm2s-1, hệ số khuếch tán phân tử cho biết sự di chuyển rất chậm của khối lượng. Khuếch tán phân tử xuất hiện trong tự nhiên khi chất hóa học vận chuyển qua các lớp biên phân tầng, mỏng, ví dụ như có thể xuất hiện ở mặt phân cách (khí – nước, trần tích – nước, phân tử – nước) hoặc ở nước đục do cặn.

Hình 6-5. Thí nghiệm về định luật 1 của Fick.

Trên Hình 6-5 thể hiện thí nghiệm về sự lan truyền khuếch tán từ a đến b. Bắt đầu thí nghiệm, t = 0, tất cả chất hoà tan trong ống nghiệm ở bên tay trái. Khi thí nghiệm bắt đầu, khối chất di chuyển tử khu vực nồng độ cao sang nồng độ thấp theo định luật Fick và khuếch tán cho đến khi trạng thái cân bằng được thiết lập.

Bài tập 6.2. (Tính khuếch tán phân tử của một hoá chất trong nước). Tính sự biến thiên thông lượng khối (mg/ngày) cho một hoá chất đang khuếch tán giữa hai ống nghiệm trong hình 6.5. Cho rằng hoá chất đó đang khuếch tán qua khoảng cách 10 cm với gradient nồng độ bằng -1 (mg L-

1cm-1). Cho biết hệ số khuếch tán và diện tích mặt cắt: D = 10-5 cm2s-1, A = 3.14 cm2.



175

Giải:

dxdCADJ ..−=

-5 22

3

10 cm -1mg L 86,400sJ = - 3,14cms Lcm 1000cm d

J = 0,00271 mg/ngày

Đây là tốc độ chậm đáng kinh ngạc vì sẽ mất khoảng 1 năm để vận chuyển 1 mg hoá chất nếu gradient nồng độ được duy trì là hằng số theo thời gian. (Thí nghiệm trong hình 6.5 thật sự đưa ra điều kiện trạng thái không xoáy).

Bài tập 6.3. (Khuếch tán phân tử qua màng mỏng)

Hệ số khuếch tán phân tử caffeine (C9H8O) trong nước là 0.63 x 10-5 (cm2s-1). Với 1.0 mgL-1 dung môi, tính thông lượng khối (mgs-1) qua màng ruột (diện tích: 0.1 m2) với một màng lỏng dày xấp xỉ 60 μm. Mất thời gian bao lâu để 1 mg cafe di chuyển qua 0.1 m2 ruột, với sự biến thiên thông lượng ở trên ?

Giải:

dCJ = -DAdx

-1ΔC = (0 -1,0)mg.L (giả thiết rằng trong ruột không có cafe)

Δx = 60μm -5 2 4 2

2-6 2 3

0,63 10 cm -1,0mg 1 10 cm L mJ = 0,1ms L 60 10 m 1m 1000cm 100cm

××

-1J = 0,00105 mgs

Khoi luongt =Toc do thong luong

s mint = 1mg = 15,9min0,00105mg 60s



176

luongthongdoTocluongkhoit =

s mint = 1mg = 15,9min0,00105mg 60s

6.3.1. Söï töông töï giöõa khoái löôïng, ñoäng löôïng vaø truyeàn nhieät

Năm 1877, Boussinesq lần đầu tiên đưa ra giả thiết về sự tương tự giữa tính chất lan truyền động lượng rối với sự truyền động lượng nhớt dòng chảy nhiều lớp. Giả thiết này cũng được Reynolds đề xuất vào năm 1894, sau khi thực hiện thí nghiệm nổi tiếng của ông vào năm 1883, trong đó ông đã chỉ ra số không thứ nguyên tới hạn (Re = 2300) cần thiết để thay đổi từ dòng chảy phân tầng thành dòng chảy rối trong ống dẫn:

udRe =ν

(6.11)

Trong đó Re là số Reynolds; u là vận tốc trung bình, (có thứ nguyên là LT-

1); d là đường kính ống dẫn (thứ nguyên là L); và v là độ nhớt động học, (thứ nguyên là L2T-1). Tính rối sẽ biến đổi động lượng như một lực rối/đơn vị diện tích (ứng suất biến dạng) tỷ lệ với gradian vận tốc thẳng đứng, như ứng suất biến dạng nhớt trong dòng chảy phân tầng, nhưng với hằng số tỷ lệ lớn hơn nhiều so với dòng chảy phân tầng. Trong bảng 6.1, ευ ⟩⟩ υ.

Hình 6.6 chỉ ra rằng lan truyền khối lượng, lan truyền nhiệt và lan truyền động lượng có thể xảy ra đồng thời và chúng tương tự như nhau. Tốc độ biến thiên của thông lượng trên một đơn vị diện tích bằng gradian động lực nhân với hằng số tỷ lệ đối với dòng chảy rối.

Bảng 6.1 đưa ra định nghĩa về các hằng số “tỷ lệ” trong ba quá trình vận chuyển tương tự này với điều kiện dòng chảy tầng hoặc rối. Tất cả các hằng số tỷ lệ có đơn vị giống nhau, L2T-1. Trong mỗi trường hợp vận chuyển rối, “hệ số tỷ lệ” lớn hơn nhiều so với tương ứng của dòng chảy tầng.



177

zu

v ∂∂

−ε

zt ∂∂

−θε

sedθ surfθ

zC

m ∂∂

ε−

Hình 6-6. Sự tương tự và lan truyền đồng thời của động lượng,

khối lượng và truyền nhiệt trong một dòng sông rối.

Bảng 6-1. Hệ số truyền khối, động lượng, và nhiệt

PHÂN TỬ/ CHẾ ĐỘ PHÂN TẦNG

CHẾ ĐỘ RỐI

Khối lượng D εm

Động lượng υ =μρ ευ

Nhiệt

pCk

ρ=α

εt



178

Trong đó

D = hệ số khuếch tán phân tử, L2T-1

εm = hệ số khuếch tán rối khối lượng, L2T-1

υ = độ nhớt động học, L2T-1

εv = độ nhớt xoáy, L2T-1

α = khuếch tán nhiệt, L2T-1

εt = khuếch tán nhiệt xoáy, L2T-1

µ = độ nhớt, ML-1T-1

ρ = mật độ khối, ML-3

k = hệ số của suất dẫn nhiệt, HL-1θ-1T-1.

mε >> D v tε >> ν ε >> α (6.12)

Sự tương tự giữa lan truyền khối lượng, động lượng, nhiệt truyền nhiệt là định tính rất có ích, nhưng thỉnh thoảng chúng đưa tới sai số trong mô hình về chất hoá học dưới nước. Tỷ số không thứ nguyên giữa khuếch tán nhiệt và hệ số khuếch tán khối lượng được gọi là số Lewis. Giá trị của nó xác định mức độ tương tự giữa truyền nhiệt và truyền khối. Đặc biệt với điều kiện rối, số Lewis có thể khác 1.0. Khi mô hình khối nhiệt được sử dụng để hiệu chỉnh mức độ hoà trộn trong mô hình cân bằng khối thì sai số có thể xảy ra nhưng nhìn chung thích hợp với thực tiễn. Những số không thứ nguyên liên quan tới độ nhớt động học đối với hệ số khuếch tán khối (số Schmidt) và độ nhớt động học với khuếch tán nhiệt (số Prandtl) cũng có thể khác 1.0 đồng thời ở cả truyền nhiệt và truyền động lượng.

Le = α /D, Sc = υ/D, Pr = α/ α (6.13)

Điều tương tự quan trọng cuối cùng là giữa khuếch tán rối và phân tán. Những quá trình này rất khác nhau về vật lý, nhưng cả hai đều là những quá trình hoà trộn và ở hoàn cảnh nào đó, chúng có thể diễn ra hình thức giống nhau. Đây là những quá trình hòa trộn và có thể được viết giống như phương trình (6.9) cho khuếch tán phân tử, nhưng hằng số tỷ lệ thì lớn hơn rất nhiều:

t mdCJ = -ε Adx

(6.14a)



179

ddCJ = -EAdx

(6.14b)

Trong đó, Jt là tốc độ biến thiên thông lượng khối lượng do khuếch tán rối có thứ nguyên là khối lượng/thời gian, (MT-1); εm là hệ số khuếch tán rối (hoặc khuếch tán rối), có thứ nguyên là L2T-1; Jd là tốc độ biến thiên thông lượng khối lượng do phân tán, (MT-1); và E là hệ số phân tán, (L2T-1). Các quá trình hoà trộn này có các bậc cường độ khác nhau giữa các hằng số tỷ lệ đối với phân tán, khuếch tán rối, và khuếch tán phân tử, nhưng chúng đều được biểu diễn với cùng một đơn vị và được sử dụng trong một dạng “định luật Ficks” của phương trình. Động lực trong mỗi trường hợp đều là gradian nồng độ, dC/dx. Các hệ số phân tán lớn hơn rất nhiều so với khuếch tán xoáy, khuếch tán xoáy lại lớn hơn nhiều so với hệ số khuếch tán phân tử:

E >> εm >> D (6.15)

Chú ý rằng hệ số khuếch tán phân tử D phụ thuộc vào chất lưu và thuộc tính của hoá chất, nhưng khuếch tán khối rối εm và hệ số phân tán E chỉ phụ thuộc vào chế độ dòng.

Tại mức độ khuếch tán rối hay phân tử, có nồng độ cục bộ mà chúng ta mô hình hóa không phải là trung bình theo không gian. Ngay khi xem xét sự phân tán do tương tác giữa khuếch tán và tải, thì đây là sự nồng độ trung bình theo không gian của khối nhiễm bẩn. Ví dụ, khi một người nói về hệ số hoà trộn Fischer theo chiều dọc bài toán một chiều (1-D) cho con sông, hoặc hệ số hoà trộn Taylor theo chiều dọc một chiều (1-D) cho ống dẫn, cần phải xem xét sự hòa trộn của nồng độ trung bình theo mặt cắt ngang.

6.3.2. Ñònh luaät thöù cuûa Fick

Định luật thứ 2 của Fick về khuếch tán được suy ra từ định luật khuếch tán thứ nhất áp dụng cho trạng thái không ổn định. Định luật thứ 2 cần thiết để dự báo nồng độ đối thay đổi theo thời gian ở bất cứ vị trí nào, như đường cong biểu thị thí nghiệm cho 2 cốc trong hình 6.5.

Bắt đầu từ định luật khuếch tán thứ nhất của Fick, chúng ta có thể viết dưới dạng phương trình sai phân (phương trình (6.16)) và sau đó đem chia cho thể tích tăng thêm, V = A.∆x (phương trình (6.17) và (6.18)):

xCDAJΔΔ

−= (6.16)



180

xCDA

tCV

ΔΔ

−=ΔΔ (6.17)

xxCD

tC

ΔΔΔ

−=ΔΔ (6.18)

0lim →Δt 2

2

xCD

tC

∂∂

=∂∂ (6.19)

Dấu (-) trong phương trình (6.18) chuyển sang dấu (+) khi đạo hàm lần thứ 2 được tính. Phương trình (6.19) là biểu thức toán học cho khuếch tán thay đổi theo thời gian – đây là một phương trình vi phân không gian tính toán cho nồng độ thay đổi theo không gian trong bài toán một chiều và thời gian. Định luật khuếch tán thứ nhất của Fick có thể áp dụng được ở bất kì nồng độ cao đến những nơi nồng độ thấp cho tới lúc đạt được trạng thái cân bằng, lúc đó gradient nồng độ là zero ở mọi nơi (nồng độ là hằng số với không gian và thời gian).

Phương trình (6.19) là phương trình vi phân theo không gian bậc 2 cho nên nó đòi hỏi hai điều kiện biên (một điều kiện cho mỗi bậc) và một điều kiện ban đầu để giải. Cách giải của phương trình (6.19) thì nhiều và thay đổi – có thể đề ra một cách giải khác cho mỗi tập hợp điều kiện biên và ban đầu. Phương trình hợp nhất (6.19) có thể được hoàn thành bởi phép biến đổi Laplacee hoặc bởi phương pháp sai số và thử, phụ thuộc vào điều kiện biên được đề ra. Với phương trình trạng thái dừng (phương trình (6.9), (6.13), và (6.14)), định luật thứ 2 cùa Fick có sự tương tự với những quá trình hòa trộn khác cho khuếch tán rối và phân tán, cho nên εm và E có thể được xem xét thế cho D trong phương trình (6.19) trong nhiều tình huống nào đó. Độc giả tham khảo những công trình khác của Fischer để bàn luận đầy đủ hơn về mặt hạn chế và lý thuyết của các hệ số của khuếch tán rối và phân tán.

Ví dụ 6.4: Định luật 2 của Fick – sự khuếch tán từ sự chất ô nhiễm trầm tích

Trong ví dụ này, lời giải theo định luật khuếch tán 2 của Fick được xem xét. Bài toán ở đây là tính toán sự khuếch tán rối theo phương thẳng đứng từ một nguồn hai chiều (một chất cặn ô nhiễm trong hồ) tới cột nước phủ phía trên. Điều kiện ban đầu (IC) là:

C(x) = 0 tại t = 0 (IC)



181

Và điều kiện biên (BC1) và (BC2) cho một hoá chất có khối lượng không thay đổi M khuếch tán vào cột nước nửa vô hạn (giai đoạn đầu khuếch tán).

C (+∞) = 0 với mọi t (BC1) +

-

M = Cdx∞

∞∫ (BC2)

Gợi ý: Lời giải cần tìm được đưa về tìm lời giải cho phương trình vi phân sau đây:

2

2

C C= Et x

∂ ∂∂ ∂

Từ lý thuyết phương trình truyền nhiệt ta biết rằng phương trình trên có nghiệm tổng quát là

1/2

A -xC = expt 4Et

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

Trong đó A là hằng số bất kì

Giải:

Đối với những ai không có kiến thức về phương trình vi phân đạo hàm riêng, có thể kiểm chứng bằng cách tính đạo hàm. Lấy đạo hàm từng phần theo thời gian và đạo hàm từng phần thứ cấp theo x

Sử dụng các bảng đầy đủ cho “đạo hàm sản phẩm” và eu:

( )d dv duuv = u - vdx dx dx

( ) ( )u ud due = edx dx

Đạo hàm từng phần theo thời gian là: 2 2-x -x-32

4Et 4Et21/2 2

C A x 1= e - At et t 4Et 2

⎡ ⎤⎛ ⎞∂ ⎛ ⎞⎢ ⎥⎜ ⎟⎜ ⎟∂ ⎝ ⎠⎝ ⎠⎢ ⎥⎣ ⎦

2-x24Et

5 32 2

C Ax A= - et 4Et 2t

⎛ ⎞∂⎜ ⎟⎜ ⎟∂ ⎝ ⎠



182

Đạo hàm riêng phần lần 2 theo khoảng cách thẳng đứng, x: 2

2

-x24Et

122

-x2 24Et

5 322 2

C C A -2xE = E ex x 4ETt

C Ax AE = - ex 4Et 2t

⎡ ⎤⎛ ⎞∂ ∂ ⎛ ⎞⎢ ⎥⎜ ⎟⎜ ⎟∂ ∂ ⎝ ⎠⎢ ⎥⎝ ⎠⎣ ⎦

⎛ ⎞∂⎜ ⎟⎜ ⎟∂ ⎝ ⎠

Kết quả này giống ∂C/∂t phía trên. Hằng số A được xác định từ điều kiện: 2+ + -x

4Et1

2- -

AM = C.dx = e .dxt

∞ ∞

∞ ∞∫ ∫

Sử dụng đồng nhất thức xác định hoàn chỉnh phía dưới, số mũ có dạng :

2 2+

-a x

0

1e dx = π2a

∞

∫

Trong đó:

1 1a = =4Et 2 Et

Ở mặt phẳng phản xạ ta có

-

M = Cdx∞

∞∫

Hay

0

1 M = Cdx2

∞

∫

2 2-x -x4Et 4Et

1 12 20 0

A 2AM = 2 e dx = e dxt t

∞ ∞

∫ ∫

12

2A 2 EtM = π = 2A πE2t



183

MA =2 πE

và 2-x

4EtMC = e2 πEt

Dưới sự ảnh hưởng của mức độ hoà trộn càng lúc càng lớn, xoáy nước có ảnh hưởng tới phân tử chất tan cho trước sẽ làm tăng tỷ lệ pha lẫn. Prandtl vào năm 1925 giới đưa ra khái niệm độ dài pha trộn, một phép đo khoảng cách trung bình của một phân tử chất lỏng có thể đi trệch đường nước trung bình. Khi một chất hòa tan dịch chuyển, nó được nạp vào các trạng thái khác nhau của các xoáy nước. Ở dòng chảy rối hoàn toàn, tất cả mức độ của xoáy nước đều hiện diện, từ những cái lớn nhất - có thể phù hợp trong những giới hạn không gian của môi trường vật lý - đến mức độ nhỏ nhất – do bởi các cấu trúc tản mạn. Trong đại dương, một dòng lớn như Gulf Stream di chuyển hàng ngàn dặm, có thể được quan sát như một xoáy nước dưới với những xoáy nước rối cực nhỏ trên các loại dụng cụ đo vi lượng (trắc vi kế).

Xác suất để một hoá chất tan được dung nạp bởi các xoáy nước lớn dần tăng theo thời gian và mức độ của vấn đề. Richardson đề nghị rằng khuếch tán xoáy ngang trong đại dương tăng theo chiều dài chất tan mũ 4/3 năng lượng.

εm = 0,01 L4/ 3 (6.20)

trong đó εm là khuếch tán xoáy khối, cm2s-1; và L là phạm vi chiều dài của luồng được đo bằng cm; 0.01 là hằng số tỷ lệ có đơn vị trong hệ thống cgs. Với những điều kiện trên, phương trình khuếch tán trở thành:

( )2

m 2

C C= ε xt x

∂ ∂∂ ∂

(6.21)

Phương trình (6.1) được trình bày trong phần đầu chương mô tả sự cân bằng khối lượng cho một thể tích kiểm soát; phương trình (6.5) là mô tả sự lan truyền do tải; và phương trình (6.19) đưa ra sự lan truyền do khuếch tán. Trong phần tiếp theo, chúng ta sẽ tìm hiểu về các phương trình toán học chuyển tải – phân tán.



184

Hình 6-7. Sự phân tầng nhiệt trong hồ và giả thiết về sự pha trộn

giữa hai lớp nước trong hồ.

6.3.6. Phöông trình taûi vaø phaân taùn

Phương trình cơ bản mô tả chuyển tải và phân tán của chất hoà tan chủ yếu dựa trên định luật bảo toàn khối lượng và định luật Fick.

Tốc độ thay đổi khối lượng trong thể tích kiểm tra

=

Tốc độ thay đổi khối lượng trong thể tích kiểm tra do chuyển tải

+

Tốc độ thay đổi khối lượng trong thể tích kiểm tra do khuếch tán

_

Tốc độ biến đổi phản ứng chuyển hóa (suy biến)



185

tC∂∂ =

ii x

Cu∂∂

− + i

ii x

CEx ∂

∂∂∂ - (6.22)

Trong đó,

- C = nồng độ, ML-3 (khối lượng/độ dài3)

- T = thời gian, T

- ui = vận tốc trung bình theo hướng i, LT-1

- xi = khoảng cách theo hướng i, L

- R = tốc độ phản ứng chuyển hóa, ML-3T-1

Et là hệ số khuếch tán theo phương t. Fick cho rằng sự phân tán do dòng chảy rối trong kênh mở rối tương tự với khuếch tán phân tử. Hệ số phân tán theo phương x, y, z được giả thiết bằng hằng số: Ex, Ey, Ez. Khi đó phương trình nhận được trong tọa độ Đề các là:

2 2 2

x y z x y z2 2 2

C C C C C C C+ u + u + u = E + E + E - Rt x y z x y z

∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂ ∂

(6.23)

Nghiệm của phương trình (6.23) phụ thuộc vào giá trị của Ex, Ey, Ez và điều kiện ban đầu và điều kiện biên. Nhiều tác giả khác nhau đã tìm lời giải cho phương trình (6.23) trong trường hợp hệ số phân tán E theo phương x, y, z là các hằng số.

Với điều kiện dòng chảy không ổn định, vận tốc theo phương dòng chảy có thể thay đổi theo không gian và thời gian. Phương trình tải – phân tán cho một con sông một chiều có dạng

( ) ( ) ARxCEA

xxQC

tAC

−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+∂

∂−=

∂∂ (6.24)

Trong đó:

Q = lưu lượng thể tích, L3T-1

A = diện tích mặt cắt ngang, L2

Để giải phương trình (6.24) theo phương pháp giải tích yêu cầu phải có các mối quan hệ hàm số chính xác (và đơn giản) cho A, Q, và E, nhưng trong thực tiễn phương trình chuyển động không đều được giải bằng phương pháp số, và nó được kết hợp với giải số dòng chảy kênh – mở như trong phương trình St. Venant:



186

iqbx

Qtx

z 11+

∂∂

−=∂∂ (6.25)

fSagxA

AQ

xQ

AQ

xzgA

AbQ

tQ ..2

2

2

2

2

−∂∂

+∂∂

−∂∂

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−=

∂∂ (6.26)

2

2

8 AQ

AP

gfS f = (6.27)

Trong đó

- b là độ rộng của kênh hở tại mức nước, L

- f - tham số ma sát Darcy – Weisbach (tham số không thứ nguyên)

- g - gia tốc trọng trường (L2T-1)

- P - chu vi mặt cắt ướt (L)

- qi - dòng chảy vào theo phương ngang (L2T-1)

- Q - lưu lượng (L3T-1)

- Z - độ cao tuyệt đối so với mặt nước (L).

Nếu vận tốc và diện tích mặt cắt ngang của con sông gần bằng hằng số theo thời gian (dòng chảy đều) nhưng tăng theo khoảng cách chiều dọc kênh sông, phương trình (6.24) có thể viết đơn giản như sau:

( ) RxCEA

xAxQC

AtC

−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

∂∂

+∂

∂−=

∂∂ 11 (6.28)

Chú ý rằng diện tích mặt cắt ngang A và lưu lượng Q được phép thay đổi theo khoảng cách trong phương trình (6.28), nhưng diện tích mặt cắt ngang và vận tốc không còn là hàm số theo thời gian như bên trái phương trình (6.24).

Dạng đơn giản nhất của phương trình chuyển tải – phân tán cho các con sông một chiều được viết ra trong phương trình (6.29) khi A, Q, và E đều là hằng số với thời gian và khoảng cách.

RxCE

xCu

tC

xx −∂∂

+∂∂

−=∂∂

2

2

(6.29)



187

Phương trình (6.29) có thể không chính xác với nhiều ứng dụng mô hình nơi mà vận tốc con sông và hệ số phân tán thay đổi theo khoảng cách dọc theo dòng chảy, nhưng có thể hữu dụng nếu áp dụng cho từng đoạn của con sông ở đó ux và Ex là hằng số. Có thể chia con sông ra thành những đoạn ở đó dòng chảy có thể coi là hằng số; và ở một số đoạn có thể được đưa vào nguồn thải điểm.

6.3.4. Nghieäm giaûi tích cuûa phöông trình chuyeån taûi – phaân taùn

Bột màu thường được sử dụng để xác định tính chất chuyển động của một khối nước tự nhiên. Xả thải muối và các chất đồng vị bền vững cũng được sử dụng để phân tích chuyển động. Chuyển tải và phân tán của bột màu (vạch) trong trường vận tốc ba chiều dưới điều kiện không đẳng hướng (khuếch tán thay đổi trong mỗi hướng) đã được giải quyết. Nghiệm phương trình (6.23) trong trường hợp không lưu ý tới phản ứng trong phạm vi vô hạn là:

( ) ( ) ( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧ −

+−

+−

−=tEtuz

tEtuy

tEtux

tEtEtE

MCz

z

y

y

x

x

zyx2222

1exp)2()2()2(2

222

21

21

21

23

π(6.30)

Nếu bột màu được hoà trộn đều theo độ sâu, phương trình 3-D (3 chiều) có thể được thay thế bởi nghiệm hai chiều sau đây:

( ) ( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧ −

+−

−=tEtuy

tEtux

tEtE

MCy

y

x

x

yx222

1exp)2()2(2

22

21

21

π (6.31)

6.3.5. Heä soá phaân taùn theo chieàu roäng cuûa con soâng

Liu sử dụng công trình của Fischer để phát triển một biểu thức tính toán hệ số phân tán theo chiều dọc trong sông và suối (Ex, có đơn vị là chiều dài bình phương độ dài /thời gian):

3*

2

*

32

DUQ

AUBuE x

xβββ == (6.32)

Trong đó, Liu định nghĩa như sau:

β= 0,5 U*/ux

D = độ sâu trung bình, L

B = độ rộng trung bình, L http://www.ebook.edu.vn


188

U* = vận tốc dịch chuyển đáy, LT-1

ux = vận tốc trung bình dòng chảy, LT-1

A = diện tích mặt cắt ngang, L2

QB = lưu lượng chảy vào sông, L3T-1

β không phụ thuộc vào hình thái dòng chảy nhưng phụ thuộc vào độ nhám đáy (đây là một hệ số không thứ nguyên). Dựa trên dữ liệu tồn tại của Ex trong các dòng, giá trị của Ex có thể được tiên đoán bởi 1 trong 6 hệ số ở phương trình (6.32). Vận tốc dịch chuyển đáy liên hệ với hệ số ma sát đáy và vận tốc trung bình dòng:

20* 8 xufU ==

ρτ (6.33)

Trong đó:

τo = ứng suất dịch chuyển đáy, ML-1T-2

f = hệ số ma sát ≈ 0,02 (hệ số Darcy – Weisbach) cho dòng chảy tự nhiên, rối.

ρ = tỷ trọng của nước, ML-3

6.3.6. Heä soá phaân taùn ngang cuûa soâng

Elder đưa ra phương trình sau để dự đoán hệ số phân tán ngang (lateral dispersion coefficient), Ky:

Ey = φDU* (6.34)

Trong đó φ bằng 0,23. Giá trị Ư = 0,23 đưa ra do thí nghiệm trong những máng dài, rộng.

Nhiều tác giả đã nghiên cứu tỉ mỉ giá trị của φ trong các máng thí nghiệm và các dòng chảy tự nhiên. Sayre, Sayre và Chang đã đưa ra kết quả là φ = 0,17 trong máng thí nghiệm thẳng. Yotsukura và Cobb, Yotsukura và Sayre đưa ra các giá trị của φ cho các dòng tự nhiên và kênh đào tưới tiêu thay đổi từ 0,22 đến 0,65, với hầu hết giá trị nằm gần khoảng 0,3. Những người khác thì ghi nhận giá trị của φ trong khoảng 0,17 đến 0,72. Các giá trị cao hơn của φ là cho các sông chảy nhanh và các chỗ uốn cong. Kết luận như sau: (1) dạng phương trình (6.34) là đúng trong việc dự đoán Ey nhưng φ thì có thể thay đổi; (2) ứng dụng thuyết của Fick vào lý thuyết



189

phân tán ngang là đúng cho tới khi không có các dòng chảy ngang đáng kể trong luồng nước.

Okoye xác định φ một cách chi tiết hơn bằng cách sử dụng hệ số tương quan, λ = D/B, tỷ số của độ sâu/độ rộng dòng chảy. Ông ta phát hiện ra φ giảm từ 0,24 đến 0,093 khi λ tăng từ 0,015 đến 0,200.

Hiệu ứng tác động của độ uốn cong trong kênh nước lên Ey là đáng kể. Yotsukura và Sayre đã tìm ra rằng φ thay đổi từ 0,1 đến 0,2 đối với kênh nước thẳng; từ 0,6 tới 10 ở con sông Missouri; và từ 0,5 đến 2,5 trong các khe cong trong phòng thí nghiệm. Fischer ghi nhận những giá trị φ cao hơn cũng được tìm thấy ở gần bờ sông.

6.3.7. Heä soá phaân taùn thaúng ñöùng cuûa soâng

Có rất ít công trình thí nghiệm trên hệ số phân tán thẳng đứng, Kz, Jobson và Sayer đưa ra giá trị số của các phần tử chất lưu được đánh dấu:

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −κ=

Dz1z.U.E *z (6.35)

Cho một phân phối vận tốc thẳng đứng logarit, trong đó z là độ sâu thẳng đứng, ĸ là hệ số von Karman – xấp xỉ 0,4. Phương trình (6.35) phù hợp với dữ liệu thí nghiệm.

6.3.8. Khueách taùn xoaùy thaúng ñöùng trong hoà

Hoà lẫn theo chiều thẳng đứng trong hồ không giống như trong sông. Thuật ngữ “khuếch tán xoáy” thường được sử dụng để mô tả hệ số khuếch tán rối cho các chất tan trong hồ. Độ phân tầng hoá chất và nhiệt cung cấp giới hạn cho mức độ hoà lẫn phương thẳng đứng trong hồ, và khuếch tán xoáy thường thấp nhất tại những điểm dị nhiệt.

Nhiều tác giả so sánh tương quan giữa khuếch tán xoáy thẳng đứng trong hồ có phân tầng với độ sâu trung bình, tần số ổn định. Mortimer lần đầu tiên so sánh hệ số khuếch tán thẳng đứng với độ sâu trung bình của hồ. Ông đã tìm ra mối liên hệ sau:

Ez = 0,0142 Z1,49 (6.36)

Trong đó,

- Ez = khuếch tán xoáy thẳng đứng, m2d-1

- Z = độ sau trung bình, m http://www.ebook.edu.vn


190

Khuếch tán xoáy thẳng đứng có thể được tính từ số liệu nhiệt độ bằng cách giải cân bằng nhiệt thẳng đứng hoặc bằng phương pháp ước lượng đơn giản hoá của Edinger và Geyer. Schnoor và Fruh chứng minh rằng sự khoáng hoá và xả thải các chất tan từ chất lắng kị khí có thể sử dụng để tính toán khuếch tán xoáy. Cách tiếp cận này tránh được vấn đề cho rằng nhiệt (nhiệt độ) và khối lượng (chất hoà tan) sẽ hoà lẫn với cùng hằng số tốc độ, nghĩa là khuếch tán xoáy phải tương đương với dẫn xuất xoáy. Dưới đây đưa ra tóm tắt hệ số phân tán và độ lớn của chúng:

Bảng 6-2. Các hệ số phân tán theo các điều kiện khác nhau

ĐIỀU KIỆN HỆ SỐ PHÂN TÁN, CM2S-1

Khuếch tán phân tử

Trầm tích rắn

Trầm tích bioturbated

Hồ – theo phương thẳng đứng

Sông lớn – theo phương ngang

Sông lớn – dọc theo lòng sông

Cửa sông – dọc theo lòng sông

10-5

10-7- 10-5

10-5 – 10-4

10-2 – 10

102 – 103

104 – 106

106 – 107

Bảng 6.2 đưa ra tóm tắt hệ số phân tán theo chiều dọc theo dòng chảy cho dòng chảy trong kênh và sông. Phạm vi các giá trị khá rộng phản ánh sự khác biệt của hệ số phân tán dọc, đặc tính hình thái và thủy văn ảnh hưởng đến quá trình trộn lẫn. Tham khảo các quá trình trộn lẫn trong nước tự nhiên thì tốt nhất là của Fischer.

Bảng 6-3. Tóm tắt hệ số phân tán đo được trong dòng chảy

KHÚC ĐỘ ĐỘ U* ĐỘ DỐC VẬN TỐC HỆ SỐ



191

SÂU

m

RỘNG

m CM S-1

MS-1

(LƯU LƯỢNG M3 S-1)

PHÂN TÁN DỌC

THEO DÒNG CHẢY M2S-1

Kênh Chiago 8,07 48,8 1,91 3

Sông Sacram 4,00 5,1 15

Sông Derwent, Australia

0,25 14 4,6

Sông South Platte 0,46 6,9 16,2

Kênh Yuma Mesa 3,45 3,45 0,786

Sông Green-Duwamish, WA

1,10 20 4,9 6,5 – 8,5

0,49 16 8 20

0,85 18 10 21

0,49 16 8 9,5

Cooper Creek, VA

0,40 19 11,6 9,9

0,85 47 6,7 14

2,10 60 10,4 54

Sông Clinch, TN

2,10 53 10,7 47

Sông Powell, VA 0,85 34 5,5 9,5

Sông Cinch ,VA 0,58 36 4,9 8,1

Kênh Coachella, CA

1,56 24 4,3 9,6

35,1 0,0006 0,11 (2,41) 4,6

36,6 0,21 (5,21) 13,9

Sông Monocacy, MD

47,6 0,38 (18,41) 37,3

15,9 0,0001 0,20 (1,98) 9,3 Lạch Antietam, MD

19,8 0,27 (4,36) 16,3

24,4 0,42 (8,92) 25,6



192

182,9 0,0002 0,91 (397,50) 4644,7

201,2 1,2 (911,92) 836,4

Sông Mssouri, NB-1A

196,6 1,48 (934,58) 1,487.0

47,3 0,0006 0,21 (9,20) 13,9

53,4 0,44 (50,98) 46,5

Sông Cinch,TN

59,5 0,56 (84,96) 55,8

19,8 0,0005 0,21 (2,44) 13,9

25,9 0,34 (8,21) 32,5

Bayou Anococo, LA

36,6 0,40 (13,45) 39,5

64,0 0,68 (32,57) 34,9 Sông Nooksack, WA

86,0 0,0098 1,3 (303,03) 153,3

Wind/Bighorn 67,1 0,0013 0,89 (59,33) 41,8

Sông WY 68,6 1,56 (230,81) 162,6

Sông Elkhorn, NB 32,6 0,00073 0,34 (4,25) 9,3

25,0 0,00355 (14,16) 13,9 Sông John Day, OR

34,1 0,00135 (69,10) 65,1

12,5 0,00078 0,23 (0,99) 7,0 Sông Comite, LA

15,9 0,35 (2,41) 13,9

36,6 0,00061 0,24 (8,64) 23,2 Sông Amite, LA

0,36 (14,16) 30,2

42,4 0,00015 0,57 (118,95) 316,0 Sông Sabine, LA

127,4 0,65 (389,41) 669,1

Sông Yadkin, NC 70,1 0,00044 0,44 (70,80) 213,8

13,4 0,00083 0,30 (3,96) 13,9 Lạch Muddy, NC

19,5 0,38 (10,62) 32,5

Sông Sabine, TX 35,1 0,00018 0,18 (7,36) 39,5

Sông White, IN 67,1 0,00036 0,30 (12,74) 30,2

Chattahoochee, GA 65,5 0,0052 0,34 32,5



193

Susquehanna, PA 202,7 0,00032 92,9

0,285 11,28 5,5 0,33 2,22

0,3 8,6 6,6 0,342/1,02

0,29 10,53 6,2 0,368/1,02 5,66

Miljacka, Ml

0,295 12,0 49 0,332/1,02 0,07

(0,3) (0,0125) 0,12

(0,45) (0,0125) 0,48

(0,30) (0,0125) 0,12

(0,42) (0,0125) 0,15

(0,72) (0,0133) 0,24

(0,82) (0,0136) 0,31

Uvas, CA

(2,08) (0,0140) 0,40

(Nguồn [3])

Hệ số phân tán thẳng đứng trong hồ (phân tán xoáy) thường được xác định bằng phương pháp khối nhiệt hoặc phương pháp của McEwen. Bảng 6-3 đưa ra các giá trị hệ số phân tán theo phương thẳng đứng cho các hồ phân tầng khác nhau tại các lớp chuyển đổi tầng nhiệt (thermocline – khi nhiệt độ có sự thay đổi đột ngột). Bảng 6-4 trình bày giá trị của hệ số phân tán thẳng đứng trung bình cho cả cột nước. Phân tán thẳng đứng là một hàm số của độ sâu và hình thái của hồ, hướng gió, cách ly năng lượng mặt trời, xâm nhập ánh sáng, và nhiều yếu tố khác.

Bảng 6-4. Hệ số phân tán thẳng đứng cho các hồ phân tầng ngang qua lớp dị nhiệt

VỊ TRÍ THÁNG

PHÁT TÁN THEO CHIỀU ĐỨNG

ĐỘ SÂU LỚP DỊ NHIỆT

DỮ LIỆU TỪ

4 0,71 5 Nhiệt độ Hồ Zurich, Thụy Sĩ

5 0,14 10 Nhiệt độ

6 0,064 10 Nhiệt độ



194

7 0,039 12,5 Nhiệt độ

8 0,026 10 Nhiệt độ

9 0,020 10 – 12,5 Nhiệt độ

10 0,074 20 Nhiệt độ

Hồ Greifenee 0,25 10 PO3-4

5 0,0021 9 Nhiệt độ

6 0,08 8 Nhiệt độ

7 0,003 7 - 9 Nhiệt độ

8 0,08 7 - 9 Nhiệt độ

9 0,0013 9 Nhiệt độ

6 0,08 7 222Rn

8 0,09 6 Rn

9 0,05 9,5 Rn

Hồ Baldeggersee

10 0,05 9,5 Rn

5 0,04 11,5 Nhiệt độ

6 0,09 10,5 Nhiệt độ

7 0,03 11,5 Nhiệt độ

8 0,005 11,5 Nhiệt độ

9 0,008 12,5 Nhiệt độ

Hồ Onondaga, NY

10 0,015 - Nhiệt độ

Hồ Baikal 2,5 – 2,7 Nhiệt độ

Hồ Tahoe, NV 0,178 Nhiệt độ

Hồ Ontario 0,125, 0,036 Nhiệt độ

Hồ Cayuga, NY 0,178, 0,25 Nhiệt độ

Hồ Luzern, Thụy Sĩ 0,10 Nhiệt độ

Hồ Zurich, Thụy Sĩ 0,03 Nhiệt độ

Hồ Washington, WA 0,03 Nhiệt độ



195

Hồ Tiberias, Israel 0,063 Nhiệt độ

Hồ Sammamish, WA 0,01 Nhiệt độ

Hồ ELA 305, Ontario 0,025 Nhiệt độ

Hồ Mendota, WI 0,003 Nhiệt độ

Hồ Linsley, CT 0,004 Nhiệt độ

Hồ ELA 240, Ontairo 0,003 Nhiệt độ

Hồ ELA 227, Ontairo 0,253 Nhiệt độ

Hồ Cayuga, NY 0,011 21 Nhiệt độ

7 0,0091 6 Nhiệt độ

7 0,0069 6 Nhiệt độ

7 0,015 7 Nhiệt độ

7 0,0042 7 Nhiệt độ

8 0,0004 9 Nhiệt độ

8 0,0062 9 Nhiệt độ

8 0,0041 9 Nhiệt độ

8 0,0061 9 Nhiệt độ

8 0,0036 9 Nhiệt độ

8 0,0076 9 Nhiệt độ

Hồ Castle, CA

9 0,0077 9 Nhiệt độ

Hồ ELA 227, Ontairo 0,0017 8 Tritium

Hồ ELA 224, Ontairo 0,018 18 Tritium

Hồ Valencia, Venezuela 0,114 20 Nhiệt độ

Hồ Erie 0,21 16 3δ He

(Nguồn [3])

Để làm mô hình cho các chất gây ô nhiễm hóa học kị nước hấp thụ mạnh vào trầm tích thì yêu cầu phải có kiến thức về tốc độ xả thải và khuếch tán trầm tích bị nhiễm vào trong nước phía trên. Các vạch sóng vô tuyến - xuất hiện trong tự nhiên và từ việc thử bom - đã được sử dụng thành công



196

trong việc phân tích tốc độ khuếch tán của nước chứa trầm tích. Bảng 6-5 đưa ra vài giá trị tìm thấy trong tài liệu. Hầu hết hệ số khuếch tác của nước chứa trầm tích cùng bậc với hệ số khuếch tán phân tử (~ 10-5 cm2s-1) hoặc nhỏ hơn.

Bảng 6-5. Hệ số phân tán thẳng đứng trung bình cho cả hồ

VỊ TRÍ THÁNG HỆ SỐ PHÁT TÁN ĐỨNG

(CM2S-1)

DỮ LIỆU TỪ

Hồ Eric 0,58 3δ He

Hồ Huron 1,16 3δ He

Hồ Ontario 3,47 3δ He

Hồ Wellington reservoir, Australia

1,00 Nhiệt độ

Hồ White, MI 0,4 PO3-4

2 – 4 0,18 Nhiệt độ

5 -6 0,12 Nhiệt độ

Hồ LBJ, TX

7 -1 0,01 Nhiệt độ

Hồ Eric Trung bình 15 Tritium

Hồ Huron Không xếp tầng 1,16 Tritium

Không xếp tầng 102 Nhiệt độ Hồ Eric

Xếp tầng 0,05 – 0,25

Hồ Cayura 2,31 Nhiệt độ

Hồ Greifensee 4 0,2 222Rn

(Nguồn [3])



197

Bảng 6-6. Hệ số phân tán của nước mờ do cặn lắng trong khe

VỊ TRÍ PHÂN TÁN THEO CHIỀU ĐỨNG DỮ LIỆU TỪ

Hồ White 2×10-6

4×10-6 90Sr Hồ Eric

2×10-5 137Cs

2×10-5 90Sr

2×10-6 90Sr

Hồ Ontairo

2×10-5 137Cs

2×10- 240Pb Vịnh Green, Hồ Michigan

26.3×10-9 240Pb

10-10 230Th

10-9 226Ra

Hồ Greifensee

0.8×10-5 222Rn

(Nguồn [3])

6.4. SÖÏ PHAÂN OÂ

6.4.1. Löïc choïn moâ hình lan truyeàn chaát

Có thể ước lượng tầm quan trọng tương đối của sự chuyển tải so với sự phân tán bằng số Peclet:

Pe = uL/E (6.37)

Trong đó

- Pe = số Peclet, không thứ nguyên

- u = vận tốc trung bình, LT-1

- L = chiều dài đoàn, L

- E = hệ số phân tán, L-2T-1

Nếu số Peclet lớn hơn rất nhiều so với 1,0, chuyển tải chiếm ưu thế ; nếu nó nhỏ hơn nhiều so với 1,0, phân tán chiếm ưu thế trong việc vận chuyển các chất ổn định và hòa tan.



198

Nếu tốc độ chuyển động đáng kể, số phản ứng có thể sẽ hữu dụng :

Rxn No = kE/u2 (6.38)

Trong đó k là hằng số tốc độ phản ứng bậc 1, T-1. Nếu số phản ứng nhỏ hơn 0.1, chuyển tải chiếm ưu thế và mô hình với cách tiếp cận nút là phù hợp. Nếu số phản ứng > 10, phân tán sẽ điều khiển lan truyền và hệ thống về cơ bản là hòa trộn hoàn toàn. Mặt khác, dòng chảy nút với mô hình phân tán hay một số ô trong chuỗi sẽ mô phỏng tốt nhất cho khối nước nguyên mẫu.

6.4.2. Söï ngaên oâ vaø moâ hình hoäp

Sự phân ngăn ám chỉ đến sự phân khúc của hệ sinh thái thành những hộp “hòa lẫn hoàn toàn” khác nhau của giao điểm và thể tích đã biết. Giao điểm giữa các phần phân chia được tái tạo bằng phân tán rộng hoặc dòng chảy ngược bằng nhau giữa các phân chia. Phân ngăn là một giả định thường gặp trong mô hình ô nhiễm nặng vì giả định hòa lẫn hòan toàn làm biến đổi tập hợp của phương trình vi phân theo không gian (trong thời gian và không gian) sang một tập hợp của phương trình vi phân thông thường (chỉ theo thời gian thôi). Tuy nhiên, có thể khôi phục thông tin không gian thô băng cách đưa ra các phân ngăn nối liền.

Một phân ngăn dòng chảy hoà lẫn hoàn toàn chứa đựng chất lưu hoà lẫn lí tưởng trong đó sự khuếch tán là rất lớn nên không tồn tại gradient nồng độ ở trong phân ngăn. Điều này phù hợp với giả định Ex,y,z = ∞. Phương trình vi phân đạo hàm riêng 3-D (6.23) trở nên đơn giản hơn rất nhiều, và dẫn đến dạng phương trình vi phân thông thường với các dòng chảy ngược trao đổi giữa các phân ngăn.

TÍCH LŨY KHỐI

LƯỢNG TRONG PHÂN

NGÂN J

KHỐI LƯỢNG DÒNG TỚI J

DÒNG VÀO

PHÂN TÁN TỚI

J

KHỐI LƯỢNG DÒNG

RA TỪ J

DÒNG RA

PHÂN TÁN TỪ

J

BIẾN ĐỔI

PHẢN ỨNG

TRONG J

dtdC

V jj

= ∑=

n

1kkk.j CQ

+ ∑=

n

1kk

'jkCQ

_ ∑=

n

1kjj.k CQ

_ ∑=

n

1kj

'kjCQ

_ jjVkC

jj

n

1kj

'kj

n

1kjj.k

n

1kk

'jk

n

1kkk.j

jj VkCCQCQCQCQ

dtdC

V −−−+= ∑∑∑∑====

(6.39)



199

Trong đó

- Vj = thể tích ô (phân ngăn), L3

- Cj = nồng độ trong ô j, ML-3

- T = thời gian, T

- n = số lượng ô kề với ô j - Qj.k = dòng vào từ ô k tới ô j, L3T-1

- Ck = nồng độ trong ô k, ML-3

- Q = dòng phân tán từ ô k tới ô j, L3T-1

- Qkj = dòng ra từ ô j tới ô k, L3T-1

- Q’kj = dòng phân tán từ ô j tới ô k, L3T-1

- K = hằng số tốc độ tựa bậc nhất cho sự biến đổi, T-1

- Q’jk = Q’kj : ma trận đối xứng với đường chéo = O

- Phương trình (6.39) có thể được viết ở các số hạng của hệ số phân tán:

( )jj

n

k kj

jkkjkjn

kjjk

n

kkkj

jj VkC

lCCAE

CQCQdt

dCV −

−+−= ∑∑∑

=== 1 .

..

1.

1.

. (6.40)

Trong đó

- E’ = hệ số phân tán rộng, L2T-1

- Ajk = diện tích mặt tiếp xúc giữa các phân ngăn, L2

- ljk = khoảng cách giữa các điểm giữa của các phân ngăn, L

6.5. MOÂ HÌNH HOÙA CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC HOÀ

6.5.1. Môû ñaàu

Mô hình hóa chất lượng nước trong hồ (lake) và hồ chứa (reservoir) có sự khác biệt so với mô hình hóa chất lượng nước sông, cửa sông hoặc bờ biển. Tuy mục đích sử dụng của nước hồ tương tự nước sông như cung cấp các tiện nghi, thủy sản và cấp nước, nhưng những đặc điểm môi trường của hồ chứa tạo nên sự khác biệt rất lớn so với kênh sông nơi có dòng chảy.



200

Hồ được định nghĩa là thủy vực giới hạn bởi bờ, có thể khép kín hoặc không khép kín. Theo độ sâu hồ được chia thành hai loại: hồ nông và hồ sâu. Hồ nông có độ sâu dưới 7 m có điều kiện quang hợp tốt; khả năng phú dưỡng cao. Hồ sâu có độ sâu trên 7 m nơi chế độ phân tầng về nhiệt độ, chất dinh dưỡng và oxy rõ rệt. Các nghiên cứu về hồ, hồ chứa cho thấy:

− Hồ và hồ chứa ít nhận các nguồn thải hữu cơ (đủ lớn) để gây nên sự thiếu hụt oxy nghiêm trọng.

− Hồ và hồ chứa có thời gian lưu lâu hơn so với sông, điều này làm tảo phiêu sinh chiếm ưu thế.

− Thời gian phản ứng lại sự ô nhiễm trong hồ chứa lâu hơn so với dòng chảy.

− Về cơ bản, chất lượng nước trong hồ biến thiên theo chiều sâu.

Phần lớn mô hình hồ và hồ chứa đều liên quan tới sự phân tầng nhiệt và phú dưỡng, sự quan tâm về BOD/DO có vị trí quan trọng thứ hai, tảo được quan tâm nhiều hơn so với vi khuẩn.

Hồ được phân chia theo ba mức dinh dưỡng: hồ nghèo dinh dưỡng (oligotrophic), hồ trung bình (mezotrophic), hồ giàu dinh dưỡng (eutrophic). Tốc độ dòng luôn đổi hướng và giá trị, dòng chảy chủ đạo trong hồ do gió và nguồn nước bổ cập tạo nên.

6.5.2. Caùc tính chaát ñaïc tröng cuûa hoà

Theo sự phân tầng nhiệt độ, hồ chia thành ba tầng /[3]/. Tầng mặt (epilimnion): sâu từ vài centimét đến vài mét. Nhiệt độ nước trong tầng này phụ thuộc vào nhiệt độ khí quyển và thay đổi theo thời gian. Về mùa hè nhiệt độ thường thấp hơn nhiệt độ khí quyển một vài độ. Về mùa đông thì ngược lại nhiệt độ nước trong hồ cao hơn nhiệt độ môi trường bên ngoài. Tầng giữa (metalimnion): phân cách giữa tầng mặt và tầng đáy. Chiều sâu trên 2 mét. Trong tầng này nhiệt độ thay đổi đột ngột theo chiều sâu. Tầng đáy (hypolimnion) là tầng ổn định, không có sự xáo trộn do gió.

Chế độ ôxy trong hồ bao gồm hai quá trình chính là hô hấp của sinh vật (tiêu thụ oxy) và quá trình quang hợp: làm tăng oxy. Quá trình này phụ thuộc độ sâu của hồ. Ngoài ra, cũng cần lưu ý đến sự tiêu thụ oxy của bùn đáy.

Đối với hồ cần lưu ý tới sự phân bố các chất trong hồ gồm: http://www.ebook.edu.vn


201

- Sự phân bố vật chất theo tầng nước trong hồ phụ thuộc vào chiều sâu đáy và diện tích bề mặt hồ.

- Thông thường nồng độ chất bẩn giảm dần từ ven bờ ra giữa hồ.

- Phía trong bờ, các thực vật bậc cao, thực vật ngập nước, động vật đáy phát triển mạnh; hàm lượng chất hữu cơ trong cặn đáy lắng cao hơn rất nhiều so với giữa hồ.

Đối với cặn lắng trong hồ cần lưu ý rằng sự phân bố cặn lắng trong hồ phụ thuộc vào trạng thái dòng chảy và chế độ thủy văn. Bên cạnh đó các lớp cặn đáy sẽ ảnh hưởng tới chế độ oxy và sự phân bố vật chất trong hồ.

Theo các công trình [2], [4] chất lượng nước trong hồ và hồ chứa là sự kết hợp giữa các yếu tố sau:

− Chất lượng dòng vào.

− Chế độ khuấy trộn.

− Quá trình lý hóa trong thời gian lưu trữ.

− Sự sinh trưởng sinh học và vai trò của nó trong sự phân hủy và giải phóng chất ô nhiễm.

Chính vì vậy, mô hình hóa chất lượng nước hồ liên quan đến tất cả các yếu tố trên. Tuy nhiên trong một số mô hình đơn giản người ta có thể lược bỏ đi một vài yếu tố. Dựa trên các mục tiêu và các quá trình xảy ra, mô hình hồ có thể được phân chia như trong Bảng 6-7.

Bảng 6-7. Phân loại mô hình hồ.

MỤC ĐÍCH CHÍNH LOẠI MÔ HÌNH

Quản lý Vận hành

Nhiệt độ × ×

Cấu trúc tầng nhiệt × ×

Vật lý

Thủy động lực học × ×

Hóa học Cân bằng tải lượng khối lượng × ×

Sinh học Phú dưỡng hoá ×



202

Độc tính (chuỗi thực ăn) × ×

(‘×’ có nghĩa là loại mô hình chung được áp dụng)

Các quá trình chuyển đổi vật chất trong hồ

Các thông số đánh giá chất lượng nước nói chung và chất lượng nước hồ nói riêng bao gồm: pH, EC, độ đục, DO, nhiệt độ, TDS, ORP, BOD, COD, NH4-N, NO2-N, NO3-N, TN, PO4-P, TP, phiêu sinh thực vật, phiêu sinh động vật, E.Coli, tổng Coliform…

Giáo trình chỉ nghiên cứu các thành phần dinh dưỡng nên phần này trình bày các quá trình chuyển đổi vật chất giữa các hợp phần này.

− Chu trình nitơ

Hình 6-8 mô tả chu trình nitơ trong nước. Qua quá trình hô hấp và chết, một phần nitơ trong phiêu sinh vật sẽ được chuyển thành nitơ vô cơ dạng NH3-N. Quá trình bài tiết sẽ giải phóng các hợp chất nitơ dạng hữu cơ hòa tan. Phần còn lại sẽ được phân rã thành mảnh vụn N. Các mảnh vụn N này sẽ lắng một phần, phần còn lại sẽ phân hủy tạo thành nitơ hữu cơ dạng hòa tan. Bên cạnh đó, cần lưu ý rằng

− Nitơ hữu cơ dạng hòa tan sẽ bị thủy phân thành NH3-N. NO3-N sẽ được tạo thành qua quá trình nitrat hóa NH3-N.

Hình 6-8. Chu trình nitơ trong nước



203

− Các hợp chất nitơ dạng vô cơ sẽ còn được bổ sung bởi quá trình hồi tiếp và được tiêu thụ một phần bởi các phiêu sinh vật, phần còn lại sẽ lắng xuống lớp bùn đáy.

Trên Hình 6-9 mô tả chu trình photpho trong nước. Qua quá trình hô hấp và chết, một phần photpho trong phiêu sinh vật sẽ được chuyển thành photpho dạng vô cơ. Quá trình bài tiết sẽ giải phóng các hợp chất photpho dạng hữu cơ hòa tan. Phần còn lại sẽ được phân rã thành mảnh vụn P. Các mảnh vụn P này sẽ lắng một phần, phần còn lại sẽ phân hủy tạo thành photpho hữu cơ dạng hòa tan. Bên cạnh đó lưu ý rằng:

Hình 6-9. Chu trình photpho trong nước

− Photpho hữu cơ dạng hòa tan sẽ bị thủy phân thành PO4-P.

− Các hợp chất photpho dạng vô cơ sẽ còn được bổ sung bởi quá trình hồi tiếp và được tiêu thụ một phần bởi các phiêu sinh vật, phần còn lại sẽ lắng xuống lớp bùn đáy.

Trên Hình 6-10 mô tả chu trình chuyển đổi vật chất của phiêu sinh thực vật. Tốc độ phát triển của phiêu sinh thực vật trong môi trường tự nhiên cũng như phụ thuộc vào bức xạ mặt trời, nhiệt độ, cân bằng giữa dinh dưỡng (cung



204

cấp) và nhu cầu của phiêu sinh thực vật. Bên cạnh đó cần lưu ý rằng đối với phiêu sinh thực vật ánh sáng mặt trời làm tăng quá trình quang hợp, góp phần làm tăng sinh khối của phiêu sinh thực vật. Các nghiên cứu khoa học chỉ rõ một phần phiêu sinh thực vật sẽ làm thức ăn cho phiêu sinh động vật. Quá trình phân rã/chết đi của phiêu sinh thực vật sẽ tạo thành các mảnh vụn. Các thành phần nitơ và photpho trong phiêu sinh thực vật sẽ chuyển đổi thành các hợp chất vô cơ trong quá trình hô hấp.

Hình 6-10. Các phản ứng của phiêu sinh thực vật trong nước

Các phản ứng của phiêu sinh động vật trong nước được thể hiện trên Hình 6-11. Các nghiên cứu khoa học đã chỉ rõ:

− Một phần phiêu sinh thực vật sẽ làm thức ăn cho phiêu sinh động vật.

− Quá trình phân rã/chết đi của phiêu sinh động vật vật sẽ tạo thành các mảnh vụn.

− Các thành phần nitơ và photpho trong phiêu sinh động vật sẽ chuyển đổi thành các hợp chất vô cơ trong quá trình hô hấp.

− Quá trình tiêu thụ các chất vô cơ góp phần tăng mật độ của phiêu sinh động vật.



205

Hình 6-11. Các phản ứng của phiêu sinh động vật trong nước

6.5.4. Phaân loaïi moâ hình hoà

Theo [2] mô hình hồ được chia thành ba loại:

− Mô hình vật lý:

+ Mô hình nhiệt độ: bao gồm nhiệt độ tổng trong hồ không phân tầng hoặc cấu trúc nhiệt trong hồ đã phân tầng.

+ Mô hình thủy động lực học hồ chứa: được sử dụng để cung cấp các quá trình thủy động lực học căn bản cho mô hình chất lượng nước.

− Mô hình hóa học: cân bằng tải lượng, khối lượng.

− Mô hình sinh học:

+ Mô hình phú dưỡng.

+ Mô hình độc tính (chuỗi thức ăn).

Ngoài ra, có thể phân loại như sau:

− Mô hình hóa quản lý dài hạn:

Dự báo mức độ gia tăng sự phát triển của tảo trong hồ chứa hay dự báo tác động của các quyết định quản lý (ví dụ như lấy nước tưới hay quản lý lưu vực).

− Mô hình vận hành ngắn hạn:



206

Liên quan đến việc kiểm soát sự phát triển của tảo qua từng ngày trong hồ chứa đã bị phú dưỡng bằng cách gia tăng sự hoàn lưu hay đưa vào hồ chất diệt tảo.

6.5.5. Moät soá moâ hình phuù döôõng hoùa ñôn giaûn

Phú dưỡng hóa là khái niệm chỉ tỷ lệ dư thừa chất thải dinh dưỡng bổ sung vào hồ. Phú dưỡng hóa thông thường liên quan đến các hoạt động của con người và cũng như việc bổ sung photpho và nitơ và nguồn nước tự nhiên. Việc bổ sung chất dinh dưỡng sẽ gây ra sự phát triển dư thừa của thực vật và gồm phytoplankton (tảo trôi nổi tự do), periphyton (tảo bám dính hay cộng sinh), và macrophytes (thực vật nước có rễ và thân).

Phú dưỡng hóa là một quá trình tự nhiên diễn ra qua thời gian địa chất, thường do hoạt động của con người mà có diễn tiến nhanh hơn. Ví dụ, do sự xói mòn đất và chế phẩm sinh học, hồ được lấp đầy trầm tích qua hàng ngàn năm. Trong quá trình bồi lắng đầy hồ, độ sâu trung bình và thời gian lưu của nguồn tiếp nhận tăng lên, trầm tích có điều kiện phản ứng với lớp nước nằm trên, và chất dinh dưỡng được tuần hoàn trong điều kiện kỵ khí qua quá trình khuyến tán. Với những chất dinh dưỡng nhân tạo bổ sung, sự phát triển của tảo tăng tốc nhanh hơn. Do đó, một quá trình diễn ra qua những biến động địa chất được diễn ra sau từng thập kỷ, và hồ trở nên quá tải sinh học. Quá trình này có một số tác động không mong muốn lên chất lượng nước:

− Sự phát triển của thực vật (màu xanh, giảm độ trong suốt, cỏ dư thừa).

− Sự giảm sút của oxy ở lớp đáy (điều kiện thiếu khí)

− Sự giảm sút của sự đa dạng chủng loại (sự giảm sút của loài cá)

− Vấn đề về mùi và vị.

Không phải hồ phú dưỡng nào cũng thể hiện tất cả các vấn đề trên của chất lượng nước, nhưng sẽ có một hay nhiều vấn đề trên. Phú dưỡng hóa, vì thế, là tỷ lệ dư thừa của chất dinh dưỡng bổ sung. Cuối cùng, chất lượng nước có thể trở nên suy thoái đến nỗi mất những mục đích sử dụng ban đầu của hồ. Bơi lội và bắt cá có thể không bao giờ thực hiện được.

Một số mô hình đơn giản nhất về phú dưỡng hóa hồ có thể được sử dụng trong điều kiện thiếu dữ liệu. Mặc dù vậy, những mô hình này sẽ giúp chúng ta có được kiến thức tốt về mô hình hóa chu trình phú dưỡng hóa đối với hồ.



207

Mô hình phú dưỡng hóa đơn giản bao gồm:

- Mô hình xác định hay tính toán tải lượng dinh dưỡng.

- Mô hình dự báo nồng độ dinh dưỡng (xét chất dinh dưỡng cụ thể).

- Mô hình dự báo phú dưỡng hóa

Tính toán tải lượng dinh dưỡng của hồ

a) Tải lượng P và N từ đất

Bảng 6-8. Hệ số của photpho, EP, và nitơ EN (mg m-2 năm-1)

Để tính toán tải lượng dinh dưỡng tự nhiên vào hồ, phải biết diện tích AI của lưu vực của mỗi nhánh sông dẫn vào hồ, và sự phân loại về địa chất và việc sử dụng đất (Bảng 6-8)

Tổng lượng photpho và nitơ đi vào hồ từ đất được tính theo các công thức sau:

( ) ( ) ( )12p

2

1II

1p ymgmEmAmgyI −−

=

− ∑=

ĐẤT DÙNG EP

SỰ PHÂN LOẠI ĐỊA CHẤT

EN

SỰ PHÂN LOẠI ĐỊA CHẤT

Nước tràn từ rừng Nham thạch Trầm tích Nham thạch Trầm tích

Phạm vi

Trung bình

0,7 – 9

4,7

7 – 18

11,7

130 - 300

200

150 - 500

340

Rừng + đồng cỏ

6 – 12 11 – 37 200 – 600 300 – 800 Phạm vi

Trung bình 10,2 23,3 400 600

Khu vực nông nghiệp

Trồng cam 18 2240

Đồng cỏ 15 – 75 180 – 850

Đất trồng 22 - 100 500 – 1200



208

( ) ( ) ( )12p

2

1II

1NI ymgmEmAmgyI −−

=

− ∑=

b) Tải N và P từ mưa

Dựa trên lượng mưa hàng năm P (mm/năm) có thể tìm ra nguồn cung cấp photpho và nitơ từ mưa

( ) SPPpp APCmgyI =−1

( ) SNPPNP ACPmgyI =−1

Trong đó As là diện tích bề mặt của hồ, CPP và CNP là nồng độ nitơ và photpho trong nước mưa (xem Bảng 6-9)

c) Tải lượng P và N nhân tạo

Việc tính toán nguồn cung cấp dinh dưỡng tự nhiên vào hồ phải dựa trên đầu người tính cho một năm, và cần quan tâm đến việc lựa chọn giá trị thích hợp. Những điểm sau đây phải được xem xét:

- Lượng thải tính trên đầu người và trong mỗi năm xấp xỉ 800 – 1800g P và 3000 – 3800g N

- Xử lý cơ học loại trừ khoảng 10 – 15% lượng dinh dưỡng

- Xử lý sinh học loại trừ khoảng 10 – 15% lượng dinh dưỡng

- Mưa hóa học loại trừ khoảng 80 – 90% lượng photpho

- Hệ số lưu giữ, R của tổng photpho cho mặt đáy lọc có mùi hôi của những đặc tính khác nhau được chỉ ra trong

-

- Bảng 6-10

Bảng 6-9. Nồng độ dinh dưỡng có trong nước mưa (mg/l)

CPP CNP

Phạm vi 0,025 – 0,1 0,3 – 1,6

Trung bình 0,07 1,0



209

Bảng 6-10. Các hệ số lưu trữ R (D = kích thước hạt)

ĐÁY LỌC R

4% trầm tích, mùn 96% đất (70cm) 0,76

75 cm cát D =0,3 mm 0,34

75 cm c át D =0,6 mm 0,22

75 cm cát D =0,24 mm 0,48

75 cm cát D =1,0 mm 0,01

10% trầm tích, mùn 90% cát (37cm) 0,88

50% đá 50% cát (37 cm) 0,73

Bùn cát (70 cm) 0,63

50 % đất sét bùn 50% cát 0,74

Dựa trên những xem xét trình bày ở trên có thể xác định lượng P và N tải vào.

Mô hình dự báo nồng độ dinh dưỡng trong hồ

Vollenweider (1969) /[4]/ ước tính rằng sự thay đổi nồng độ photpho trong hồ theo thời gian được tính theo phương trình

[ ] [ ] [ ]PrPsV

IIIdtPd PWPPPI −−

++=

Trong đó [P] đại diện cho nồng độ photpho tổng (mg/l), V là thể tích hồ (l), s là tỉ lệ lắng đọng trầm tích (năm-1) và r là tỉ lệ làm sạch (flushing), r tương đương với Q/V với Q là tổng thể tích nước chảy trong mỗi năm (l/năm), IPI, IPP, IPW - tổng lượng photpho cấp cho hồ từ đất, nước mưa và do nhân tạo. Phương trình này có nghiệm giải tích



210

[ ] ( )( )[ ] ( )Isr

P

P eI

PsrVrsV

IP +−

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ +−−

+= 01

IP = IPL + IPP + IPW

Phương trình cho nồng độ nitơ [N] được viết cùng với phương trình cho [P]. Trong trạng thái dừng nghiệm được viết như sau

[ ] ( )VsrIP P

+=

[ ] ( )VsrIN N

+=

Trong đó

IN = IPL + INP + INW

Như đã thấy, cần phải tính hay đo được đại lượng Q. Trong một số trường hợp dòng vào trung bình trong một thời gian dài Qin có thể được tính như sau

( )∑ −= 'Iin k1PAQ

Trong đó k’ là tỉ lệ bốc hơi nước và lượng mưa, P là lượng mưa. k’ thường được tính toán trước ứng với một vùng địa lý cụ thể và Q có thể xác định dựa trên sự cân bằng dòng chảy

VsSin EAPAQQ ×−×+=

Trong đó Ev là lượng bốc hơi tính theo mm/năm.m2.



211

6.5.6. Caùc heä pha troän ñaày ñuû Hệ pha trộn hoàn toàn (Completely Mixed Systems) đã được nghiên cứu trong [3].

Hình 6-12. Mô hình hồ pha trộn hoàn toàn

Phương trình cân bằng được viết như sau:

rVCQCQdtdCV outinin ±−=

Trong đó

Cin – nồng độ chất ô nhiễm trong dòng vào (mg/m3)

C - nồng độ chất ô nhiễm trong hồ và dòng ra (mg/m3)

Qin – lưu lượng dòng chảy vào (m3 /s)

Qout – lưu lượng dòng chảy ra (m3/s)

V – thể tích hồ (m3)

r – tốc độ phản ứng (mg/s.m3): dấu dương hay âm phụ thuộc vào sự bổ sung hay tiêu hao.

t – thời gian,

Giả thiết rằng nồng độ dòng chảy vào (Cin) là hằng số, thể tích dòng chảy vào và ra trong hồ là hằng số Qin = Qout = Q = constant và thể tích V của hồ không đổi: dV/dt = 0, tốc độ phản ứng r = - kC. Khi đó từ phương trình

rVCQCQdtdCV outinin ±−=

Ta nhận được phương trình



212

kCVQCQCdtdCV in −−=

Trong trường hợp chất ô nhiễm bảo toàn và nguồn tức thời ta nhận được phương trình

QCdtdCV −=

Kết hợp với điều kiện ban đầu ta nhận được

CVQ

dtdC

−=

00 CC t ==

CVQ

dtdC

−=

00 CC t == Bài toán có nghiệm giải tích như sau

( )τ/texpCC 0 −=QV

=τ( )τ/texpCC 0 −=QV

=τ

Trong trường hợp chất ô nhiễm không bảo toàn và nguồn tức thời ta nhận được

kCVQCdtdCV −−=

00 CC t ==

kCVQCdtdCV −−=

00 CC t == Bài toán có nghiệm giải tích như sau

( )[ ]t/1kexpCC 0 τ+−=

Trong điều kiện có nguồn xả thải đổ vào hồ làm việc liên tục, khi đó ta nhận được phương trình vi phân và điều kiện ban đầu như sau

τ=⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛ +τ

+ inCCk

dtdC 1

QV

=τ

Xét trường hợp trạng thái dừng (khi nồng độ trong bể chứa không còn thay đổi theo thời gian) ta nhận được

τ+=

+=

kC

kVQQC

C ininss 1 Q

V=τ



213

Lưu ý rằng từ phương trình cuối cùng suy ra rằng khi t tiến tới vô cùng ta nhận được nghiệm ổn định

Xét dãy n hồ có thể tích như nhau

Hình 6-13. Sơ đồ n bể chứa pha trộn hoàn toàn được kết nối với nhau

Áp dụng kết quả được trình bày trong phần trên có thể viết phương trình cân bằng khối lượng cho các bể chứa

Cho hồ thứ nhất:

VkCQCQC

dtdC

V in 111 −−=

τ+=

kC

C in

11

Cho hồ thứ hai:

VkCQCQCdt

dCV 221

2 −−=τ+

=k

CC

11

2

Thế giá trị C1 nhận được ở phương trình trước vào ta nhận được

( )2in

2 k1CCτ+

=

Tương tự như vậy ta nhận được nồng độ tại bể chứa n như sau

( )nin

n kC

Cτ+

=1 Q

V=τ

Không khó khăn lắm thấy rằng

( )0

k1C

Lim nin

n=⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

+∞→ τ

Có nghĩa là sau khi xử lý tại dãy các bể chứa, ta có thể làm giảm thể nồng độ ban đầu của chất ô nhiễm.



214

Trường hợp chất bảo toàn ta có

Cho hồ thứ nhất:

11 QC

dtdC

V −= ( ) ( )τ−= /exp011 tCC

Cho hồ thứ hai:

τ−

τ= 212 CC

dtdC ( ) ( )

τ

τ−=

/exp012

ttCC

Tương tự ta nhận được nồng độ chất ô nhiễm tại bể chứa thứ n

( )

( ) ( )τ−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛τ−

=−

/exp!1

101 tt

nC

Cn

n QV

=τ

τ được gọi là thời gian lưu nước.

6.6. BAØI TAÄP ÖÙNG DUÏNG

Bài tập 6.4. Cho dãy bể chứa kết nối với nhau như được chỉ ra trên Hình 6-14 với các thông số như sau: lưu lượng Q = 20,106 (m3/năm), hệ số α=0,5 vận tốc lắng đọng là 10m/năm, vận tốc chôn vùi là 2 (mm/năm). Biết rằng diện tích 3 bể bằng nhau và bằng 2,5.106 (m2), thể tích ba bể như nhau và bằng 150.106 (m3), hệ số phản ứng K1= 2 (giờ-1), nồng độ đi vào bể 1 C0 = 100μg/L. Hãy tính nồng độ ổn định trong cả ba bể chứa.

Lời giải.

Chuyển đổi thứ nguyên như sau:

C0 = 100 μg/L = 100 mg/m3, K1 = 2 (giờ-1) = 2,365 × 24= 17520 (năm-1), vận tốc chôn vùi là Vcv = 2 (mm/năm) = 2.10-3 (m/năm).

Phương trình cân bằng cho các hồ:

( ) 11111201

1 1 CACVKQCQCQCdt

dCV sldναα −−+−+=

( ) 2221222

2 1 CVKQCQCQCdt

dCV −++−−= αα

333313

3 CACVKCAdt

dCV scvsld νν −−=

( ) 11111201

1 1 CACVKQCQCQCdt

dCV sldναα −−+−+=

( ) 2221222

2 1 CVKQCQCQCdt

dCV −++−−= αα

333313

3 CACVKCAdt

dCV scvsld νν −−=



215

Hồ 1 Hồ 2

Hồ trầm tích

Q,C0

(1+a)Q Q

aQ

Hình 6-14. Dãy bể chứa kết nối với nhau

Phương trình cân bằng

( ) 01 1111120 =ν−−α+−α+ CACVKQCQCcQC sld

( ) 01 222122 =−α++α−− CVKQCQCQC

033331 =ν−−ν CACVKCA scvsld

( ) 01 1111120 =ν−−α+−α+ CACVKQCQCcQC sld

( ) 01 222122 =−α++α−− CVKQCQCQC

033331 =ν−−ν CACVKCA scvsld Nhận được

( )[ ] 01112 1 QCCAVKQQC sld =ν++α+−α

( ) [ ] 01 2221 =+α+−α+ CVKQQQC

[ ] 03331 =+− CAVKCA scvsld νν Biến đổi tương đương

2,628055.106C1 – 10C2 = 2000

30 C1 – 2,62803.106 C2 = 0

25C1 – 17520,005 C3 = 0

Giải hệ phương trình trên ta nhận được nghiệm

4 3 41

9 3 92

6 3 63

7,61.10 ( / ) 7,61.10 ( / )

8,68.10 ( / ) 8,68.10 ( / )

1,086.10 ( / ) 1,086.10 ( / )

C mg m g l

C mg m g l

C mg m g l

μ

μ

μ

− −

− −

− −

⎧ = =⎪

= =⎨⎪ = =⎩

Bài tập dưới đây xem xét chất dinh dưỡng giới hạn, cụ thể là photpho tổng, trong một hồ. Trong bài tập này, photpho tổng được hiểu là nồng độ trước lọc của photpho hữu cơ, vô cơ, hòa tan và dạng hạt trong nước hồ.



216

Đối với điều kiện dòng chảy ổn định (dòng vào = dòng ra) và thể tích không đổi, chúng ta giả thiết rằng hồ có dòng trộn lẫn hoàn toàn (Pra = Phồ). Nồng độ trung bình của hồ bằng với nồng độ của photpho tổng ở dòng chảy ra.

PVk QP PQ dtdPV Svàovào −−=

Phương trình trên thể hiện định luật bảo toàn khối lượng : Tích lũy = Vào-ra- lắng.

Trong đó V: thể tích hồ L3, P: nồng độ photpho tổng trong hồ (toàn bộ

nước) ML-3 t: thời gian, T, Qvào: lưu lượng dòng chảy vào L-3T-1, Pvào: nồng

độ photpho tổng vào, ML-3, ks: hệ số lắng bậc nhất, T-1

, Q: lưu lượng dòng chảy ra, L3T-1

Hệ số lắng được tính thông qua tốc độ lắng trung bình, độ sâu trung bình, và hệ số α đại diện cho tỷ lệ photpho dạng hạt trên photpho tổng.

ks=α vs/H và α=Phạt/P

Trong đó α: tỷ lệ P hạt trong P tổng

vs: vận tốc lắng trung bình, LT-1

H: độ sâu trung bình của hồ, L

Dưới các điều kiện của trạng thái ổn định (hoặc như là ước lượng thô của nồng độ photpho trung bình hàng năm), phương trình có thể được đơn giản như sau:

PVkQPPQ0dtdPV Svàovào −−==

Sự bốc hơi có thể bỏ qua, tốc độ dòng chảy vào xấp xỉ bằng với tốc độ dòng chảy ra (Qra = Qvào). Đồng thời, chúng ta có thể chia hai vế cho thể tích hồ để diễn tả vế phải của phương trình bằng thuật ngữ thời gian lưu (τ=V/Q)

PkPP0 S

vào −τ

−τ

=

Từ đó suy ra nồng độ photpho tổng trong hồ là:



217

1kP

Ps

vào

+τ=

Nồng độ photpho tổng trực tiếp liên đến nồng độ tổng cộng của P trong dòng chảy vào (Pin), và nó tỷ lệ nghịch với thời gian lưu và hằng số tốc độ lắng (là cơ chế chính loại bỏ photpho tổng ra khỏi nước hồ). Do đó, việc giảm photpho tổng được xác định bằng số quan trọng không thứ nguyên (kl). Có một sự cân bằng giữa thời gian lưu của hồ và hằng số tốc độ lắng là sản phẩm của hai thông số xác định tỷ lệ photpho tổng trong hồ trên dòng chảy vào.

1k1

PP

svào +τ=

Phân số của photpho tổng mà bị mắc kẹt hay loại bỏ ra khỏi nước hồ cũng được quan tâm

R= hệ số loại bỏ = 1-1k

kPP

s

s

vào +ττ

=

Ví dụ: cân bằng khối lượng của tổng photpho trong hồ London B.Johnson

Bài tập 6.5. /[3]/. Hồ London B.Johnson là hồ chống ngập và hồ giải trí dọc theo một chuỗi hồ chứa tại miền Trung Texas dọc theo sông Colorado (nước Mỹ). Nó có thời gian lưu khoảng 80 ngày, thể tích là 1,71×108 m3, và độ sâu trung bình là 6,7 m. Tỷ lệ nồng độ của photpho dạng hạt đối với photpho tổng là 0,7, và tốc độ lắng hạt trung bình là 0,1 m ngày-1. Biết rằng nồng độ dòng vào trung bình của tổng photpho của hồ là 72 µgl-1, hãy tính nồng độ photpho tổng trung bình trong hồ hàng năm.

Lời giải.

Áp dụng các công thức vừa được trình bày ta nhậnđược

s s

s

s

k = αv /Hk = (0,7)(0,1m/ngày)(6,7m) = 0,0104ngày

k τ = (0,0104)(80) = 0,832



218

vào

s

P 72P = =k τ +1 (0.0104)(80) +1

P = 39μg/l

Câu trả lời là nồng độ photpho tổng là 39 µg L-1 trong hồ, 70% của nồng độ này ở dạng hạt và 30% còn lại ở dạng hòa tan (hầu hết P hòa tan dưới dạng PO4

3-, dạng tiêu thụ của phytoplankton). Thông lượng dòng của P tổng tạo thành trầm tích là klPV, tốc độ thông lượng là 69kg ngày-1.

Đồ thị tỷ lệ của P tổng còn lại tại bất kỳ hồ nào cũng như một hàm số của đại lượng không đơn vị klτ được đưa ra trong Hình 6-15. Phần P tổng đi vào trầm tích của hồ là 0,454 (1-P/Pv); khối luợng photpho tổng đi vào hồ là 152 kg/ngày, và khối lượng đi ra là 83 kg/ngày (Hình 6-16)

0.5

1.0

5 10 15 20 250

P/P v

ào

ksτ

Hình 6-15. Biểu đồ P tổng còn lại trong hồ như một hàm số của hệ số lắng ks nhân với thời gian lưu τ



219

69

152 kg/ngày

83 Hồ LBJ

Hình 6-16. Cân bằng khối lượng photpho tổng cho hồ Lyndon B.

Johnson,Texas, Mỹ

Caâu hoûi

1. Trình bày sự khác biệt khuếch tán phân tử, khuếch tán rối và phân tán.

2. Trình bày sự lan truyền chất theo cơ chế truyền tải và phương trình mô tả sự truyền tải.

3. Trình bày cơ sở thực tiễn của định luật Fick 1.

4. Trình bày định luận Fick 2.

5. Hãy trình bày phương trình tải – phân tán.

6. Hãy trình bày nghiệm giải tích của phương trình tải – phân tán trong một số trường hợp đơn giản.

7. Hãy trình bày một số công thức tính hệ số phân tán của sông.

8. Hãy trình bày ý nghĩa của mô hình hộp.

9. Hãy trình bày sự phân loại các mô hình chất lượng nước cho hồ. http://www.ebook.edu.vn


220

10. Hãy trình bày một số mô hình đơn giản tính sự phú dưỡng hóa cho hồ.


[1]. Bùi Tá Long, 2006. Hệ thống thông tin môi trường. Nxb Đại học

Quốc gia TP HCM, 334 trang.

[2]. James A., 1993. An introduction to Water quality Modelling. John Wiley and Sons. 311 trang.

[3]. Jerald L. Schnoor, 1996. Environmental modeling. John Wiley & Son, 1996. 682 pp

[4]. Jorgensen S.E., 1989. Mathematical submodels in Water Quality Systems. Elsevier, 407 pp. (in English)


MOÂ HÌNH STREETER – PHELPS MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC TREÂN KEÂNH SOÂNG

Việc đưa các chất có nhu cầu về oxy, kể cả các chất hữu cơ và vô cơ, vào trong một con sông dẫn tới sự suy giảm hàm lượng oxy hòa tan trong nước sông. Điều này có thể đưa tới một nguy cơ thực sự đối với cá và các loài thủy sinh bậc cao khác nếu như nồng độ oxy hòa tan trong nước sông giảm tới một giá trị tới hạn nào đó. Để dự báo mức độ suy giảm oxy, cần phải biết loại chất thải được thải vào sông và bao nhiêu oxy cần thiết để phân hủy chất thải. Tuy nhiên, bởi vì oxy được nạp liên tục từ khí quyển và từ sự quang hợp của tảo và các thực vật dưới nước, bên cạnh đó một lượng oxy nhất định lại được tiêu thụ bởi các sinh vật, cho nên nồng độ oxy trong nước sông luôn được xác định bởi các tốc độ tương đối của các quá trình cạnh tranh. Các vật chất hữu cơ có nhu cầu về oxy thường được đo bằng cách xác định lượng oxy bị tiêu thụ trong quá trình phân hủy theo cách gần đúng với sự phân hủy trong các nguồn nước thiên nhiên. Chương này được bắt đầu bằng việc xem xét các yếu tố ảnh hưởng đến sự tiêu thụ oxy trong quá trình phân hủy vật chất hữu cơ, sau đó chuyển đến xem xét các yếu tố ảnh hưởng đến sự tiêu thụ oxy trong quá trình oxy hóa các hợp chất nitơ vô cơ.

Vào năm 1925, Streeter và Phelps đã công bố một công trình về “đường cong thiếu hụt DO” trong sông Ohio. Các kết quả này cho phép giải thích sự giảm đi của DO theo khoảng cách theo hướng dòng chảy của sông do sự phân huỷ BOD, và phương trình toán này được mang tên phương trình Streeter – Phelps.

7.1. NHU CAÀU OXY SINH HOÙA (BOD) Phương pháp sinh học hiếu khí để xử lý nước thải đã được sử dụng từ thế kỷ 19, và nó đã trở thành phương pháp chuẩn ở Mỹ từ năm 1930. Kể từ đó

Chöông 7


Chöông 7 – MOÂ HÌNH STREETER – PHELPS MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC TREÂN KEÂNH SOÂNG

221

phương pháp này được dùng xử lý chất thải nhằm loại bỏ thành phần các chất ô nhiễm bảo toàn. Các chất ô nhiễm bảo toàn là nhu cầu ô xy sinh hoá (BOD), hàm lượng nitơ tổng , tổng chất rắn lơ lửng (TSS) và tổng các loài vi khuẩn gây bệnh và vi khuẩn trong phân.

Nhu cầu oxy sinh hóa (viết tắt là NOS hay BOD) có thể được định nghĩa là lượng oxy cần thiết để oxy hóa các chất hữu cơ với sự tham gia của vi sinh vật trong điều kiện hiếu khí (có mặt oxy). Đơn vị đo của BOD là mgO2/l (thường viết tắt là mg/l). BOD là một thành phần ô nhiễm quan trọng bởi vì nó là tiêu chuẩn để đánh giá tốc độ phân huỷ các chất hữu cơ trong nước thải và lượng Oxy sẽ được tiêu thụ trong quá trình phân huỷ các chất có sự tham gia của vi sinh vật

CH2O + O2 ⎯⎯ →⎯bacteria CO2 + H2O (i)

Chất hữu cơ DO Cacbon dioxide Nước

BOD

Oxy hoà tan (Dissolved oxygen - DO) là thông số hoá học quan trọng nhất, oxy hoà tan trong nước là rất cần để đảm bảo cho một hệ sinh thái ổn định. Cá chết, mùi hôi, tính đa dạng sinh thái giảm là chỉ thị để biết rằng lượng ôxy hoà tan trong môi trường là thấp. Do oxy hòa tan trong nước tự nhiên có một tầm quan trọng đặc biệt nên các bang ở Mỹ đã quy định tiêu chuẩn chất lượng nước trong đó DO bằng hoặc lớn hơn 5,0 mg.L-1 trung bình trong một thời gian dài, và 4,0 mg.L-1 tại bất kỳ thời điểm nào.

Đây là một chỉ tiêu quan trọng để kiểm soát amonia.

NH3 + 2 O2 ⎯⎯ →⎯bacteria −

3NO + H+ + H2O (ii)

Ammonia (NH3) nằm ở trạng thái cân bằng với Ammonium ion ( +4NH )

trong nước tự nhiên. Ammonium là một acid yếu với hằng số cân bằng pKa khoảng 9,2 ở 25oC, Vì vậy trong dãy pH của nước tự nhiên từ 6,0 – 9,0, Ammonium ion chiếm ưu thế [Phương trình (iii) dịch chuyển về phía phải]:

NH3 + H+ ↔ +4NH (iii)

Tiêu chuẩn chất lượng nước đã được công bố cho tổng lượng ammonia-nitrogen (NH3-N và +

4NH - N). Tổng lượng NH3-N cho phép là 2,0mg.L-1. Tiêu chuẩn được thiết lập dựa vào loài độc không ion hoá ammonia



222

(thường cho phép 0,02 mg N.L-1). Ammonia không bị ion hoá tăng với nhiệt độ và pH (Bảng 7-1)

Bảng 7-1. Phần trăm ammonia không ion hoá [NH3(ap)/ NH3(ap)-

+ +4NH (ap)] thay đổi theo nhiệt độ và pH của nước.

Ammonia không ion hoá Temperature oC pH 6 6,5 7 7,5 8 8,5 9

0 0,010 0,027 0,083 0,27 0,82 2,6 7,7

5 0,013 0,040 0,12 0,40 1,2 3,6 10,5

10 0,019 0,19 0,58 1,8 5,4 15

15 0,028 0,25 0,82 2,5 7,5 20

20 0,035 0,12 0,39 1,1 3,3 10 26

25 0,052 0,18 0,50 1,6 5,0 13 32

30 0,080 0,23 0,72 2,1 7,0 18 40

35 0,10 0,31 0,92 2,8 9,0 20 47

Tổng chất rắn lơ lửng (TSS) là chất ô nhiễm quan trọng thứ ba bởi vì chúng làm giảm ô xy hoà tan do sự phân huỷ lớp bùn dưới đáy, chúng gây ra độ đục trong nước và có thể biến đổi môi trường sống của vi sinh vật sống dưới nước, và có lẽ quan trọng hơn nữa là chúng là môi trường cho các tác nhân gây bệnh bám vào (vi sinh vật gây bệnh). TSS được loại bỏ trong quá trình xử lý nước thải hiếu khí bởi quá trình lắng và tạo bông, và chúng là sản phẩm phụ cuối cùng của quá trình biến đổi sinh học từ chất hữu cơ hoà tan trong nước vào cơ thể sinh vật (một số chất lắng được và một số không lắng được).

Coliform-bacteria được sử dụng làm chỉ thị cho nước sông và suối chứa mầm bệnh, và thỉnh thoảng chúng được coi là một thành phần ô nhiễm. Chúng có thể được loại bỏ bởi quá trình chlo hoá trong quá trình xử lý nước thải, nhưng quá trình này làm tăng sự hình thành hợp chất clo hữu cơ (chất gây ung thư).



223

7.2. SÖÏ OÂ NHIEÃM DO CAÙC CHAÁT HÖÕU CÔ Lượng oxy cần thiết để oxy hóa vật chất đến sản phẩm cuối cùng là CO2 và nước có thể được tính toán bằng phép tính hệ số tỉ lượng trên cơ sở các phản ứng hóa học nếu như biết được thành phần hóa học của vật chất. Lượng oxy này được gọi là nhu cầu oxy lý thuyết (ThOD).

Trái ngược với ThOD, nhu cầu oxy hóa học (Chemical Oxygen Demand - COD) là một đại lượng đo không đòi hỏi phải biết rõ thành phần hóa học của các chất trong nước. Trong xét nghiệm COD, một chất oxy hóa mạnh được hòa trộn với một mẫu nước và sau đó được đun sôi. Sự chênh lệch giữa lượng chất oxy hóa trước khi thí nghiệm và lượng còn lại sau khi kết thúc thí nghiệm chính là cơ sở để tính toán COD.

Nếu quá trình oxy hóa một hợp chất hữu cơ được thực hiện bởi các vi sinh vật sử dụng vật chất hữu cơ làm nguồn thức ăn, thì lượng oxy tiêu thụ được gọi là nhu cầu oxy sinh hóa (Biochemical Oxygen Demand – BOD). Giá trị BOD thực luôn thấp hơn ThOD do một phần cacbon được tiêu tốn để hình thành nên các tế bào vi khuẩn mới. Việc xét nghiệm BOD là một xét nghiệm sinh học. Trong xét nghiệm này, người ta sử dụng các vi sinh vật trong những điều kiện tương tự như trong nguồn nước tự nhiên để đo trực tiếp lượng vật chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học hiện diện trong mẫu thử. Xét nghiệm sinh học có nghĩa là được đo bằng các biện pháp sinh học. Một mẫu nước được tiêm vi khuẩn vào đó và vi khuẩn này tiêu thụ các vật chất hữu cơ có khả năng phân hủy sinh học để có được năng lượng cần thiết cho các hoạt động sống của nó. Bởi vì các vi sinh vật cũng sử dụng oxy trong quá trình tiêu thụ chất thải do đó quá trình được gọi là phân hủy hiếu khí. Sự tiêu thụ oxy được đo một cách dễ dàng. Lượng chất hữu cơ hiện diện trong mẫu càng nhiều thì lượng oxy được sử dụng càng lớn. Xét nghiệm BOD là một phép đo gián tiếp chất hữu cơ bởi vì chúng ta chỉ thực sự đo được sự thay đổi về nồng độ oxy hòa tan do các vi sinh vật gây ra. Mặc dù không phải là tất cả chất hữu cơ đều có khả năng phân hủy sinh học và các thủ thuật xét nghiệm trên thực tế không đảm bảo tính chính xác tuyệt đối, nhưng xét nghiệm BOD vẫn là phương pháp được sử dụng phổ biến nhất để đánh giá mức độ ô nhiễm hữu cơ của các dòng thải do mối tương quan trực tiếp giữa BOD và sự suy giảm oxy trong các nguồn nước tiếp nhận.

Rất nhiều chất thải trong nước thải sinh hoạt và công nghiệp chứa các chất hữu cơ khi bị vi sinh vật phân hủy làm giảm nồng độ oxi hòa tan của nước sông. Khi nồng độ oxy hòa tan giảm xuống dưới 4 hoặc 5mg/l, các loài



224

thủy sinh bắt đầu giảm. Vì vậy chỉ số nồng độ oxy hòa tan là một chỉ số quan trọng nhất để đánh giá chất lượng nước sông.

Tốc độ quá trình ổn định sinh học là hàm số của thời gian và nhiệt độ. Tốc độ loại oxy sẽ tăng khi nhiệt độ tăng. Nước sông được bổ sung oxy trước hết là do quá trình hấp thụ oxy từ không khí. Như vậy các yếu tố chi phối quá trình tự làm sạch của một dòng sông đối với các chất thải hữu cơ sẽ là lưu lượng dòng chảy, thời gian chảy xuôi, nhiệt độ nước, quá trình tái sinh oxy bằng hấp thụ.

Hình 7-1. Ảnh hưởng của ô nhiễm do các chất hữu cơ tới chất lượng

dòng sông



225

Một dòng sông bị nhiễm bẩn do các chất hữu cơ được chia thành bốn vùng theo dòng chảy như trên Hình 7-1. Vùng ngay sau điểm thải là vùng phân rã. Ở đây nồng độ oxy hòa tan giảm rất nhanh do các vi khuẩn đã sử dụng để phân hủy các hợp chất hữu cơ trong chất thải. Tiếp đến là vùng phân hủy mạnh các chất hữu cơ, nồng độ oxy hòa tan giảm tới mức thấp nhất. Trong vùng này thường xảy ra quá trình phân hủy kỵ khí bùn đáy sông, phát sinh mùi hôi thối. Đây là môi trường không thuận lợi cho các động vật bậc cao như cá sinh sống. Ngược lại, vi khuẩn và nấm phát triển mạnh nhờ sự phân hủy các hợp chất hữu cơ làm giảm BOD và tăng hàm lượng amoniac. Ở vùng tái sinh, tốc độ hấp thụ oxy lớn hơn tốc độ sử dụng oxy nên nồng độ oxy hòa tan tăng dần. Ở đây amoniac được các vi sinh vật nitrat hóa. Các loài giáp xác và các loài cá có khả năng chịu đựng, v.v…tái xuất hiện và tảo phát triển mạnh do hàm lượng các chất dinh dưỡng vô cơ từ quá trình phân hủy các chất hữu cơ tăng lên. Vùng cuối cùng là vùng nước sạch. Nồng độ oxy hòa tan được phục hồi trở lại bằng mức ban đầu, còn chất hữu cơ hầu như đã bị phân hủy hết. Môi trường nước ở đây đảm bảo cho sự sống bình thường của các loài thực vật và động vật.

7.3. CAÙC ÑIEÅM LÖU YÙ VEÀ NHU CAÀU OXY SINH HOÙA Mặc dù BOD năm ngày (BOD5) đã được chọn như là một chỉ tiêu cơ bản để đánh giá mức độ ô nhiễm và kiểm soát ô nhiễm đối với hầu hết các loại nước thải, nhưng thực ra thì BOD sau cùng mới là chỉ tiêu tốt nhất để phản ánh mức độ ô nhiễm tổng cộng của chất thải. Đối với bất kỳ một loại chất thải nào cũng đều có một hằng số tốc độ BOD xác định, tỷ lệ giữa BOD toàn phần và BOD5 là hằng số, vì thế BOD5 phản ánh nồng độ tương đối của chất thải. Nếu các loại chất thải khác nhau có cùng BOD5, khi đó BOD toàn phần sẽ giống nhau nếu như các hằng số tốc độ BOD là như nhau. Điều này được minh họa trên hình 7.2 đối với một loại nước thải đô thị có hằng số tốc độ K1 = 0,15 ngày -1 và một loại nước thải công nghiệp K1 = 0,5 ngày -1. Mặc dù cả hai loại nước thải này đều có BOD5 = 200 mg/L, nhưng nước thải công nghiệp thì có giá trị BOD toàn phần lớn hơn nhiều và có thể tác động mạnh đến oxy hòa tan trong sông. Đối với nước thải công nghiệp, một phần nhỏ của BOD đã được sử dụng trong 5 ngày đầu do có hằng số tốc độ thấp hơn.

Việc hiểu (thể hiện) chính xác các giá trị BOD5 cũng có thể được minh họa bằng cách khác. Chúng ta hãy xem xét một mẫu nước sông đã bị ô nhiễm có trị số BOD5 = 50 mg/L và K1 = 0,115 ngày -1. BOD toàn phần



226

được tính toán là 68mg/L. Tuy nhiên, vì nhiệt độ nước sông là 10oC, nên giá trị K trong sông chỉ là 0,032 ngày -1. như đã thể hiện Hình 7-3 giá trị BOD5 trong điều kiện phòng thí nghiệm đánh giá quá cao sự tiêu thụ oxy thực tế trong sông. Một lần nữa, một phần nhỏ hơn của BOD đã được sử dụng trong 5 ngày khi hằng số tốc độ BOD thấp hơn.

BOD5 đã được chọn như là giá trị chuẩn đối với hầu hết các mục đích bởi vì việc xét nghiệm đã được các kỹ sư môi trường ở Anh, nơi mà các dòng sông có thời gian chuyển tải ra biển ngắn hơn 5 ngày, vì vậy không nhất thiết phải xem xét đến nhu cầu oxy ở các thời gian dài hơn 5 ngày.

Hình 7-2. Ảnh hưởng của K lên BOD hoàn toàn của hai loại

nước thải có BOD5 như nhau

Hình 7-3. Ảnh hưởng của K1 lên BOD5 khi BOD hoàn toàn là hằng số



227

7.4. SÖÏ OXY HOÙA CAÙC HÔÏP CHAÁT CUÛA NITÔ Các quan niệm trước đây cho rằng chỉ có cacbon trong vật chất hữu cơ bị oxy hóa. Thực ra, nhiều hợp chất hữu cơ chẳng hạn như các protein, trong thành phần của chúng rõ ràng chứa các nguyên tố nitơ, nhưng nó vẫn có thể bị oxy hóa cùng với sự tiêu hủy oxy phân tử. Tuy nhiên, bởi vì các cơ chế và tốc độ của quá trình oxy hóa nitơ có sự khác biệt so với quá trình oxy hóa cacbon, cho nên hai quá trình này cần phải được xem xét riêng biệt. Một cách hợp lý, sự tiêu thụ oxy do quá trình oxy hóa cacbon được gọi là BODcacbon (C-BOD), trong khi đó sự tiêu thụ oxy do quá trình oxy hóa nitơ được gọi là BODnitơ (N-BOD )

Các vi sinh vật tham gia oxy hóa cacbon trong các hợp chất hữu cơ để tạo ra năng lượng cần thiết cho quá trình sống thì không thể oxy hóa nitơ trong các hợp chất đó. Thay vào đó, các hợp chất nitơ thường đi vào nguồn nước ở dạng ammonia (NH3). Ở những giá trị pH bình thường, ammonia thực ra tồn tại ở dạng ammonium cation (NH4

+). Ammonia được phóng thích vào nguồn nước từ các hợp chất hữu cơ, cộng thêm từ các nguồn khác như nước thải công nghiệp và nước rửa trôi từ nội đồng (chủ yếu từ phân bón hóa học), bị oxy hóa thành nitrate (NO3

-) nhờ một nhóm vi khuẩn đặc biệt, được gọi là quá trình nitrate hóa (nitrification). Phản ứng tổng quát của quá trinh oxy hóa của ammonia như sau:

+4 2 3 2NH + 2O NO + H O + 2H→

Từ phản ứng này, N-BOD lý thuyết có thể tính như sau:

2Sogamoxyduocsu dung 4×16N - BOD = = = 4,57gO /gNSogam nitoduocoxy hoa 14

Giá trị N-BOD thực tế thường thấp hơn so với giá trị N-BOD lý thuyết do sự hợp nhất một số nitơ vào trong các tế bào vi khuẩn mới, tuy nhiên sự chênh lệch này chỉ vào khoảng một vài phần trăm.

Vận tốc mà ở đó N-BOD được sử dụng phụ thuộc mạnh mẽ vào sự hiện diện của một số vi sinh vật nitrate hóa. Trong nước cống chưa được xử lý, có một ít các vi sinh vật này, trong khi đó, trong các dòng thải đã được xử lý tốt, số lượng vi sinh vật này khá cao. Khi các mẫu nước cống chưa được xử lý và được xử lý được đem đi phân tích BOD, sự tiêu thụ oxy được thể hiện trên hình 7-4.



228

Hình 7-4. Các đường cong BOD thể hiện cả BOD cacbon và BOD nitơ đối với nước cống chưa và sau khi được xử lý

Trong trường hợp nước cống chưa được xử lý, N-BOD được sử dụng sau khi có nhiều C- BOD được sử dụng. Sự chậm trễ là do cần phải có thời gian để cho vi khuẩn nitrate hóa đạt được số lượng đủ lớn để sử dụng N- BOD.

Trong trường hợp nước cống đã được xử lý, một quần thể vi khuẩn nitrat hóa lớn hơn có trong mẫu làm giảm thời gian chậm trễ trên. Tuy nhiên, một khi quá trình nitrat hóa bắt đầu, N-BOD có thể được mô tả bằng vi phân bậc nhất với một hằng số tốc độ BOD có thể so sánh với hằng số tốc độ BOD đối với C-BOD của một dòng nước thải đã được xử lý tốt (K1=0,04-0,10 ngày-1). Bởi vì sự chậm trễ phía trước N-BOD có thể thay đổi trong một phạm vi lớn, cho nên các giá trị BOD5 thường khó có thể làm sáng tỏ. Khi chỉ muốn đo riêng BOD cacbon, các hóa chất gây ức chế được cho thêm vào mẫu để làm ngưng quá trình nitrat hóa. Hằng số tốc độ đối với quá trình nitrat hóa cũng bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ và có thể được điều chỉnh bằng cách sử dụng Lt = L0. e-kt (xem hình 7-5).



229

Hình 7-5. Các đường cong BOD thể hiện cả BOD cacbon và BOD nitơ.

7.5. ÑÖÔØNG CONG DIEÃN TIEÁN OXY HOØA TAN (ÑÖÔØNG CONG LOÕM) Nồng độ oxy hòa tan trong một con sông là một chỉ số phản ánh mức độ trong sạch chung của nó. Tất cả các dòng sông đều có một khả năng tự làm sạch nhất định của chúng. Với điều kiện là việc thải các chất có nhu cầu về oxy nằm trong khả năng tự làm sạch của một con sông, hàm lượng DO vẫn được duy trì ở mức độ cao và khi đó có thể tìm thấy một quần xã thực vật và động vật phong phú, bao gồm cả các bầy cá. Khi lượng chất thải tăng lên, khả năng tự làm sạch của dòng sông bị quá tải, hàm lượng DO trong nước sông bị suy giảm, từ đó dẫn đến những thay đổi bất lợi trong đời sống của hệ thủy sinh (thực vật và động vật) trong sông. Khi DO tụt xuống dưới mức 4-5 mg/L, phần lớn tôm cá sẽ di chuyển ra khỏi đó để tìm nơi cư trú mới. Nếu DO bị khử hoàn toàn, cá và động vật bậc cao hơn khác bị giết chết hoặc phải di tản đến nơi khác và dẫn đến những điều kiện cực kỳ nguy hại. Nước sẽ trở nên có màu đen và bốc mùi hôi thối giống như nước cống, đồng thời diễn ra sự thối rữa kỵ khí các xác chết của hệ thủy sinh trong sông.



230

Hình 7-6. Đường cong diễn tiến DO điển hình.

Một trong những công cụ chính của việc quản lý chất lượng nước sông là đánh giá khả năng hấp thu chất thải của dòng sông (khả năng tự làm sạch của dòng sông). Điều này được tiến hành bằng cách xác định diễn biến nồng độ DO trong các dòng thải ra sông. Diễn biến này gọi là đường cong lõm DO (xem Hình 7-6) bởi vì nồng độ DO lúc đầu bị giảm xuống nhanh cùng lúc với các vật chất có nhu cầu về oxy trong dòng thải bị oxy hóa và sau đó từ từ tăng lên dọc theo đường chuyển nước cùng lúc với sự nạp lại dần oxy từ khí quyển cho dòng chảy.

Để phát triển một biểu thức toán học đối với đường cong lõm DO, nguồn oxy và các yếu tố ảnh hưởng đến sự tụt giảm oxy phải được xác định và định lượng. Nguồn cung cấp oxy chủ yếu là từ khí quyển và từ sự quang hợp của các loài thực vật nước. Sự tụt giảm oxy được gây ra do nhiều yếu tố, trong đó quan trọng nhất là BOD (kể cả C-BOD và N-BOD) của dòng thải ra, và BOD sẵn có trong nước sông theo dòng chảy ngược lên dòng thải thường thấp hơn so với DO trong sông. Như vậy, DO ở sông bị giảm xuống nhanh ngay khi chất thải được đưa vào sông. Các yếu tố khác ảnh hưởng đến sự tụt giảm oxy hòa tan bao gồm sự ô nhiễm từ các nguồn diện, sự hô hấp của các sinh vật sống trong bùn đáy (benthic demand), và sự hô hấp của các thực vật nước. Theo cách tiếp cận cổ điển, phương trình diễn biến DO được phát triển bằng cách chỉ xem xét đến sự tụt giảm DO ban đầu, BOD cácbon, và sự cung cấp lại không khí từ khí quyển. Rồi sau đó,



231

phương trình được mở rộng ra với sự xem xét đến BOD nitơ. Cuối cùng, các yếu tố khác nhau ảnh hưởng đến mức DO sẽ được khảo sát một cách định tính; còn việc khảo sát định lượng chúng vượt ra ngoài phạm vi khuôn khổ của quyển sách này.

7.6. MOÂ HÌNH STREETER – PHELPS

7.6.1. Caùch tieáp caän caân baèng vaät chaát

Các cân bằng vật chất đơn giản giúp chúng ta có thể hiểu được và giải quyết các vấn đề đường cong diễn tiến DO. Ba dạng cân bằng vật chất truyền thống (không có phản ứng hóa học) có thể sử dụng để kiểm toán việc xáo trộn ban đầu của dòng chất thải và sông, BOD cacbon, và tất cả những thay đổi về nhiệt độ gây ra do sự xáo trộn dòng chất thải và sông.

Sơ đồ cân bằng vật chất truyền thống đối với oxy (chỉ có xáo trộn) được thể hiện trên Hình 7-7. Tích số của lưu lượng nước và nồng độ DO cho ta một khối lượng oxy trên một đơn vị thời gian:

Gn = QnCn (7.1)

Gs = QsCs (7.2) Trong đó: Gn = tải lượng DO trong nước thải, g/s Gs = tải lượng DO trong nước sông, g/s Qn = lưu lượng nước thải, m3/s Qs = lưu lượng nước sông, m3/s Cn = nồng độ oxy hòa tan trong nước thải, g/m3 Cs = nồng độ oxy hòa tan trong nước sông, g/m3

Hình 7-7. Sơ đồ cân bằng vật chất truyền thống đối với sự xáo trộn DO

Tải lượng DO trong sông sau khi hòa trộn cân bằng với tổng tải lượng DO của dòng nước sông và nước thải:



232

Tải lượng DO sau khi hòa trộn = QnCn + QsCs

Tương tự đối với BOD toàn phần:

Tải lượng BOD sau khi hòa trộn = QnLn + QsLs

Trong đó: Ln = BOD toàn phần của nước thải, mg/L

Ls = BOD toàn phần của nước sông, mg/L

Hình 7-8. Đường cong lý tưởng nhu cầu oxy sinh hóa pha cacbon

(hình trên: BOD còn lại, hình dưới: lượng oxy đã tiêu thụ) http://www.ebook.edu.vn


233

Nồng độ của DO và BOD trong nước sông sau khi xáo trộn tương ứng bằng tải lượng của DO và BOD sau khi xáo trộn chia cho tổng lưu lượng của nước thải và nước sông:

n n s s

n s

Q C + Q CDO =Q + Q

(7.3)

n n s sa

n s

Q L + Q LL =Q + Q

(7.4)

Trong đó: La = BOD toàn phần đầu tiên sau khi xáo trộn

7.6.2. Ñoä thieáu huït oxy

Phương trình diễn tiến DO đã được phát triển bằng cách sử dụng độ thiếu hụt oxy hơn là nồng độ oxy hòa tan nhằm tạo điều kiện thuận lợi cho việc giải phương trình vi phân mà nó được dẫn ra từ việc biểu diễn bằng toán học phương trình cân bằng vật chất. Độ thiếu hụt oxy là lượng mà tại đó, nồng độ oxy hòa tan thực sự thấp hơn giá trị bão hòa đối với oxy trong không khí:

D = DObh – DO (7.5)

Trong đó: D = độ thiếu hụt oxy, mg/L

DObh = nồng độ bão hòa của oxy hòa tan, mg/L

DO = nồng độ thực tế của oxy hòa tan, mg/L

Giá trị bão hòa của oxy hòa tan phụ thuộc mạnh vào nhiệt độ của nước thải – nó giảm xuống khi nhiệt độ tăng lên. Giá trị DObh đối với nước sạch được cho trong Bảng 7-2.

Bảng 7-2. Các giá trị bão hoà của oxy hòa tan trong nước sạch lộ thiên ở khí quyển bão hòa có chứa 20,9 % oxy dưới áp suất 101,325 kPa

NHIỆT ĐỘ OXY HOÀ TAN (MG/L) ÁP SUẤT HƠI BÃO HÒA

0 14,62 0,6108

1 14,23 0,6566

2 13,84 0,7055



234

3 13,48 0,7575

4 13,13 0,8129

5 12,80 0,8719

6 12,48 0,9347

7 12,17 1,0013

8 11,87 1,0722

9 11,59 1,1474

10 11,33 1,2272

11 11,08 1,3119

12 10,83 1,4017

13 10,60 1,4969

14 10,37 1.5977

15 10,15 1,7044

16 9,95 1,8173

17 9,74 1,9367

18 9,54 1,9367

19 9,35 2,0630

20 9,17 2,1964

21 8,99 2,3373

22 8,83 2,4861

23 8,68 2,6430

24 8,53 2,8086

25 8,38 2,9831

26 8,22 3,3608

27 8,07 3,5649

28 7,92 3,7796

29 7,77 4,0055



235

30 7,63 4,2430

31 7,51 4,4927

32 7,42 4,7551

33 7,28 5,0307

34 7,17 5,3200

35 7,07 5,6236

36 6,96 5,9422

37 6,86 6,2762

38 6,75 6,6264

7.6.3. Ñoä thieáu huït ban ñaàu

Khởi đầu của đường cong diễn tiến DO là điểm mà tại đó dòng thải được xáo trộn với nước sông. Độ thiếu hụt ban đầu được xem như là sự khác biệt giữa nồng độ DO bão hòa và nồng độ DO sau khi xáo trộn:

n n s sa bh

n s

Q C + Q CD = DOQ + Q

− (7.6)

Trong đó: Da = Độ thiếu hụt oxy ban đầu sau khi nước sông và chất thải được xáo trộn, mg/L, DObh = Nồng độ bão hòa của oxy ở nhiệt độ của nước sông sau khi xáo trộn, mg/L.

7.6.4.Phöông trình dieãn tieán cuûa DO

Một sơ đồ cân bằng vật chất của DO trong một khúc sông nhỏ đã được thể hiện trên Hình 7-9 a. Đây là một cân bằng vật chất toàn diện, mà nó xem xét đến tất cả các đầu vào và đầu ra. Như đề cập ở trên, chúng ta sẽ giới hạn vấn đề của chúng ta đến mô hình Streeter-Phelps cổ điển. Sơ đồ cân bằng vật chất đã được đơn giản hóa được thể hiện trên Hình 7-9 b. Phương trình cân bằng vật chất như sau:

RODv + W +A –M – RDOr = 0 (7.7)



236

Hình 7-9. Sơ đồ cân bằng DO trong khúc sông nhỏ (a) và cân bằng vật chất đã được đơn giản hóa đối với mô hình Streeter-Phelps (b).

Chú giải:

RDOvào = khối lượng DO chảy vào khúc sông

RDOra = khối lượng DO chảy ra khúc sông

W = khối lượng DO trong nước thải chảy vào khúc sông

P = khối lượng DO đi vào từ các sản phẩm có chứa oxy do sự quang hợp của tảo

B = khối lượng DO bị tiêu thụ bởi nhu cầu của sinh vật đáy.

M = khối lượng DO bị khử bởi sự phân hủy sinh học của

C-BOD

N = khối lượng DO bị khử bởi sự phân hủy sinh học của

N-BOD

R = Khối lượng DO bị tiêu thụ bởi sự hô hấp của tảo.

Tốc độ mà ở đó DO biến mất do hoạt động của vi khuẩn (M) đúng bằng tốc độ gia tăng độ thiếu hụt oxy hòa tan. Với giả thiết rằng giá trị DO bão hòa vẫn là hằng số [d(DObh )/dt = 0], lấy vi phân phương trình (7.5) ta được:

d(DO) dD+dt dt

= 0

Suy ra

d(DO) dD= -dt dt

(7.8)



237

Tốc độ mà ở đó DO biến mất xảy ra đồng thời với tốc độ mà ở đó BOD bị phân hủy, cho nên:

d(DO) dD d(BOD)= - = -dt dt dt

Như đã biết BODt được xác định bởi:

BODt = Lo - Lt

và do Lo là một hằng số, nên khi lấy đạo hàm theo thời gian nó bằng không, từ đó suy ra:

tdLd(BOD) = -dt dt

Mặt khác

tt

dL = kLdt

Suy ra

tdD = kLdt

(7.9)

Điều này có nghĩa là tốc độ k thay đổi độ thiếu hụt ở thời điểm t do BOD là một phản ứng bậc nhất tỷ lệ với đương lượng oxy của các chất hữu cơ còn lại:

Hằng số tốc độ k được gọi là hằng số tốc độ khử oxy và được ký hiệu là kd.

Tốc độ thấm khối oxy từ không khí vào dung dịch (A) là một phản ứng bậc nhất tỷ lệ với sự chênh lệch giữa giá trị bão hòa và nồng độ thực của DO:

bhd(DO) = k(DO - DO)

dt

Từ các phương trình (7.5) và (7.8) suy ra rằng:

dD = -kDdt

Hằng số tốc độ được gọi là hằng số tốc độ nạp không khí ,kr.



238

Từ các phương trình (7.8) và (7.9) chúng ta có thể thấy rằng, độ thiếu hụt oxy là một hàm của sự cạnh tranh giữa sự sử dụng oxy và nạp từ khí quyển:

d rdD = k L - k Ddt

(7.10)

Trong đó:

- dD/dt = sự thay đổi độ thiếu hụt oxy (D) trên đơn vị thời gian, mg/L. ngày

- kd = hằng số tốc đô khử oxy, ngày-1

- L = BOD hoàn toàn của nước sông, mg/L

- kr = hằng số tốc độ nạp khí, ngày-1

- D = độ thiếu hụt oxy trong nước sông, mg/L

Bằng cách lấy tích phân phương trình (7.10) với các điều kiện biên: ở thời điểm t = 0: D = Da và L = La, và thời điểm t, D = D và L = L, ta được phương trình diễn tiến DO:

d r r-k t -k t -k td aa

r d

k LD = (e - e ) + D (e )k - k

(7.11)

Trong đó:

- D = độ thiếu hụt oxy trong nước sông sau khi sử dụng BOD theo thời gian, mg/L

- La = BOD hoàn toàn lúc ban đầu sau khi nước sông và nước thải được xáo trộn, mg/L;

- kd = hằng số tốc độ khử oxy, ngày-1

- kr = hằng số tốc độ nạp khí, ngày-1

- Da = độ thiếu hụt ban đầu sau khi nước sông và nước thải được xáo trộn , mg/L

Khi kr = kd, phương trình (7.11) được viết lại thành:

( ) dk td a aD k tL D e−= + (7.12)

Hằng số tốc độ nạp không khí cũng bị ảnh hưởng bởi nhiệt độ và có thể điều chỉnh theo nhiệt độ thực tế của một con sông bằng cách sử dụng:



239

( ) 2020

TTk k θ −= (7.13)

Trong đó

- T – nhiệt độ xem xét, 0C

- kT – hằng số tốc độ BOD ở nhiệt độ xem xét, ngày-1 - k20 – hằng số tốc độ BOD ở nhiệt độ 200C, ngày-1

- Hệ số nhiệt độ, θ = 1.135 ở nhiệt độ trong khoảng từ 4 - 200C và θ = 1.056 ở nhiệt độ trong khoảng 20 – 30 0C.

7.6.5. Söï naïp khoâng khí

Giá trị kr phụ thuộc vào mức độ hỗn loạn mà mức độ đó liên quan chặt chẽ với vận tốc dòng chảy, và phụ thuộc vào tỉ số giữa diện tích mặt thoáng so với thể tích nước trong sông. Một dòng sông hẹp và sâu sẽ có giá trị kr nhỏ hơn nhiều so với dòng sông rộng và nông.

0,5

r 1,5

3,9vk =H

Trong đó: kr = hằng số tốc độ nạp không khí ở 20oC, ngày-1

V = vận tốc trung bình của dòng chảy, m/s

H = độ sâu trung bình của dòng chảy, m

Lưu ý rằng hệ số 3,9 tính đến một thừa số chuyển đổi để có được số hạng có số hạng thứ nguyên của phương trình.

Hằng số tốc độ nạp không khí có thể xác định bởi phương trình (7.13) nhưng với hệ số nhiệt độ θ = 1,024. Đối với nhiều dòng chảy, kr có thể thay đổi từ 0,05 đến lớn hơn 18 ngày -1.

Để liên hệ thời gian di chuyển với khoảng cách vật lý xuôi dòng, cần phải biết vận tốc dòng chảy trung bình. Một khi đã tìm được giá trị của dòng chảy tại một điểm bất kỳ của dòng chảy xuôi, chúng ta có thể tìm được DO từ phương trình (7.5). Lưu ý rằng không sử dụng các biện pháp vật lý nào để làm cho DO thấp hơn không. Nếu như độ thiếu hụt oxy tính toán từ phương trình (7.11) lớn hơn giá trị DO bão hòa, thì khi đó, toàn bộ oxy sẽ bị tiêu hao ở một số thời gian sớm hơn và DO bằng không. Nếu các kết quả tính toán dẫn đến các giá trị DO âm thì phải xem như DO = 0 bởi vì nó không thể nào nhỏ hơn không.



240

Điểm thấp nhất của đường cong lõm DO (được gọi là điểm tới hạn) là điều mà ta quan tâm nhiều nhất bởi vì nó chỉ ra những điều kiện tồi tệ nhất trong sông. Thời gian để đạt đến điểm tới hạn (tgh) có thể được xác định bằng cách lấy vi phân phương trình (7.11), gán cho nó bằng không, và giải đối với t bằng cách sử dụng các giá trị của cơ số e đối với kr và kd:

r drgh a

r d d d a

k - kk1t = ln (1- D )k - k k k L

⎡ ⎤⎢ ⎥⎣ ⎦

Hoặc khi kr = kd:

ac

d a

D1t = (1- )k L

Độ thiếu hụt tới hạn (Dgh) sau đó được xác định bằng cách sử dụng thời gian tới hạn trong phương trình (7.11).

7.7. BAØI TAÄP ÖÙNG DUÏNG MOÂ HÌNH STREETER Các nhóm số liệu số cần thiết để ứng dụng mô hình Streeter – Phelps gồm nhóm số liệu liên quan tới đối tượng tiếp nhận nước xả thải (kênh sông) và nhóm số liệu liên quan tới các điểm xả thải. Các thông số cần thiết cho mô hình Streeter – Phelps cũng như các phép tính trung gian trong mô hình này được thể hiện trên Hình 7-10. Mô hình Streeter – Phelps cho phép tính toán đường cong DO và độ thiếu hụt oxy.



241

Hình 7-10. Mô tả các thông số cho kịch bản tính toán

theo mô hình Streeter - Phelps

Bài tập 7-1. Một khu đô thị thải mỗi ngày ra sông 17.360m3 nước thải đã được xử lý có BOD5 = 12mg/L và có hằng số tốc độ BOD là k=0,12 ngày-

1 ở nhiệt độ 20oC. Sông có lưu lượng 0,43 m3/s và BOD toàn phần là 5,0 mg/L. DO của nước sông là 6,5 mg/L và DO của nước thải sau khi xử lý là 1,0 mg/L. Tính toán DO và BOD toàn phần đầu tiên sau khi xáo trộn.

Giải.

Chuyển đổi lưu lượng nước thải sang đơn vị tương thích, tức là m3/s:

Qn = 317.360m /ngay

86.400s/ngay = 0,20 m3/s

DO sau khi hòa trộn:

DO = 3 3

3 3

(0, 20m /s)(1,0mg/L) + (0, 43m /s)(6,5mg/L)0, 20m /s + 0, 43m /s

= 4,75 mg/L



242

Trước khi chúng ta xác định BOD toàn phần đầu tiên sau khi xáo trộn, chúng ta cần phải xác định BOD toàn phần của nước thải. Ta tính Lo như sau:

Lo = 5-kt

BOD(1- e )

= (-0,12)(5)

12mg/L(1- e )

= 12(1 0,55 )−

= 26,6 mg/L

Lưu ý rằng, chúng ta đã sử dụng chỉ số 5 ngày trong BOD5 để xác định giá trị của t trong phương trình. Bây giờ đặt Ln = Lo chúng ta có thể xác định BOD toàn phần đầu tiên sau khi xáo trộn:

La =3 3

3 3

(0,20m /s)(26,6mg/L) +(0,43m /s)(5,0mg/L)0,20m /s+0,43m /s

= 11,86 mg/L = 12 mg/L

Bài tập 7-2. Tính độ thiếu hụt ban đầu của một dòng sông sau khi hòa trộn với nước thải từ một khu đô thị (các dữ liệu được cho trong Bài tập 7–1). Nhiệt độ của nước sông là 10oC và nhiệt độ của nước thải cũng là 10oC.

Giải. Tương ứng với nhiệt độ của nước sông, giá trị bão hòa của oxy hòa tan (DObh) có thể được xác định bằng cách tra bảng từ Bảng 7-3. Ở 10oC, DObh = 11,33 mg/L. Do chúng ta đã tính toán được nồng độ DO sau khi xáo trộn là 4,75 mg/L (Bài tập 7.1), cho nên độ thiếu hụt ban đầu sau khi xáo trộn là:

Da = 11,33 mg/L – 4,75 mg/L = 6,58mg/L

Bởi vì nước thải thường có nhiệt độ cao hơn nước sông, đặc biệt là vào mùa đông, cho nên nhiệt độ của dòng thải ra sông thường cao hơn nhiệt độ của dòng chảy ngược. Vì rằng chúng ta quan tâm đến các điều kiện của dòng thải chảy xuôi, nên điều quan trọng là chúng ta phải sử dụng nhiệt độ của dòng chảy xuôi khi xác định nồng độ bão hòa của oxy hòa tan.

Bài tập 7.3. Đánh giá ảnh hưởng do một cống xả gây ra cho con sông theo mô hình Streeter – Phelps.

Khu công nghiệp A, tỉnh B có xả nước thải vào đối tượng tiếp nhận là sông C. Lưu lượng dòng nước thải là 9600 (m3/ngày), BOD5 ở nhiệt độ 20°C là 30 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan trong dòng nước thải là 2,0 (mg/l) nhiệt độ của dòng nước thải là 22 (°C) .

Dòng chảy của sông C có lưu lượng là 1500 (m3/giờ), BOD5 ở 20°C là 2,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 7,0 (mg/l). Nhiệt độ dòng chảy là 20



243

(°C). Dòng chảy có vận tốc trung bình là 0,3 (m/s), độ sâu trung bình là 2,5 (m).

Biết rằng sự hòa trộn hoàn toàn diễn ra tức thời. Lấy hệ số tốc độ phân hủy các chất hữu cơ K1 tại nhiệt độ 20° C là 0,15 (ngày -1). Sử dụng công thức O’Connor - Dobbins tính Ka(20°C).

( ) ( )0,5

20 -1a 1,5

VK = 3.93 ngay

H

Trong đó V (m/s) là vận tốc trung bình của dòng chảy, H là độ sâu trung bình của con kênh.

Sử dụng mô hình Streeter – Phelps hãy tính nồng độ oxy hòa tan tại khoảng cách 5 km so với nguồn xả thải. Cho phép sử dụng Bảng 7-3 với những giá trị nhiệt độ khác có thể lấy xấp xỉ hay nội suy tuyến tính.

Bảng 7-3. Nồng độ oxy bão hòa trong nước như một hàm số của nhiệt độ

STT NHIỆT ĐỘ 0C NỒNG ĐỘ OXY BÃO HÒA (MG/L)

1 16 10,0

2 17 9,7

3 18 9,5

4 19 9,4

5 20 9,2

6 21 9,0

7 22 8,8

8 23 8,7

9 24 8,5

10 25 8,4

Lời giải.

Tính hệ số Ka(20oC)



244

( ) ( )0.5 0.5

o -1a 3/2 1.5

3.93×V 3.93×0,3K 20 C = = = 0,545 ngayH 2.5

Lưu lượng pha trộn giữa nước thải và nước sông:

w,0 r,0 30,mix

Q Q 9600Q = = +1500 = 400 +1500 = 1900 (m /h)24 24 24

+

BOD5 pha trộn ở nhiệt độ 20°C:

5,w w 5,r r5,mix,0

w r

BOD ×Q + BOD ×QBOD =

Q + Q

5,mix,030×400 + 2.5×1500BOD = = 8,29(mg/l)

1900

Từ BOD5= Lo(1-e-K15) suy ra nồng độ chất hữu cơ ở thời điểm ban đầu

sau khi có sự pha trộn:

5,mix,00,mix,0 -0,15×5 -0,15×5

BOD 8, 29L = = 15,71 (mg/l)(1- e ) (1- e )

=

Nồng độ oxy hòa tan pha trộn ban đầu:

w w r r0,mix

w r

DO ×Q + DO ×Q 2× 400 + 7×1500DO = = = 5,95(mg/l)Q + Q 1900

Nhiệt độ pha trộn giữa nước thải và nước sông:

w w r rmix,0

w r

T ×Q + T ×Q 22×400 + 20×1500T = = = 20, 42 (mg/l)Q + Q 1900

Hệ số tốc độ phân hủy chất hữu cơ sau khi có sự pha trộn:

( ) ( ) ( )o 0 (20.42-20) 0.42 -11 mix,0 1 1 TK T = K 20,42 C = K (20 C)×K = 0,15×(1,05) ngay0,15=

Hệ số thấm khí sau khi có sự pha trộn:

( ) ( ) ( )0 o θ(20,42-20) 0,024×0,57 -1a mix,0 a aK T = K 20,42 C = K (20 C)×e = 0,54×e = 0,55 ngay

Sử dụng bảng và công thức nội suy ta nhận được nồng độ oxy hòa tan bão hòa tại nhiệt độ 20,420 là



245

bh20,42 - 21 20,42 - 20DO = 9,2× + 9× 9,12

20 - 21 21- 20≈ (mg/l)

Từ đó độ thiếu hụt oxy ban đầu sau khi có sự pha trộn D0,mix = DO bão hòa – DO ban đầu = 9,12 - 5,95 = 3,17 (mg/l)

BOD toàn phần tại điểm cách nguồn thải 5000 m được tính theo công thức :

( ) ( )15000-k

-0,150,30,mix,0BOD 5000 = L ×e = 15,71 e = 15,26 mg/l5000/(0,3*24*3600)××

Độ thiếu hụt oxy và nồng độ oxy hòa tan tại vị trí 5000 m được tính như sau:

1 a a5000 5000x x x -0,15 -0,55-K -K -K1 0,mix,0 0,3 24 0,3 24 3600V V V

1 0,mixa 1

5000-0,550,3 24

K ×L 0,15×15,71D(x)= ×(e -e )+D e ×(e -e )K -K 0,55-0,15

+3,17 e

3600

3600 3,27

× ×× × × ×

×× ×

=

× =

Suy ra D1(5000) = 3,27 (mg/l). Từ đó suy ra

DO(5000)=DObão hòa – D1(5000) = 9,12 – 3,27 = 5,85 (mg/l)

Bài tập 7.4. Đánh giá ảnh hưởng do hai cống xả gây ra cho con sông theo mô hình Streeter – Phelps.

Khu công nghiệp A có xả nước thải vào một đối tượng tiếp nhận là một con kênh C. Lưu lượng dòng nước thải là 14400 (m3/ngày), BOD5 ở nhiệt độ 20°C là 35 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan trong dòng nước thải là 2.5 (mg/l) nhiệt độ của dòng nước thải là 22 (°C) .

Dòng chảy của con kênh có lưu lượng là 1500 (m3/giờ), BOD5 ở 20°C là 2.5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 7,5 (mg/l). Nhiệt độ dòng chảy là 20 (°C). Dòng chảy có vận tốc trung bình là 0,3 (m/s), độ sâu 2,5 (m).

Tại khoảng cách 5 km so với nguồn thải người ta bơm nước sạch vào với mục tiêu pha loãng và làm tăng nồng độ oxy hòa tan trong kênh sông. Dòng nước xả này có các thông số như sau: Lưu lượng 12000 (m3/ngày), BOD5 ở 20°C là 2,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 7,0 (mg/l). Nhiệt độ dòng nước xả là 22 (°C).



246

Biết rằng sự hòa trộn hoàn toàn diễn ra tức thời. Lấy hệ số tốc độ phân hủy các chất hữu cơ K1 tại nhiệt độ 20°C là 0,15 (ngày -1). Sử dụng công thức O’Connor - Dobbins tính Ka(20°C).

( ) ( )0,5

20 -1a 1,5

VK = 3,93 ngay

H


Sử dụng mô hình Streeter – Phelps hãy tính nồng độ oxy hòa tan tại khoảng cách 5 km so với nguồn xả thải thứ hai.

Lời giải.

Tính hệ số Ka(20oC)

( ) ( )0.5 0.5

o -1a 3/2 1.5

3,93×V 3,93×0,3K 20 C = = = 0,545 ngayH 2,5

Lưu lượng pha trộn giữa nước thải và nước sông:

w,0 r,0 30,mix

Q Q 14400Q = = +1500 = 600 +1500 = 2100 (m /h)24 24 24

+

BOD5 pha trộn ở nhiệt độ 20°C:

5,mix,0600×35 +1500×2,5BOD = = 11,786(mg/l)

2100

Nồng độ chất hữu cơ ở thời điểm ban đầu sau khi có sự pha trộn:

Từ BOD5= Lo(1-e-K15) suy ra:

5,mix,00,mix,0 -0,15×5 -0,15×5

BOD 11,786L = = 22,34 (mg/l)(1- e ) (1- e )

=

Nồng độ oxy hòa tan pha trộn ban đầu:

0,mix600×2,5 +1500×7,5DO = = 6,071(mg/l)

2100

Nhiệt độ pha trộn giữa nước thải và nước sông: http://www.ebook.edu.vn


247

0mix,0

600×22 +1500×20T = = 20,57( C)2100

Hệ số tốc độ phân hủy chất hữu cơ sau khi có sự pha trộn:

( ) ( ) ( )o 0 (20,57-20) 0.57 -11 1 mix,0 1 TK 20,57 C = K T = K (20 C)×K = 0,15×(1,05) ngay0,154=

Hệ số thấm khí sau khi có sự pha trộn:


Sử dụng bảng và công thức nội suy ta nhận được nồng độ oxy hòa tan bão hòa tại nhiệt độ 20.57° là 9.086. Từ đó độ thiếu hụt oxy ban đầu sau khi cósự pha trộn D0,mix = DO bão hòa – DO ban đầu =9,086-6,071=3,015 (mg/l)

BOD toàn phần tại điểm cách nguồn thải 5000 m được tính theo công thức :

( ) ( )15000-k

-0,1540,30,mix,0BOD 5000 = L ×e = 22,34 e = 21,69 mg/l5000/(0,3*24*3600)××

Độ thiếu hụt oxy và nồng độ oxy hòa tan tại vị trí 5000 m được tính như sau:

1 a a5000 5000x x x -0,154 -0,553-K -K -K1 0,mix,0 0,3 24 0,3 24 3600V V V

1 0,mixa 1

5000-0,5530,3 24

K ×L 0,154×22,34D(x)= ×(e -e )+D e ×(e -e )K -K 0,553-0,154

+3,015 e

3600

3600

× ×× × × ×

×× ×

=

×

Hay

D1(5000) = 3,33 (mg/l)

Từ đó suy ra

DO(5000)=DObão hòa – D1(5000) = 9,086 – 3,33 = 5,756 (mg/l)

Lưu lượng pha trộn giữa nước xả và nước sông (m³/h) tại mặt cắt số 2 (nơi xảy ra sự hợp lưu giữa sông và nguồn xả 2):



248

( )3r,2 r,1 w,2

12000Q = Q + Q = 2100 + = 2600 m /h24

Sử dụng công thức

1

5,w,20,w,2 -K *5 -0,15*5

BOD 2,5L = = = 4,7381- e1- e

(mg/l)

BOD pha trộn ban đầu tại mặt cắt 2 giữa sông và nguồn xả 2:

o,r,1 r,1 0,w,2 w,20,mix,2

r,1 w,2

L *Q + L *Q 21,69*2100 + 4,738*500L = = =18,43 (mg/l)Q + Q 2600

Nồng độ ôxy pha trộn ban đầu tại mặt cắt số 2 là : 5.39 (mg/l)

mix,1w,2 w,2 r,1mix,2

w,2 r,1

Q *DO +Q *DO 500*7,0+ 2100*5,756DO = = = 5,995Q +Q 2600

(mg/l

)

Nhiệt độ pha trộn giữa nước xả và nước sông (°C)

r,1 r,1 w,1 w,1 omix,2

r,1 w,1

T *Q + T *Q 2100×20,57 + 500×22T = = = 20,845 ( C)Q + Q 2600

Hệ số K1 sau khi pha trộn ở mặt cắt số 2 là:

( ) ( ) ( )o 0 (20,85-20) 0,85 -11 1 mix,0 1 TK 20.85 C = K T = K (20 C)×K = 0,15×(1,05) ngay0,156=

Hệ số thấm khí Ka sau khi pha trộn tại mặt cắt số 2 là


Tại nhiệt độ Tmix,2 = 20,850C ta có nồng độ oxy hòa tan bão hòa là 9,03 (mg/l)

Từ đó độ thiếu hụt oxy ban đầu sau khi có sự pha trộn Do = DO bão hòa – DO ban đầu:

0,mix,2D = 9,03-5,995 = 3,035(mg/l)

Độ thiếu hụt oxy tại vị trí x = 5000 (m) cách nguồn xả 2 được tính như sau:



249

( )

1 a a5000 5000x x x -0,156 -0,556-K -K -K1 0,mix,2 0,3 24 3600 0,3 24 3600V V V

1 0,mix,2a 1

5000-0,5560,3 24 3600

K ×L 0,156×18,43D(x)= ×(e -e )+D e ×(e -e )K -K 0,556-0,156

+3,035 e mg/l3,244

× ×× × × ×

×× ×

=

× =

Vậy DO tại x = 5000 m cách nguồn 2 là

DO (x = 5000 m) = DObão hòa – D1(x) = 9,03 – 3,244 = 5,786 (mg/l)

Các bài tập tự giải được đề xuất dưới đây:

Bài tập 7.5. Khu công nghiệp Bắc Củ Chi có xả nước thải vào một đối tượng tiếp nhận là một con kênh. Lưu lượng dòng nước thải là 14400 (m3/ngày), BOD5 ở nhiệt độ 20°C là 35 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan trong dòng nước thải là 2,5 (mg/l), nhiệt độ của dòng nước thải là 22 (°C) .

Dòng chảy của con kênh có lưu lượng là 1200 (m3/giờ), BOD5 ở 20°C là 3,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 6,5 (mg/l). Nhiệt độ dòng chảy là 20°C. Dòng chảy có vận tốc trung bình là 0,25 (m/s), độ sâu 3 (m).

Tại khoảng cách 5 km so với nguồn xả nước thải người ta bơm nước sạch vào với mục tiêu pha loãng và làm tăng nồng độ oxy hòa tan trong kênh sông. Dòng nước xả này có các thông số như sau: Lưu lượng 12000 (m3/ngày), BOD5 ở 20°C là 2,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 7,0 (mg/l). Nhiệt độ dòng nước xả là 22 (°C).

Biết rằng sự hòa trộn hoàn toàn diễn ra tức thời. Lấy hệ số tốc độ phân hủy các chất hữu cơ K1 tại nhiệt độ 20°C là 0,25 (ngày-1). Sử dụng công thức Churchill, Elmore và Buckingham tính Ka(20°C).

0,969 -1,6732 xk = 4,96V H

Trong đó Vx (m/s) là vận tốc trung bình của dòng chảy, H là độ sâu trung bình của con kênh.


Bài tập 7.6. Khu công nghiệp Nhơn Trạch có xả nước thải vào một đối tượng tiếp nhận là một con kênh. Lưu lượng dòng nước thải là 14400



250

(m3/ngày), BOD5 ở nhiệt độ 20°C là 35 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan trong dòng nước thải là 2,5 (mg/l) nhiệt độ của dòng nước thải là 22 (°C) .

Dòng chảy của con kênh có lưu lượng là 1400 (m3/giờ), BOD5 ở 20°C là 4,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 6,0 (mg/l). Nhiệt độ dòng chảy là 20°C. Dòng chảy có vận tốc trung bình là 0,25 (m/s), độ sâu 3 (m).


Biết rằng sự hòa trộn hoàn toàn diễn ra tức thời. Lấy hệ số tốc độ phân hủy các chất hữu cơ K1 tại nhiệt độ 20° C là 0,25 (ngày -1). Sử dụng công thức Owens-Gibbs tính Ka(20°C).

85,167,0202 4,9 Huk =

Trong đó u (m/s) là vận tốc trung bình của dòng chảy, H là độ sâu trung bình của con kênh.


Bài tập 7.7. Khu công nghiệp Phú Mỹ có xả nước thải vào một đối tượng tiếp nhận là một con kênh. Lưu lượng dòng nước thải là 14400 (m3/ngày), BOD5 ở nhiệt độ 20°C là 35 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan trong dòng nước thải là 2,5 (mg/l) nhiệt độ của dòng nước thải là 22 (°C) .

Dòng chảy của con kênh có lưu lượng là 1200 (m3/giờ), BOD5 ở 20°C là 3,5 (mg/l), nồng độ oxy hòa tan là 6,5 (mg/l). Nhiệt độ dòng chảy là 20°C. Dòng chảy có vận tốc trung bình là 0,25 (m/s), độ sâu 2,5 (m).




251

Biết rằng sự hòa trộn hoàn toàn diễn ra tức thời. Lấy hệ số tốc độ phân hủy các chất hữu cơ K1 tại nhiệt độ 20°C là 0,15 (ngày -1). Sử dụng công thức Langbien – Durum tính Ka(20°C).

33,1202 3,3 Huk =



CAÂU HOÛI 1. Trình bày định nghĩa nhu cầu oxy sinh hoá (BOD).

2. Trình bày sự phân vùng bị nhiễm bẩn do ô nhiễm hữu cơ.

3. Trình bày cách tiếp cận cân bằng vật chất trong mô hình Streeter - Phelps

4. Thế nào là độ thiếu hụt oxy, độ thiếu hụt ban đầu.

5. Hãy trình bày cách nhận được phương trình Streeter.

6. Hãy trình bày nghiệm nhận được từ phương trình Streeter và các hệ quả của nghiệm này.


[1]. Jorgensen S.E., 1994. Fundanmentals of Ecological Modelling (2 nd

Edition). Elsevier, 628 p. (in English)

[2]. Lâm Minh Triết, 2006. Kỹ thuật môi trường. Nxb Đại học Quốc gia TP. Hồ Chí Minh, 746 trang.

[3]. Lê Văn Nghinh, Bùi Công Quang, Hoàng Thanh Tùng, 2006. Mô hình toán thủy văn. Giáo trình cao học thủy lợi. Nxb Xây dựng. 2006. 162 trang.



252

[4]. Nguyễn Tất Đắc, 2005. Mô hình toán cho dòng chảy và chất lượng nước trên hệ thống kênh sông. Nxb Nông nghiệp. 234 trang.

[5]. Nguyễn Xuân Nguyên, Trần Đức Hạ, 2004. Chất lượng nước sông hồ và bảo vệ môi trường nước. Nxb Khoa học và Kỹ thuật, 200 trang.


MOÂ HÌNH DOØNG CHAÛY VAØ LAN TRUYEÀN CHAÁT CHO KEÂNH SOÂNG

Sự mô phỏng chất lượng nước bằng công cụ toán học là một nhánh khoa học đang phát triển nhanh, đạt được thành công lớn trong những năm gần đây. Trong thực tế, các thực nghiệm trực tiếp với kênh sông tự nhiên thường gặp khó khăn và trong nhiều trường hợp là không thể cho nên khả năng mô phỏng bài toán môi trường trong phòng thí nghiệm thường rất hạn chế. Các mô hình toán học là công cụ cơ bản cho tính toán định lượng cũng như áp dụng vào thực tế khi nghiên cứu mô phỏng chất lượng nước kênh sông. Để mô phỏng chất lượng nước kênh sông cần phải giải quyết bài toán dòng chảy trong hệ thống kênh sông cùng bài toán lan truyền chất. Các bài toán truyền lan chất ô nhiễm được xác định bởi các hệ phương trình vi phân đạo hàm riêng mô tả các định luật vật lý cơ bản. Các phương trình này mô tả sự di chuyển lưu chất trên kênh sông và sự lan truyền những chất hòa tan khác nhau. Các mô hình liên tục mô phỏng truyền lan chất tan trên kênh sông gồm phương trình Navier Stokes (thành phần thuỷ động lực học), các phương trình truyền tải khuếch tán. Trong thực tế nhiều kênh sông có chiều dài lớn, thẳng và nước nông cho nên một số thành phần trong phương trình mô tả có thể được rút gọn. Trong chương này trình bày một số cơ sở lý luận cho bài toán mô phỏng chất lượng nước. Phần trình bày trong chương này được tác giả tham khảo từ các đồng nghiệp của mình trong tài liệu [1], [4] cũng như kinh nghiệm thực tiễn được trình bày trong [3].

8.1. PH��NG TRÌNH VI PHÂN C�A DÒNG CH�Y VÀ LAN TRUY�N CH�T 8.1.1. Hệ phương trình vi phân cơ bản của dòng chảy trong sông

Một số giả thuyết để thu nhận hệ phương trình một chiều:

Chöông 8



254

- Dòng chảy một chiều, tức là: góc giữa véctơ pháp tuyến trên một thiết diện vuông góc với trục sông so với véctơ vận tốc trung bình trên cùng thiết diện là nhỏ.

- Độ cong của đường dòng là nhỏ để bỏ qua gia tốc hướng tâm, áp lực là thuỷ tĩnh.

- Độ dốc của đáy nhỏ. - Luật cản trên mặt và đáy giống với luật cản đối với dòng dừng.

Phương trình liên tục Phương trình liên tục được thiết lập từ cơ sở định luật bảo toàn khối lượng với kỹ thuật phép tính vi phân và định lý Taylor đượcviết trong không gian vô cùng bé nằm giữa hai mặt kênh như được chỉ ra trên Hình 8-1.

dssQQ∂∂

+

dtth∂∂

Hình 8-1. Mô tả lưu lượng ra – vào đoạn kênh qua hai mặt cắt ướt.

Chênh lệch lượng nước ra - vào đoạn kênh ds qua hai mặt cắt ướt trong

thời gian dt là: dtdssQ .∂∂

Biến thiên thể tích đoạn kênh trong thời gian đó là: dtthdsB∂∂.

Trong đó: A - diện tích mặt cắt ướt; B - bề rộng mặt thoáng kênh; h - độ sâu của kênh. Vì ta coi nước không nén được nên phương trình bảo toàn khối lượng được viết như sau:


Chöông 8 –MOÂ HÌNH DOØNG CHAÛY VAØ LAN TRUYEÀN CHAÁT CHO KEÂNH SOÂNG

255

0.. =∂∂

+∂∂ dt

thdsBdtds

sQ

(8.1)

0=∂∂

+∂∂

⇒sQ

thB (8.2)

Ta có : Q= A.v; tz

th

∂∂

=∂∂ và

tA

tz

zA

thB

∂∂

=∂∂

∂∂

=∂∂ (z - cao độ mặt thoáng)

Nên phương trình (8.2) còn có thể viết dưới một số dạng khác:

0=∂∂

+∂∂

sQ

tA (8.3)

0=∂∂

+∂∂

sQ

tzB (8.4)

hoặc:

0=∂∂

+∂∂

+∂∂

sAv

svA

tzB (8.5)

Các phương trình (8.2) đến phương trình (8.5) là các dạng khác nhau của phương trình liên tục của dòng chảy không ổn định trong kênh hở. Phương trình động lượng

dssPP∂∂

+α

SG

Hình 8-2. Các lực tác dụng lên đoạn kênh và giữa hai mặt cắt ướt

Xét đoạn kênh ds trên Hình 8-2, để thiết lập nên phương trình động lượng các giả thiết sau được xem xét:

- Lưu lượng thay đổi chậm.



256

- Sức cản thuỷ lực trong dòng không ổn định được coi là giống sức cản thuỷ lực trong dòng ổn định. Ta cũng bỏ qua tổn thất cục bộ.

- Độ dốc đáy kênh rất nhỏ ( i << 1).

- Áp lực trên mặt cắt ướt phân bố theo qui luật thuỷ tĩnh. Các thành phần ký hiệu trên hình bao gồm:

P - áp lực tác dụng trên mặt cắt 1-1. T - lực ma sát trong lòng kênh. G - trọng lượng khối chất lỏng giữa hai mặt cắt 1-1 và mặt cắt 2-2. Pb - thành phần trên phương s của áp lực trên thành kênh tác dụng lên khối chất lỏng.

Theo định luật II Newton:

dtdvAdsPGTds

sPPP b ρα =++−⎥⎦

⎤⎢⎣⎡

∂∂

+− sin (8.6)

Ta phân tích các thành phần a/ Áp lực tác dụng trên các mặt cắt ướt

( ) ( )

( )[ ] ( ) dyAyhdAAyh

dAyhdyByhP

h

y

h

yh

y

y

h

y

h

∫∫

∫∫

=−−−=

−=−=

000

00

γγγ

γγ

(8.7)

Trong đó: Ay - là diện tích mặt cắt ướt ứng với độ sâu y. Ta có:

dys

AshAdyA

ssP h

yh

y ∫∫ ∂∂

+∂∂

=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

=∂∂

00

γγγ (8.8)

Ta có thể lấy đạo hàm như vậy vì: ( )( )tsshfdyAh

y ,,0

=∫

b/ Ứng suất ma sát trong lòng kênh, theo phương trình cơ bản của dòng chảy đều: RJo γτ =



257

Trong đó: R - bán kính thuỷ lực; R= A/P; P - chu vi ướt của mặt cắt ngang

kênh; RCvv

J 2= - độ dốc thuỷ lực; C - hệ số Chezy.

Nên: RC

vvAdsRJPdsPdso 2T γγτ === (8.9)

c/ Phản lực thành kênh trên phương s. Trên dải dy, áp lực trên phương s

dssB∂∂

dssB∂∂

Hình 8-3. Mặt cắt ướt

( )yhdydss

BdP y

b −⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

= .γ (8.10)

Trên toàn bộ mặt cắt kênh:

( )∫ −∂∂

=h

yb yhdyds

sB

P0

.γ (8.11)

Tiếp theo là phần tính tích phân. Đặt:



258

⎪⎩

⎪⎨

⎧

∂∂

=∂∂

=⇒∂∂

=

−=⇒−=

∫ dss

Adyds

sB

dydss

Bd

dydyh

yy

yy

0

.. ψψ

ϕϕ

( ) ∫∫ ∂∂

=−∂∂

−⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡∂∂

−=h

yh

yh

yb dyds

sA

dydss

Ads

sA

yhP000

.).( γγγ (8.12)

Trọng lượng khối chất lỏng giữa hai mặt cắt 1-1 và 2-2:

AdsG γ= (8.13)

Thay các phương trình (8.8), (8.9) và (8.13) vào phương trình (8.6) rồi chia tất cả cho g, ta được:

dtdv

gRCvv

shi

Z

12 +=

∂∂

− (8.14)

Trong đó: αsini = độ dốc đáy kênh. Dòng chảy trong kênh là biến đổi chậm, thành phần vận tốc và gia tốc trên phương của mặt cắt ướt hầu như bằng không. Ta có:

tv

svv

dtdv

∂∂

+∂∂

=

Phương trình (8.14) trở thành:

tv

gsv

gv

RCvv

shi

∂∂

+∂∂

+=∂∂

−1

2 (8.15)

Nếu tính đến sự phân bố không đều của vận tốc trong mặt cắt ướt, ta đưa thêm vào (8.15) các hệ số hiệu chỉnh động năng α và hiệu chỉnh gia tốc cục bộ 0α

tv

gsv

gv

RCvv

shi

∂∂

+∂∂

+=∂∂

− 02

αα (8.16)

Ngoài ra, ta cũng có:

ish

sa

sh

sah

sz

−∂∂

=∂∂

+∂∂

=∂+∂

=∂∂ )(



259

Nên phương trình (8.16) có thể viết lại:

020 =+

∂∂

+∂∂

+∂∂

RCvv

sv

gv

sz

tv

gαα

(8.17)

Phương trình (8.17) còn có thể viết dưới dạng bảo toàn như sau:

0A 22

20 =+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

+∂∂

+∂∂

RCAQQ

AQ

sgAsz

tQ

gαα

(8.18)

Các phương trình từ (8.16) đến (8.18) là các dạng khác nhau của phương trình động lượng của dòng chảy không ổn định trong kênh hở. Khi có lưu lượng chảy vào dọc theo chiều dài đoạn kênh với lưu lượng trên một đơn vị chiều dài kênh là q (m3/s/m) và 10 ==αα thì phương trình liên tục và phương trình động lượng được viết như sau:

0=−∂∂

+∂∂ q

sQ

tzB (8.19)

02

2

=−+∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

+∂∂ qU

KQQ

gAszgA

AQ

stQ

q (8.20)

Trong đó: RCAK 222 = ; qU là thành phần vận tốc dọc trục dòng chảy của lưu lượng q. Do vậy, hệ phương trình Saint – Venant là hệ phương trình đạo hàm riêng gồm phương trình liên tục và phương trình động lượng. Hệ phương trình này mô tả sự biến thiên của lưu lượng Q và mực mước z hoặc các thông số tương đương theo không gian và thời gian. Điều kiện biên Hệ phương trình Saint-Venant là hệ phương trình hyperbolic á tuyến tính có hai họ đường cong đặc trưng. Do vậy số điều kiện cần khảo sát cho mỗi biên là số đặc trưng xuất phát từ biên đi vào giới miền đang xét. Tại thời điểm ban đầu t=0, mỗi điểm trên trục sẽ có hai đường đặc trưng đi vào miền hay hai điều kiện sau: Q(x,0) và Z(x,0).

Khi Vu < (chế độ chảy êm): Xét hai đầu biên của miền tính tại x = 0 và x = L chỉ có một họ đường đặc trưng đi vào miền tính cho nên tại mỗi đầu biên có một điều kiện. Trong thực tế, các bài toán thường cho Q(0,t) hoặc Z(0,t) hoặc thiết lập quan hệ Q(Z) tại x = 0; tương tự với x = L.



260

Khi Vu > (chế độ chảy xiết), theo chiều dòng chảy thì trên biên thượng lưu có cả hai họ đặc trưng đi vào miền và tại đó có hai điều kiện. Tuy vậy, ta chỉ xét chế độ chảy êm. Một số kinh nghiệm cho thấy: tại các đầu biên có thể gán giá trị mực nước cho tất cả các biên nhưng không nên gán lưu lượng tại tất cả các biên. Bài toán sẽ hoàn chỉnh hơn nếu tại các biên thượng lưu gán lưu lượng Q, còn các biên hạ lưu nên gán cho mực nước Z. Điều kiện tại điểm hợp lưu hay phân lưu Toàn bộ miền tính toán được xem như tập hợp các đoạn có thể áp dụng các giả thuyết và hệ phương trình Saint- Venant. Các đoạn này được nối với nhau tại các vị trí không sử dụng được định luật Saint-Venant mà có thể áp dụng định luật Bernoullie. Do vậy, theo định luật bảo toàn khối lượng tại hợp lưu khi bỏ qua sự biến đổi của thể tích hợp lưu (hoặc phân lưu) sau một bước thời gian và định luật bảo toàn năng lượng thì tại các điểm hợp hoặc phân lưu có hai điều kiện sau đây thường được sử dụng: Tổng lưu lượng vào, ra của hợp lưu k đang xét nào đó bằng không:

01

=∑=

N

iiQ (8.21)

Trong đó: N là tổng số nhánh nối với hợp lưu k, Qi là lưu lượng nhánh i vào ra hợp lưu k.

Mức năng lượng tại các nhánh i vào ra hợp lưu k bằng nhau. Nếu i = 3 thì:

g

UZg

UZg

UZ222

23

3

22

2

21

1 +=+=+ (8.22)

Nếu dòng chảy chậm sao cho có thể bỏ qua 2iU so với 2g thì:

321 ZZZ == (8.23)

8.1.2. Phöông trình lan truyeàn chaát trong soâng Nguyên lý bảo toàn là: sự thay đổi của đại lượng C nào đó trong thể tích V trong khoảng thời gian tΔ sẽ bằng tổng lượng dòng vào của C cộng với tổng lượng sinh ra của C trong chính thể tích V.



261

Flux

( )dxx

FluxFlux∂

∂+

Hình 8-4. Sơ đồ dòng thông lượng.

Xét đoạn sông chiều dài dx giữa hai mặt cắt 1-1 và 2-2. Thông lượng của

chất tải C qua hai mặt cắt này tương ứng là Flux và ( )dxx

FluxFlux∂

∂+ .

Theo nguyên lý bảo toàn

( ) ( ) SdxAdxx

FluxFluxFluxCAdxt

... +⎥⎦

⎤⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

+−=∂∂

(8.24)

Trong đó: A - diện tích mặt cắt ướt 1-1; S - số hạng mô tả cho tốc độ sản sinh chất tải C. Thông lượng bao gồm hai thành phần là: tải theo dòng chảy và khuyếch tán từ nơi nồng độ cao sang nơi nồng độ thấp:

⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

∂∂

−=xCDvCAFlux .

Trong đó: D - hệ số phân tán; v - vận tốc dòng chảy. Thay biểu thức Flux vào phương trình (8.24) và sắp xếp lại các số hạng, ta được phương trình vận tải chất trong sông:

( ) SD A

xCA

xxvAC

tAC

+⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

∂∂

∂∂

−∂

∂=

∂∂

(8.25)

Phương trình (8.25) được giải sau khi có v và A từ lời giải của phương trình Saint-Venant.



262

Điều kiện biên Phương trình lan truyền chất là phương trình loại parabol cho nên tại mỗi đầu biên miền tính toán có một điều kiện cho nồng độ chất tải. Cụ thể là tại đầu sông nơi nước chảy vào điều kiện biên là nồng độ chất tải và tại đầu sông nơi nước chảy ra có thể có nhiều kiểu điều kiện biên, nhưng thông dụng nhất là biên đạo hàm. Điều kiện tại điểm hợp lưu hay phân lưu Tại điểm hợp lưu thường sử dụng định luật bảo toàn khối lượng và giả thuyết khuếch tán đều để gán cho nồng độ tại các mặt cắt áp sát hợp lưu bằng nhau. Tuy nhiên khi sử dụng điều kiện này phải xác định được thể tích các hợp lưu và không xác định được nồng độ của các nhánh chảy tới hợp lưu. Giả sử giá trị nồng độ tại các nhánh chảy tới hợp lưu là khác nhau nhưng tại nhánh chảy ra thì như nhau sau quá trình xáo trộn. Do vậy có thể tính được nồng độ tại các nhánh chảy ra bằng công thức sau:

∑∑

=

j

Rj

ii

vi

N Q

CQC (8.26)

Trong đó: CN là nồng độ tại các mặt cắt có hướng dòng chảy ra khỏi hợp lưu; Ci,

viQ tương ứng là nồng độ tại mặt cắt áp sát hợp lưu cuả nhánh chảy

vào hợp lưu; RjQ là lưu lượng tại các mặt cắt của nhánh chảy ra khỏi

hợp lưu. Lưu ý rằng điều kiện bảo toàn lưu lượng tại hợp lưu cho: ∑∑ =

j

Rj

i

vi QQ

8.2. PHÖÔNG PHAÙP SOÁ GIAÛI PHÖÔNG TRÌNH VI PHAÂN CUÛA DOØNG CHAÛY VAØ LAN TRUYEÀN CHAÁT TRONG SOÂNG

Để giải phương trình vi phân, người ta biến đổi một cách gần đúng phương trình này thành các phương trình đại số theo giá trị của hàm tại các điểm lưới trong miền tính toán. Sau đó giải phương trình đại số để tìm các giá trị của điểm lưới. Nếu ta quan tâm tới giá trị các điểm khác thì phải dùng phép nội suy. Người ta gọi chung phương pháp giải như vậy là phương pháp số. Tuỳ theo cách thức biến đổi phương trình vi phân thành phương trình đại số (rời rạc hoá) mà ta có các phương pháp số khác nhau:



263

phương pháp phần tử hữu hạn, phương pháp phần tử biên, phương pháp sai phân hữu hạn …

8.2.1. Giaûi heä phöông trình Saint -Venant Thông thường hệ phương trình Saint-Venant được giải theo phương pháp sai phân hữu hạn. Có hai loại sơ đồ phân rã sai phân là sơ đồ ẩn và sơ đồ hiện. Chúng tôi xem xét hai sơ đồ thông dụng nhất của hai loại này. Giải hệ phương trình Saint-Venant theo sơ đồ sai phân hiện Hệ phương trình Saint – Venant (8.2), (8.17) được viết lại như sau:

( ) 0=∂

∂+

∂∂

sAV

tzB (8.27)

020 =+

∂∂

+∂∂

+∂∂

RCvv

sz

sv

gv

tv

gαα

(8.28)

Kênh được chia thành các đoạn nhỏ bởi các mặt cắt.Vận tốc được tính tại các mặt cắt còn mực nước được tính ở tâm của đoạn. Các mặt cắt được đánh số 1, 2, …j-1, j,...N, còn tâm các đoạn (giữa các mặt cắt) được đánh số: 1+1/2, …j-1/2, …j+1/2…Điều kiện biên vận tốc được lấy tại mặt cắt biên, còn điều kiện biên mực nước được lấy tại điểm giữa. Mặt cắt bên ngoài biên mực nước không cần tính đến. Nếu tại đầu kênh, điều kiện biên cho theo vận tốc và tại cuối kênh, điều kiện biên cho theo mực nước thì việc chia mặt cắt có thể thực hiện như Hình 8-5 và Hình 8-6.

1

0

2 N-1 N

L s Hình 8-5. Sơ đồ đánh số nút

j-1

j-1/2 j+1/2

j j+1

jSΔ 1+Δ jS

'jSΔ

Hình 8-6. Sơ đồ các điểm sai phân



264

Ta dùng công thức sai phân và rời rạc hoá sau cho từng thành phần của phương trình (8.27) và phương trình (8.28).

tZZ

BtzB j

nj

jj Δ

−=⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂ +

++

++

2/11

2/12/1

2/1

(8.29)

( )1

11

2/1 +

++

+ Δ−

=⎟⎠⎞

⎜⎝⎛

∂∂

j

jjjj

j SvAvA

sAv (8.30)

tvv

tv j

njj

Δ−

=∂∂ +1

(8.31)

'

12/1

12/1

j

nj

njj

j sZZ

sZ

JΔ

−=

∂

∂=

+−

++ (8.32)

jjjnj vvvv

RCRCvv

−= + 122 21

(8.33)

( ) ( )⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡

Δ−

−+Δ−

+=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

=+

+−

1

11

2 j

jjjj

j

jjjj

jj s

vvvv

svv

vvgs

vgvDv αα (8.34)

Riêng tại điểm đầu hoặc điểm cuối kênh jDv được tính theo ba điểm nên ta cần dùng công thức khác để tính. Ví dụ tại điểm N trên Hình 8-5:

N

NNN

NN s

vvgv

sv

gvDv

Δ−

=⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

= −1αα (8.35)

Để đơn giản cách viết, các chỉ số chỉ lớp thời gian n được bỏ qua. Ngoài ra các đặc trưng hình học A, B, R và C được tính với mực nước ở thời điểm n. Thay các công thức sai phân từ (8.29) đến (8.35) vào phương trình (8.27), (8.28), ta tính ngay được mực nước và vận tốc tại các điểm và các mặt cắt:

1

11

2/12/1

12/1

+

++

++

+

Δ−Δ

+=+

j

jjjj

jj

n

SvAvA

BtZZ

j (8.36)

RCv

tg

DvRC

vvJ

vvj

jjj

j

Jnj

20

21

2+

Δ

−−+=+

α (8.37)



265

Với j=1,2,…,N;

Trong đó: ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛ Δ≤Δ

λst min ;

( )2

11 ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛+±+=

cvcv εελ - là tốc độ truyền sóng có

các tham số: B

gAc0α

= và ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 1

21

0ααε

Sau đó các giá trị của điểm trung gian khác được nội suy tuyến tính. 8.2.1.2. Giải hệ phương trình Saint-Venant theo sơ đồ sai phân ẩn Hệ phương trình Saint – Venant (8.4) – (8.18) được viết lại như sau:

( ) 0=∂∂

+∂∂

sQ

tzB (8.38)

02

2

=+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

+∂∂

+∂∂

KQQ

gAA

Qss

zgAtQ

(8.39)

Sử dụng sơ đồ sai phân ẩn Preissmann để tính giá trị của hàm theo công thức:

( ) ( ) ( ) ( )nj

nj

nj

nj fffftsf +

−++= +

+++ 1

111 2

12

, θθ

( )⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

Δ

−+

Δ

−=

∂∂ +

++

+

tff

tff

ttsf n

jnj

nj

nj 1

11

1

21,

( ) ( ) ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

Δ

−+−+⎟

⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛

Δ

−=

∂∂ +

+++

sff

sff

stsf n

jnj

nj

nj 1

111 1, θθ

Ta sai phân phương trình (8.38) – (8.39) thành hai phương trình đại số phi tuyến tính:

02

111 =Δ

−+

Δ

Δ−Δ+

Δ

Δ+Δ +++

xQQ

xQQ

tZZ

B jjjjjjj θ (8.40)



266

( )0

12

12

21

22

111

211

11

1

122

112

2

1

22

121

1

221

=

⎪⎪⎪

⎭

⎪⎪⎪

⎬

⎫

⎪⎪⎪

⎩

⎪⎪⎪

⎨

⎧

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−+

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎠⎞

⎜⎝⎛+⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛

+

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛Δ

−+

Δ

Δ−Δ+

⎪⎭

⎪⎬⎫

⎪⎩

⎪⎨⎧

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛Δ−

+⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛Δ

+Δ

Δ+Δ

+

+++

++

++

+

+

++

+

++

+

+

jj

nj

nj

n

j

nj

nj

n

j

jjjjj

jj

n

j

n

j

jj

KQAQ

KQAQ

QQKAQQ

KA

g

xZZ

xZZ

Ag

AQ

AQ

xAQ

AQ

xtQQ

θ

θ

θ

θθ

(8.41)

Với ( ) ( ) ( )jjnj

njj BBBBB +

−++= +

+++ 1

1111

1

21

2θθ

( ) ( ) ( )jjnj

njjA AA

21AA

2 1211

12 +

−++= +

+++

θθ

Sau đó: phương trình (8.40)-(8.41) được chuyển sang dạng “delta-Δ ” ( )n

jnjj fff −=Δ +1 và tuyến tính hoá thành:

( )1,...,2,16141543

21111−=

⎪⎩

⎪⎨⎧

=Δ−Δ+Δ−Δ

=Δ+Δ+Δ+Δ−

++

++ NjfZfQfZfQf

fzQfzQf

jjjjjjjjj

jjjjjjj (8.42)

Trong (8.42) các hệ số còn chứa các hàm ẩn. Cho N điểm tính, ta sẽ nhận được 2N-2 phương trình dạng (8.42) với 2N ẩn số là jQΔ ; jZΔ ( )Nj ,...,2,1= . Hệ này được bổ túc thêm hai phương trình là hai điều kiện

biên và được giải lặp, nghĩa là tính các hệ số ,..., 21 jj ff với giả thuyết các hàm ẩn - jQΔ ; jZΔ - có giá trị đã biết nào đó. Sau khi giải (8.42) tìm hàm ẩn các hệ số được tính lại. Quá trình lặp dừng lại khi sai số giữa hai lần tính không vượt một số epsilon. Thông thường người ta giải theo phương pháp truy đuổi. Đây là một phương pháp khá hữu hiệu để giải hệ phương trình đại số có các hệ số tập trung trên 5 đường chéo xung quanh đường chéo chính.



267

8.2.2. Giaûi phöông trình lan truyeàn chaát Phương pháp đường đặc trưng Trong phương pháp giải này phương trình vận tải chất (8.25) được biến đổi thành:

φσ +−∂∂

=∂∂

+∂∂ C

xCD

xCu

tC .2

2

(8.43)

Trong đó:

( )AQu τ+= 1 ;

σ và φ - các hệ số của số hạng nguồn;

( )txC , : là nồng độ chất tải trung bình mặt cắt; D: là hệ số phân tán dọc; A: là diện tích mặt cắt ngang;τ : là hệ số hiệu chỉnh vận tốc. Dọc theo đường đặc trưng dtudx .= , phương trình (8.43) được viết lại như sau:

φσ +−∂∂

= CxCD

dtdC .2

2

(8.44)

Để giải phương trình này cần biết giá trị biên tại mỗi nhánh và các giá trị ban đầu tại N mặt cắt trong nhánh ( ) ),...,2,1(,0 NiCtC i == . Các giá trị này có thể xấp xỉ dựa trên số liệu đo hoặc tính toán trạng thái dừng khi lặp lại tính toán trong một số chu kỳ triều. Khi dòng chảy từ biên vào miền tính toán thì nồng độ tại biên phải cho là hàm số của thời gian; ngược lại khi dòng chảy ra thì bỏ qua quá trình khuếch tán tại biên và giá trị lúc này có thể tính từ mô hình. Ngoài ra, nồng độ tại mặt cắt áp sát vị trí hợp lưu còn có thêm điều kiện: khi hướng dòng chảy hướng đến vị trí hợp lưu thì nồng độ có thể khác nhau; khi hướng dòng chảy ra khỏi hợp lưu thì nồng độ sẽ bằng nhau. Do đó, phương trình cân bằng nồng độ tại điểm hợp lưu sẽ được viết như sau:

∑

∑= JR

ii

JV

jj

Vj

n

Q

CQC

R (8.45)



268

Trong đó: VjQ và jC tương ứng là lưu lượng và nồng độ tại các dòng vào

hợp lưu; RiQ và nC tương ứng là lưu lượng và nồng độ tại các dòng ra

khỏi hợp lưu; JV là số nhánh kênh có dòng chảy hướng đến hợp lưu; JR là số nhánh kênh có dòng chảy hướng ra khỏi hợp lưu. Nhiều chuyên gia Việt Nam đã sử dụng phương pháp phân rã Marchuk (1980). Nội dung của phương pháp này là trong một bước thời gian

tΔ phương trình được giải theo hai bước liên tiếp: trước tiên, giải phương trình tải bằng phương pháp đường đặc trưng; sau đó mới giải phương trình khuếch tán.

Bước 1: Giải phương trình tải:

φσ =+∂∂

+∂∂ C

xCu

tC . (8.46)

Nghiệm của phương trình này dọc theo đường đặc trưng dtudx .= với 0>σ có dạng:

( ) ( )σφσ

σφ

+−⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −= tftxf exp., 0 (8.47)

Trong đó: 0f - nồng độ tại chân đường đặc trưng (ở lớp thời gian trước tnt Δ= . )

Bước 2: Giải phương trình khuếch tán:

2

2

xCD

tC

∂∂

=∂∂ (8.48)

Sử dụng phương pháp sai phân hữu hạn giải phương trình (8.48). Khi đó nghiệm của phương trình (8.48) sẽ là nghiệm của phương trình (8.45). Phương pháp thể tích hữu hạn

Phương trình vận tải được viết dưới dạng bảo toàn:

SAxCDAQC

xtAC

=⎥⎦⎤

⎢⎣⎡

∂∂

−∂∂

+∂

∂ (8.49)

Các bước giải phương trình vận tải được tiến hành như sau: 1. Phương trình phân rã cho mặt cắt bên trong nhánh kênh.



269

j+1/2 j-1/2

j-1 j+1

δxj

j Δxj-1 Δxj

Hình 8-7. Thể tích kiểm soát

Phương trình (8.48) được sai phân theo thời gian cho thời điểm n+1/2 và sau đó được tích phân trên thể tích kiểm soát xjδ (hình 8.7) như sau:

( ) ( )[ ] ( ) ( ) 2/12/12/1

1 +−+

+ =−+−Δ

njjjj

nj

nj

j SxFluxFluxACACt

xδ

δ (8.50)

Hay:

( )[ ] ( ) ( ) 2/12/12/1

11 +−+

++ =−+−+ΔΔ

njjjj

nj

nj

njj

nj

j SxFluxFluxCAACAt

xδ

δ(8.51)

Trong đó:

nj

njj CCC −=Δ +1 (8.52)

( )2/1

2/12/1

+

++ ⎥⎦

⎤⎢⎣⎡ −=

n

jj x

CDAQCFlux∂∂ (8.53)

Thành phần Flux được tính: ( )

jjEjP cdjcdcjcdcj ACACAFlux012/1 .. +Δ−Δ= ++ θθ (8.54)

với θC là trọng số thời gian;jjEjP cdcdcd AAA

0 vaø , - là các hệ số. Thay (8.54)

vào (8.52) và sắp xếp lại các số hạng, được:

=Δ−Δ⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛++

Δ+Δ− −

++ −− 1

11 ...

11 jcdCjcdCcdCnj

jjcdC CACAAA

tx

CAjPjEjPjE

θθθδ

θ

( )100

12/1−

+−−Δ

−= ++jj

AcdAcdCAAt

xSx n

jnj

nj

jnjj

δδ (8.55)

Ngoài ra :

( )[ ] 2/12/1 ++ +−= njC

ni qsCrAS ( )[ ] 2/12/12/12/1 ++++ +Δ+−= n

jCjnj

nj

nj

nj qCCsrA θ



270

Hay

( )[ ] jnj

nj

njC

nj

nj

nj

nj

ni CsAqCsrAS Δ−+−= +++++++ 2/12/12/12/12/12/12/1 θ (8.56)

Thay (8.56) vào (8.54) và rút gọn lại, ta thu được phương trình: SrcCACACA jWjPjE =Δ−Δ+Δ− −+ 11 (8.57)

Với các hệ số:

( ) ( )1

1

1

0012/12/12/12/1

2/12/11

1−

−

−

+−⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ −

Δ−+−=

=

+++Δ

=

=

+++++

+++

jj

jP

jEjP

jE

AcdAcdCAAt

qCsrAxSrc

AA

sAxAAAt

xA

AA

nj

nj

nj

njC

nj

nj

nj

njj

cdCW

nj

njjcdCcdC

nj

jP

cdCE

δ

θ

θδθθδ

θ

(8.58)

2m

1J

1

1

2

2

L1+1/2

CQbj

Qk ,1+1/2

Nhánh kênh k

xk,1

xk,1 Hình 8-8. Sơ đồ nút

2. Phương trình phân rã cho nút. Hình 8-8 là sơ đồ của 1 nút (nút J). Để cho đơn giản trong cách trình bày, ta giả sử các mặt cắt trên các nhánh kênh đều được đánh số bắt đầu từ số 1 và có chiều dương hướng ra khỏi nút. Phương trình bảo toàn cho nút J dưới dạng phân rã được viết:



271

n+1j

,1 1 1/2,1 ,1 ,1 1/ 2) ,1 ,1

( C) ( )

[( ) ( ) ] ( )j

nj

k n n nk k k k k Qb

k k k

W WCt

xAC AC Flux x S C

t+ +

+

−+

Δδ

− + = δ +Δ∑ ∑ ∑

(8.59)

Hay:

1 1

,1 1 1 1/2,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1 1/2 ,1 ,1

1 [ ( ) ]

[ ( ) ] ( )j

n n n nj j j j j

k n n n n nk k k k k k k k Qb

k k k

W C W W Ct

xA C A A C Flux x S C

t

+ +

+ + ++

Δ + − +Δδ

Δ + − + = δ +Δ∑ ∑ ∑

(8.60)

Với W - thể tích nút; (Flux)k,1+1/2 – thông lượng chất tải qua mặt kiểm soát 1+1/2 trên nhánh kênh k. Thông lượng này cũng được tính tương tự theo công thức (8.54) và sau khi thay vào phương trình (8.60) đưa tới:

( )

( )

,1 ,1

1,1 1 1

,1 ,1 ,2

,1 1 1/2,1 ,1 ,1 ,1 ,1

1p Ek k

o j

nj k n n n n

j k cd k cd k j j jk k

k n n n nk k k cd k k Qb

k k

W xC A A C A C W W C

t t t

xA A C A x S C

t

++ +

+ +

δ⎛ ⎞Δ + +θ Δ − θ Δ =− − −⎜ ⎟Δ Δ Δ⎝ ⎠δ⎡ ⎤

− + + δ +⎢ ⎥Δ⎣ ⎦

∑ ∑

∑ ∑ (8.61)

Ngoài ra :

,1

,1

1/ 21/ 2,1 ,1

12 1/ 2 1/ 2 1/ 2,1 ,1 ,1 ,1 ,1

12 1/ 2 1/ 2 1/ 2 12 1/ 2,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1

( )

[ ( )]

[ ( ) ]k

k

nnk q k

n n n n nk k k k k C

n n n n n n nk k k k k k kC

S A r sC qC

A r s C C q

A r s C q A s C

++

+ + + +

+ + + + + +

⎡ ⎤= − +⎣ ⎦

= − + θΔ +

= − + −θ Δ

(8.62)

Và giả thiết rằng nồng độ chất tại các mặt cắt ngay tại nút của tất cả các nhánh kênh là bằng nhau và bằng nồng độ chất tại nút:

ΔCk,1=ΔCJ (8.63) Như vậy, (8.62) dẫn tới phương trình:

,2kp j E kk

A C A C SrcΔ − Δ =∑ (8.64)

Với các hệ số:



272

,1

1,1 1 1/2 1/2

,1 ,1 ,1 ,1pk

nj k n n n

p k cd k k kk

W xA A A x A S

t t

++ + +δ⎛ ⎞

= + +θ +θδ⎜ ⎟Δ Δ⎝ ⎠∑ (8.65)

,1k EkE cdA A= θ (8.66)

0 ,1 ,1

1

,1 1 1/2 1/2 1/2 1/2,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1 ,1( ) [ ( ) ]

k k j

n nj j n

j

k n n n n n n n nk k k cd k k k k k C Qb

k k

W WScr C

tx

A A C A x A r S C q Ct

+

+ + + + +

−=− −

Δδ⎡ ⎤

− + + δ − + +⎢ ⎥Δ⎣ ⎦∑ ∑

(8.67)

Và lưu ý rằng ΔCk,2 là biến thiên nồng độ chất tại mặt cắt thứ 2, sau mặt cắt giáp nút của nhánh kênh thứ k. Riêng tại nút áp đặt điều kiện biên Neumann, thay cho (8.64) ta dùng:

,2 ,2 ,1n n

j k k kC C C CΔ −Δ = − (8.68)

Phương trình này cũng chỉ ra rằng tại các nút có áp đặt điều kiện biên Neumann chỉ được phép có một nhánh kênh nối vào. 3. Thiết lập hệ phương trình phân rã cho mạng kênh. Cho nhánh kênh bất kỳ, giả sử nhánh kênh k trên Hình 8-7, từ phương trình phân rã (8.57) ta có thể rút ra phương trình cho ΔC2 chỉ theo “delta” nồng độ tại hai mặt cắt đầu và cuối nhánh:

1m121112 RCSCSC +Δ+Δ=Δ (8.69)

Điều này được thực hiện khi dùng công thức truy đuổi sau:

111i1i 1m12i111i RCSCSC+++

+Δ+Δ=Δ + (8.70)

Khi i=1, (8.70) thành:

222 1m121112 RCSCSC +Δ+Δ=Δ (8.71)

Và ta tính được các hệ số của (7.69) là:

222 1112121111 RR;SS;SS === (8.72)

Thay (8.69) vào ΔCk,2 trong (8.64) và lưu ý là Lm,kJ1,k CC;CC Δ=ΔΔ=Δ với L là tên nút phía đầu kia của nhánh kênh k, ta được hệ phương trình cho “delta” nồng độ chất tải tại các nút:

[ ][ ] [ ]FC.K =Δ (8.73) http://www.ebook.edu.vn


273

Phương trình (8.73) chính là hệ phương trình phân rã cho mạng kênh đã được thu gọn về nút. Trước khi giải, hệ phương trình cần được bổ sung điều kiện biên nồng độ chất tải áp đặt tại nút. 4. Giải nồng độ chất tải tại các mặt cắt. Trước tiên (8.73) được giải để xác định “delta” nồng độ tại các nút. Lưu ý là ma trận [K] là ma trận thưa nên nó được lưu dưới dạng băng và giải bằng một phương pháp thích hợp. Sau khi có lời giải ΔC tại nút, “delta” nồng độ chất tải ở hai đầu các nhánh kênh, ΔC1 và ΔCn được xác định. Từ (8.70) cho i=1 ta tính được ΔC2 và tiếp tục như vậy cho tới ΔCm-1. Giá trị tại thời điểm tính n+1 được tính theo công thức (8.52).

8.3. GIAÛI SOÁ PHÖÔNG TRÌNH DOØNG CHAÛY VAØ LAN TRUYEÀN CHAÁT CHO KEÂNH SOÂNG

8.3.1. Phöông trình cô baûn Để giải các phương trình dòng chảy và vận tải chất trên kênh:

01=−+

Bq

xQ

Btz

∂∂

∂∂ (8.74)

02

2

=−+∂∂

+⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛∂∂

+∂∂ qU

KQQ

gAxzgA

AQ

xtQ

a (8.75)

ASxCDAQC

xtAC

=⎥⎦⎤

⎢⎣⎡ −+

∂∂

∂∂

∂∂ (8.76)

trong đó: t - thời gian; x - toạ độ theo chiều dài sông; Z - mực nước (L); Q - lưu lượng (L3/T); q - lưu lượng chất tải đổ vào trên 1 đơn vị chiều dài kênh (L2/T); Z - mực nước so với độ cao chuẩn (L); A - diện tích mặt cắt ướt (L2); B - bề rộng mặt cắt ướt (L).

cần thiết xây dựng các phần mềm chuyên dụng. Trên thế giới đã đưa ra các phần mềm như vậy như Mike11.

8.3.2. Ñieàu kieän bieân Hệ phương trình Saint-Venant (8.74) và (8.75) được giải cho mạng kênh cùng với các điều kiện biên sau:



274

- Tại các nút đầu nguồn, điều kiện biên là quá trình thời gian của lưu lượng được áp đặt.

- Tại các nút cửa sông, điều kiện biên là quá trình mực nước theo thời gian. Quá trình mực nước được lấy từ các hằng số điều hoà của thủy triều.

Phương trình vận tải chất (8.76) được giải cho mạng kênh cùng với các điều kiện biên sau:

- Tại nơi dòng chảy chảy vào, quá trình nồng độ hoặc quá trình thời gian của lưu lượng khối chất tải được áp đặt.

- Tại nơi dòng chảy chảy ra, điều kiện biên Neumann ( 0=xC∂∂ )

được sử dụng. - Tại nơi dòng chảy đổi hướng theo thời gian, điều kiện biên hỗn

hợp được sử dụng: khi nước chảy vào nồng độ chất tải được áp đặt; khi nước chảy ra, điều kiện biên Neumann được sử dụng.

8.3.3. Phöông phaùp giaûi phöông trình cô baûn Trong phần mềm chuyên nghiệp (Mike11, Qual2K), hệ phương trình Saint-Venant (8.74) và (8.75) được giải theo phương pháp sai phân hữu hạn, sơ đồ Preissmann, tương tự sơ đồ giới thiệu ở trên. Phương trình vận tải chất (8.76) được giải theo phương pháp thể tích hữu hạn theo sơ đồ trình bày trong mục 8.3.2.2

8.3.4. Soá lieäu ñaàu vaøo moâ hình - Sơ đồ mạng sông: nút, mặt cắt, đoạn tính. - Số liệu mô tả mặt cắt sông. - Chiều dài các đoạn sông. - Điều kiện biên thuỷ lực: lưu lượng chảy vào các nút thượng nguồn;

thuỷ triều tại các nút cửa biển; nhập lưu dọc sông; trong tính toán này thuỷ triều được tính từ các hằng số điều hoà và lưu lượng đầm hồ có nước chảy vào khúc sông được xem xét.

- Điều kiện biên chất tải: nồng độ chất tải của nước từ thượng lưu chảy vào; nồng độ chất tải ngoài cửa biển; tải lượng chất tải đổ vào sông.

- Các hệ số của quá trình biến đổi sinh hoá chất tải. http://www.ebook.edu.vn


275

- Các mặt cắt in kết quả tính. - Thời gian tính.

CAÂU HOÛI

1. Trình bày phương trình vi phân của dòng chảy.

2. Trình bày phương trình vi phân lan truyền chất.

3. Trình bày các điều kiện biên, điều kiện tại điểm hợp lưu hay phân lưu trong hệ phương trình Saint-Venant.

4. Trình bày các điều kiện biên, điều kiện tại điểm hợp lưu hay phân lưu trong phương trình lan truyền chất.

5. Hãy trình bày lược đồ giải số phương trình Saint-Venant.

6. Hãy trình bày lược đồ giải số phương trình lan truyền chất.

TAØI LIEÄU THAM KHAÛO [1]. Nguyễn Ngọc Ẩn và CTV. Giáo trình cơ lưu chất. Bộ môn Cơ lưu chất,

Đại học Bách khoa TP. Hồ Chí Minh. [2]. Lê Văn Nghinh, Bùi Công Quang, Hoàng Thanh Tùng, 2006. Mô hình toán

thủy văn. Giáo trình cao học thủy lợi. Nxb Xây dựng. 2006. 162 trang. [3]. Nguyễn Tất Đắc, 2005. Mô hình toán cho dòng chảy và chất lượng

nước trên hệ thống kênh sông. Nxb Nông nghiệp. 234 trang. [4]. Nguyễn Song Giang, 2007. Bài giảng mô hình chất lượng nước sông.

Bộ môn Cơ lưu chất, Đại học Bách khoa TP. Hồ Chí Minh.


MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC BAÈNG PHAÀN MEÀM QUAL2K

QUAL2E do Brown và Barnwell xây dựng năm 1987, QUAL2K là bản cải tiến ra đời 3/2006. Những công trình đầu tiên về QUAL2 được trình bày trong tài liệu Qual I & II, Stream Water Quality, Texas Water Development Board, Environmental Protection Agency; (1971, 1973) và sau này được trình bày trong công trình Qual2E, Enhanced Stream Water Quality Model; EPA, Center for Exposure Assessment Modeling (1985). QUAL2E-UNCAS là một phiên bản nâng cao của QUAL2E; nó cung cấp những khả năng để phân tích tính không chắc chắn. Sự ra đời của QUAL2E đã thúc đẩy nghiên cứu ứng dụng các công cụ mô hình trong bài toán mô phỏng chất lượng nước cho hệ thống kênh sông. QUAL2K là phiên bản mới nhất ra đời vào tháng 3/2006.

Từ năm 1983 Cục bảo vệ môi trường Mỹ dưới sự lãnh đạo của DiToro đã phát triển phần mềm mới có tên là WASP (Water Quality Analysis Simulation; EPA) với các phiên bản tiếp theo là: WASP4 (1988), WASP5 (1993), WASP6 (2001), WASP7 (2006). Trong chương này tập trung trình bày về cơ sở lý luận cũng như thực tiễn của QUAL2K.

9.1. TOÅNG QUAN VEÀ MOÂ HÌNH QUAL2K Mô hình QUAL2K là mô hình chất lượng nước sông tổng hợp và toàn diện được phát triển do sự hợp tác giữa trường Đại học Tufts University và Trung tâm mô hình chất lượng nước của Cục môi trường Mỹ. Mô hình này được sử dụng rộng rãi để dự đoán hàm lượng tải trọng của các chất thải cho phép thải vào sông. Mô hình cho phép mô phỏng 15 thành phần thông số chất lượng nước sông bao gồm nhiệt độ, BOD5,DO, tảo dưới dạng chlorophyl, nitơ hữu cơ ( Norg), nitrit ( N-NO2), nitrat (N-NO3

-), phốt pho hữu cơ (Porg), phốt pho hoà tan, coliform và 3 thông số khác ít biến đổi trong nước.

Chöông 9


Chöông 9 – MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC BAÈNG PHAÀN MEÀM QUAL2K

277

Mô hình có thể áp dụng cho các sông nhánh xáo trộn hoàn toàn. Với giả thiết rằng cơ chế vận chuyển chính của dòng là lan truyền và phân tán dọc theo hướng chính của dòng (trục chiều dài của dòng và kênh). Mô hình cho phép tính toán với nhiều nguồn thải, các điểm lấy nước cấp, các nhánh phụ và các dòng thêm vào và lấy ra. Mô hình QUAL2E cũng có thể tính toán lưu lượng cần thiết thêm vào để đạt được giá trị oxy hoà tan theo tiêu chuẩn.

Về mặt thuỷ lực mô hình QUAL2K có thể tính toán được ở hai chế độ là trạng thái ổn định và trạng thái động. Ở trạng thái ổn định, mô hình có thể được sử dụng để tính toán nghiên cứu ảnh hưởng của tải trọng chất thải (cường độ, chất lượng và vị trí) đối với chất lượng nước sông và cũng có thể sử dụng liên kết với chương trình lấy mẫu thực địa để nhận diện các đặc tính cường độ và chất lượng của tải trọng từ các nguồn diện (non-point sources). Ở trạng thái động, mô hình QUAL2E có thể được sử dụng để nghiên cứu ảnh hưởng do sự thay đổi khí hậu hằng ngày đối với chất lượng nước (ôxy hoà tan nhiệt độ) và cũng có thể nghiên cứu sự thay đổi oxy hoà tan hằng ngày do sự hô hấp và tăng trưởng của tảo.

9.2. SÖÏ PHAÂN ÑOAÏN TRONG QUAL2K Theo quan điểm của phần mềm QUAL2K bước đầu tiên trong việc mô hình hoá một hệ thống sông là chia hệ thống sông này thành các đoạn sông (reaches), các đoạn sông này là một phần dòng chảy có đặc tính thuỷ lực tương đối đồng nhất. Mỗi đoạn sông này lại được chia thành nhiều phân tử hay phân tố tính toán (computational element) có chiều dài bằng nhau. Do đó, tất cả các đoạn sông có bao gồm một số nguyên các phân tử tính toán.

Có tất cả 7 loại phân tử tính toán khác nhau như sau:

- Phân tử thượng nguồn (headwater element)

- Phân tử chuẩn hay phân tử mẫu (standard element)

- Phân tử cận nối tiếp (element just upstream from a junction).

- Phân tử nối tiếp (junction element)

- Phân tử cuối cùng trong hệ thống (last element in system)

- Phân tử nước đi vào (input element)

- Phân tử nước đi ra (withdrawal element)



278

Phân tử thượng nguồn bắt đầu mỗi nhánh sông (hay phụ lưu) cũng như hệ thống sông chính, vì vậy nó là phân tử tính toán đầu tiên trong đoạn sông thượng lưu (headwater reach).

Phân tử chuẩn là một phân tử không được xếp vào sáu loại phân tử còn lại. Lưu lượng bổ sung (incremental) vào cho phép có ở tất cả các phân tử, đối với phân tử chuẩn chỉ có dòng chảy vào là lưu lượng bổ sung.

Phân tử loại cận nối tiếp là phân tử cận nối tiếp được sử dụng để chỉ một phân tử trên tuyến chính mà nó nằm kế ngay phân tử nối tiếp về phía thượng nguồn.

Phân tử nối tiếp là phần tử có sông nhánh (được đưa vào mô hình) chảy vào.

Phân tử cuối cùng trong hệ thống là phân tử tính toán cuối cùng trong hệ thống sông, do đó chỉ có duy nhất một phân tử loại này.

Phân tử nước đi vào là phân tử tiếp nhận tải trọng chất thải và nhánh sông không được đưa vào tính toán trong mô hình. Phân tử nước đi ra là phần tử từ đó nước bị lấy ra (tại vị trí lấy nước cấp).

Các đoạn sông (tập hợp của các phần tử tính toán) là cơ sở của tất cả các dữ liệu đưa vào mô hình. Các dữ liệu về thuỷ lực, hằng số tốc độ phản ứng, các điều kiện ban đầu, các số liệu về lưu lượng bổ sung là không đổi cho tất cả các phần tử tính toán trong một đoạn sông.

Hình 9-1. Sự phân đoạn của QUAL2K trong hệ thống sông không có nhánh.



279

191817

16

191817

16

1

543

2

1

543

2

20

28

27

26

21

29

20

28

27

26

21

29

12

1514

1312

1514

13

87

6

87

6

9

1110

9

1110

2423

22

25

HW#1

HW#2

HW#3

HW#4

(a) Sông phân nhánh (b) Q2K phân thành các “reach”

Sông chính

Nh1

Trib2

Nh3

Hình 9-2. Sự phân loại của QUAL2K cho trường hợp sông với các nhánh: (a) là

hệ thống thực, (b) là hệ thống được biểu diễn trong QUAL2K.

Hình 9-3. Sự phân đoạn trong QUAL2K thành các phần tử tính toán

9.3. CAÂN BAÈNG LÖU LÖÔÏNG Trạng thái cân bằng lưu lượng được thực hiện cho mỗi khúc (reach) sông (Hình 9-4)



280

ioutiinii QQQQ ,,1 −+= − (9.1)

Trong đó:

Qi = lưu lượng ra từ khúc sông thứ i vào khúc sông thứ i+1 (m3/ngày)

Qi-1 = lưu lượng vào khúc i từ khúc sông phía trên nó (theo dòng chảy) i-1 (m3/ngày)

Qin,i = tổng lưu lượng chảy vào khúc từ các nguồn điểm hoặc nguồn diện (m3/ngày)

Qout,i = tổng lưu lượng chảy ra từ khúc i từ các nguồn điểm hay nguồn diện (không phải dạng điểm) (m3/ngày)

Hình 9-4. Sự cân bằng lưu lượng của khúc sông i

Tổng lưu lượng đi vào khúc i được tính theo công thức

psi npsi

in,i ps,i, j nps,i, jj=1 j=1

= +Q Q Q∑ ∑ (9.2)

Trong đó:

- Qps,i,j là lưu lượng của nguồn điểm thứ j đổ vào khúc i (m3/ngày), psi = tổng số nguồn điểm đổ vào khúc i

- Qnps,i,j = lưu lượng nguồn diện (không phải dạng điểm) thứ j đổ vào khúc i (m3/ngày)

- npsi = tổng số nguồn diện đổ vào khúc i http://www.ebook.edu.vn


281

Tổng lưu lượng đi ra từ khúc i được tính theo công thức:

pai npai

out,i pa,i, j npa,i, jj=1 j=1

Q = Q + Q∑ ∑ (9.3)

Trong đó:

Qpa,i,j = là lưu lượng từ nguồn điểm j đi ra khỏi khúc i (m3/ngày)

pai = tổng số nguồn điểm đi ra từ khúc i

Qnpa,i,j = lưu lượng từ nguồn diện j đi ra khỏi khúc i m3/ngày)

npai = tổng số nguồn diện đi ra từ khúc i

Những nguồn diện và nguồn lấy nước ra được mô hình hoá như những nguồn đường. Trong Hình 9-5 ta thấy, nguồn diện hay nguồn lấy nước ra được phân ranh giới bởi những vị trí điểm km bắt đầu và kết thúc của nó. Dòng chảy của nó khi vào hay ra từ mỗi khúc được phân bổ theo trọng số chiều dài - trọng lượng.

Hình 9-5. Cách thức dòng chảy từ nguồn không ở dạng điểm phân bổ

đến một nhánh sông

9.4. CAÙC ÑAËC TÍNH THUÛY LÖÏC Mô hình thủy lực được sử dụng để tính độ sâu và vận tốc dòng chảy tại mỗi khúc. Q2K cho phép có ba tùy chọn để quyết định đặc tính thủy lực của mỗi khúc:

- Nếu chiều cao của đập được nhập vào khi đó tuỳ chọn đập sẽ được xem xét.



282

- Nếu chiều cao đập bằng 0 và hệ số nhám Manning (n) được nhập, khi đó tùy chọn phương trình Manning được máy lựa chọn.

- Nếu cả hai trường hợp trên đều bằng không, QUAL2K dùng đường cong tương quan (rating curves).

9.4.1. Ñaäïp ngaên soâng

Hình 9-6 chỉ ra phương thức đập ngăn được thể hiện trong QUAL2K.

Hình 9-6. Đập nước tại biên giữa hai khúc.

Trong đó:

Hi = độ sâu của khúc (reach) về phía thượng nguồn so với đập (m)

Hi+1 = độ sâu của khúc về phía hạ nguồn sau khi qua đập (m)

Elev2i = độ cao so với mực nước biển của phía đầu đoạn (m)

Elev1i+1 = độ cao so với mực nước biển của phía cuối đoạn (m)

Hw = độ cao của đập so với elev2i (m)

Hd = độ chênh lệch giữa độ cao so với mực nước biển của mặt khúc i và khúc i+1 (m)

Hh = độ cao mực nước tràn qua đập (m)

Bi = chiều rộng của mặt cắt ngang của khúc i (m)

Bw = độ rộng của đập [m] http://www.ebook.edu.vn


283

Đối với đập có đỉnh nhọn Hh/Hw < 0.4, lưu lượng được tính theo công thức

3/2

i w hQ = 1,83B H (9.4)

Qi là lưu lượng ra từ khúc trên đập (m3/s), Bi và Hh đơn vị (m)

Từ phương trình (9.4) ta có:

2/3

ih

w

QH =1,83B

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.5)

Kết quả này có thể sử dụng để tính toán độ sâu của khúc sông i, và độ chênh lệch phía trên đập

hwi HHH += (9.6)

và

1112 ++ −−+= iiiid HelevHelevH (9.7)

Diện tích mặt cắt ngang, vận tốc, diện tích bề mặt và thể tích phần tử i có thể được tính như sau:

iiic HBA =, (9.8)

,

ii

c i

QU A

= (9.9)

iiis xBA Δ=,

iiii xHBV Δ=

9.4.2. Ñöôøng cong töông quan

Các phương trình được sử dụng thể hiện mối quan hệ giữa vận tốc, độ sâu với lưu lượng

U = aQb (9.10)

H = αQβ (9.11)

Trong đó: a,b,α,β là những hệ số thực nghiệm tương ứng được xác định từ vận tốc – lưu lượng và trạng thái – lưu lượng tương ứng. Giá trị



284

của vận tốc và độ sâu được dùng để tính diện tích mặt cắt ngang và chiều rộng như sau:

UQAc = (9.12)

HA

B c= (9.13)

Giá trị đặc trưng của số mũ b và β được liệt kê trong Bảng 9-1. Chú ý, tổng của b và β phải nhỏ hơn hay bằng 1. Nếu tổng của chúng bằng 1, lòng sông là hình vuông.

Bảng 9-1. Giá trị đặc trưng cho số mũ của khúc quanh ước tính để xác định vận tốc và độ sâu từ lưu lượng (Barnwell et al.1989)

Phương trình Số mũ Giá trị đặc trưng Phạm vi

U = aQb b 0,43 0,4-0,6

H = αQβ β 0,45 0,3-0,5

9.4.3. Phöông trình Manning

Mỗi khúc sông được lý tưởng hoá như là một kênh có thiết diện hình thang (Hình 9-7). Với điều kiện lưu lượng không đổi, phương trình Manning có thể được dùng để diễn tả mối quan hệ giữa lưu lượng và độ sâu như sau:

3/2

3/52/10

PA

nS

Q c= (9.14)

- Q = lưu lượng (m3/s)1

- S0 = độ dốc đáy (m/m)

- n = hệ số thô (hệ số gồ ghề) Manning

1 Chú ý: trong công thức này hay những công thức khác để mô tả đặc điểm thuỷ lực, thời gian được đo bằng giây. Đây là cách tính toán được thực hiện trong Q2K. Tuy nhiên, khi tính chất thuỷ lực đã được định rõ, chúng được chuyển đổi sang đơn vị ngày cho phù hợp với những tính toán khác.



285

- Ac = diện tích mặt cắt ngang (m2)

- P = chu vi phần thấm nước (m)

Hình 9-7. Kênh hình thang

Diện tích mặt cắt ngang của kênh hình thang được tính như sau:

[ ]c 0 s1 s2A = B + 0,5(s + s )H H (9.15)

Trong đó:

- B0 = độ rộng đáy (m)

- ss1 và ss2 = hai độ dốc của cạnh như trong Hình 9-7 (m/m)

- H = độ sâu của nhánh sông (m)

Chu vi phần bị thấm nước được tính như sau:

0

2 21 21 1s sP B H Hs s= + ++ + (9.16)

Thay phương trình (9.15) và (9.16) vào (9.14), khi ấy phương trình (9.14) có thể dùng phép lặp để tính độ sâu như sau:

( ) ( )( )

2/ 53/5

1

2 20 1 2

3/100 1 2

1 10.5k

s s

s s

Qn H HB s sH HS s sB

+=

++ + +

⎡ ⎤+ +⎣ ⎦

(9.17)

Trong đó k = 0,1,2,...,n, n = số lần lặp

Phương pháp hoàn tất khi sai số ước tính dưới giá trị 0,001%. Sai số ước tính được tính như sau:



286

1

1

*100%k ka

k

H HHε +

+

−= (9.18)

Diện tích mặt cắt ngang có thể được xác định bởi phương trình (9.15) và sau đó vận tốc được xác định từ phương trình kế tiếp

c

QU A

= (9.19)

Chiều rộng trung bình của nhánh sông, B(m), được tính như sau

cAB H= (9.20)

Giá trị của hệ số Manning được liệt kê trong Bảng 9-2.

Bảng 9-2. Hệ số thô (hệ số gồ ghề) cho các mặt kênh thông thoáng (Chow et al. 1988)

Vật liệu n

KÊNH NHÂN TẠO

Bê tông 0,012

Sỏi ở đáy với cạnh làm bằng

Bê tông 0,020

Đá trát vữa 0,023

Đóng đắp (đổ đá) 0,033

KÊNH SUỐI TỰ NHIÊN

Sạch, thẳng 0,025 - 0,04

Sạch, quanh co và có cỏ dại 0,03 - 0,05

Cỏ dại, vực, quanh co 0,05

Dòng suối có đá cuội 0,04 - 0,10

Nhiều cây bụi và cây thân gỗ 0,05 - 0,20

Hệ số Manning đặc trưng n thay đổi theo lưu lượng và độ sâu. Khi độ sâu giảm tại nơi có lưu lượng thấp, sự gồ ghề tương ứng tăng. Giá trị đặc trưng của n nằm trong khoảng từ 0,015 (đối với những đoạn kênh thông



287

suốt) đến khoảng 0,15 (đối với những đoạn kênh gồ ghề trong tự nhiên). Đây là những giá trị tiêu biểu của các điều kiện khi dòng chảy đi qua những nơi có gờ, bãi ngầm. Điều kiện tới hạn tại độ sâu để đánh giá chất lượng nước thường nhỏ hơn nhiều so với độ sâu có bãi ngầm và độ gồ ghề tương ứng có thể cao hơn nhiều.

9.4.4. Thaùc nöôùc

Trong phần 9.4.1. đã tính được độ cao (drop) phía trên đập. Giá trị này được sử dụng để tính toán độ thấm khí. Những quãng rơi như vậy không chỉ xuất hiện tại đập mà cũng có thể xuất hiện ở thác nước. (Hình 9-8)

Hình 9-8. Thác nước

QUAL2K tính toán những độ cao chênh lệnh như vậy cho trường hợp khi có sự chênh lệch giữa hai độ cao (so với mặt nước biển) tại ranh giới của hai nhánh sông. Đối với cả hai tuỳ chọn đường cong tương quan và phương trình Manning, mô hình sử dụng phương trình (9.7) để tính toán. Cần chú ý là độ rơi chỉ có thể tính được khi độ cao so với mực nước biển tại điểm kết thúc của khúc thượng dòng phải cao hơn tại điểm bắt đầu của khúc sông hạ dòng kế tiếp. Điều đó có nghĩa là elev2i > elev1i+1

9.5. THÔØI GIAN DI CHUYEÅN Thời gian lưu (residence time) của mỗi khúc được tính như sau:



288

kk

k

VQτ = (9.21)

Trong đó:

- τk = thời gian lưu của phần tử thứ k (ngày)

- Vk = thể tích của phần tử thứ k (m3) = Ac,kΔxk

- Ac,k = diện tích mặt cắt ngang của phần tử thứ k [m2],

- Δxk = chiều dài của phần tử thứ k (m)

Các thời gian này sẽ được sử dụng để xác định thời gian di chuyển dọc theo mỗi khúc sông (có thể là nhánh chính, cũng có thể là một trong số nhánh phụ). Ví dụ, thời gian di chuyển từ phần tử thượng nguồn tới hạ lưu của phần tử j trong một khúc sông được tính như sau

∑=

=j

kkjtt

1, τ (9.22)

9.6. COÂNG THÖÙC TÍNH HEÄ SOÁ PHAÂN TAÙN THEO HÖÔÙNG DOØNG CHAÛY Có hai tuỳ chọn được sử dụng để xác định sự phân tán dọc đối với ranh giới giữa hai khúc sông. Thứ nhất, người sử dụng có thể nhập những giá trị giả định (xấp xỉ). Nếu người sử dụng không nhập giá trị, khi đó công thức thuỷ lực được QUAL2K sử dụng trong chế độ im lặng để tính dựa vào tính chất thuỷ lực của kênh:

2 2i i

p,i *i i

U BE = 0,011H U

(9.23)

Trong đó

Ep,i = hệ số phân tán dọc giữa khúc sông i và i+1 (m2/s)

Ui = vận tốc (m/s)

Bi = chiều rộng (m)

Hi = độ sâu trung bình (m)

Ui* = vận tốc di chuyển (m/s), liên quan đến những đặc tính cơ bản sau:

iii SgHU =* (9.24)



289

Trong đó:

g = gia tốc trọng trường (= 9,81 m/s2)

S = độ dốc của kênh (không có thứ nguyên)

Sau khi tính toán hay dựa vào giá trị Ep,i được nhập vào, hệ số phân tán được tính như sau

2,

iiin

xUE

Δ= (9.25)

Sau đó, mô hình tính hệ số phân tán Ei (giá trị được dùng trong tính toán mô hình) được tính như sau:

♦ Nếu En,i <= Ep,i, hệ số phân tán Ei được đặt bằng Ep,i – En,i

♦ Nếu En,i > Ep,i hệ số phân tán được đặt bằng 0

Đối với trường hợp cuối, kết quả phân tán sẽ lớn hơn sự phân tán vật lý. Vì vậy, sự phân tán pha trộn sẽ lớn hơn thực tế. Cần chú ý đối với hầu hết những con sông trong trạng thái dừng, ảnh hưởng do giả thiết này lên gradient nồng độ có thể bỏ qua. Nếu sự khác nhau đó đáng kể, chỉ có một cách là hãy chọn khúc có chiều dài ngắn hơn để cho độ phân tán số nhỏ hơn độ phân tán vật lý.

9.7. MOÂ HÌNH NHIEÄT ÑOÄ Như trong Hình 9-9, sự cân bằng nhiệt giải thích sự truyền nhiệt giữa những khúc sông kề nhau cũng như sự nạp tải, lấy nước ra khỏi khúc, khí quyển và bùn cặn tại những khúc kề nhau này. Sự cân bằng nhiệt đối với một khúc sông được viết như sau:

( ) ( )

⎟⎠⎞

⎜⎝⎛+⎟

⎠⎞

⎜⎝⎛+⎟⎟

⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛+

−+−+−−= +−−

−−

cm 100m

cm 100m

cm 10m ,,

36

3,

1

'

1

'1,

11

ipww

is

ipww

ia

ipww

ih

iii

iii

i

ii

i

iouti

i

ii

i

ii

HCJ

HCJ

VCW

TTVE

TTVE

TV

QT

VQ

TV

QdtdT

ρρρ

(9.26)

Trong đó:

- Ti = nhiệt độ ở khúc sông i (°C)

- t = thời gian (ngày)



290

- E’i = hệ số phân tán khối giữa khúc sông i và i+1 (m3/ ngày)

- Wh,i = lượng nhiệt thực từ nguồn điểm và nguồn diện vào trong khúc sông i (cal/ngày)

- ρw = tỉ trọng của nước (g/cm3)

- Cpw = nhiệt dung riêng của nước (cal/(g0C)

- Jh,i = thông lượng nhiệt khí - nước (cal/(cm2ngày))

- Js,i = thông lượng nhiệt bùn cặn– nước (cal/(cm2ngày)

Hình 9-9. Cân bằng nhiệt

Hệ số phân tán khối được tính như sau:

( ) 2/1

,'

+Δ+Δ=

ii

icii xx

AEE (9.27)

Chú ý rằng điều kiện phân tán 0 được ứng dụng tại biên hạ lưu.

Tải lượng nhiệt thực từ các nguồn được tính như sau:

⎥⎥⎦

⎤

⎢⎢⎣

⎡+= ∑∑

==

npsi

jjnpsijinps

psi

jjpsijipspih TQTQCW

1,,,

1,,,, ρ (9.28)

Trong đó:



291

- Tps,i,j là nhiệt độ nguồn điểm thứ j đối với khúc sông i (0C)

- Tnps,i,j là nhiệt độ của nguồn không ở dạng điểm đối với khúc sông i (0C)

9.7.1. Thoâng löôïng beà maët Như mô tả trong Hình 9-10, sự trao đổi nhiệt được mô hình như là sự kết hợp của năm quá trình

ecbranh JJJJIJ −−−+= )0( (9.29)

Trong đó

I(0) = bức xạ mặt trời sóng ngắn thực tại bề mặt nước,

Jan = bức xạ khí quyển sóng dài thực,

Jbr = bức xạ sóng dài phản xạ lại từ nước,

Jc = độ dẫn,

Je = độ bay hơi,

Tất cả thông lượng đều có thứ nguyên là cal/cm2/ngày

Số hạng bức xạ Số hạng không bức xạ

Bức xạ mặt trời

sóng ngắn

Bức xạsóng dài của khí quyển

Bức xạsóng

dài của nước

Sự bay hơi và sự ngưng

tụ

Sự truyền dẫn và sự đối lưu

Sự hấp thụ bức xạ Số hạng phụ thuộc nước

Giao diện khí - nước

Hình 9-10.Thành phần của sự trao đổi nhiệt bề mặt

9.7.1.1. Sự bức xạ mặt trời

Mô hình này dùng để tính toán lượng bức xạ mặt trời đi vào nước tại vĩ độ (Lat) và kinh độ (Llm) riêng biệt trên bề mặt trái đất. Lượng này là một hàm của bức xạ tại đỉnh của bầu khí quyển không khí và nó bị suy yếu trong



292

quá trình truyền dẫn trong khí quyển và khi bị mây che phủ, chỗ có bóng râm, và sự phản xạ.

I0

Bức xạ ngoài khí quyển

at

Sự suy giảm do không khí

ac

Sự suy giảm do mây

(1-Rs)

Sự phản xạ

(1-Sf)

Chỗ có bóng râm

I(0) =

Trong đó

I(0) = bức xạ mặt trời tại bề mặt trái đất (cal/cm2/ngày)

I0 = bức xạ ngoài bầu khí quyển (tại đỉnh của bầu khí quyển trái đất) (cal/cm2/ngày)

at = sự suy giảm do không khí

CL = tỉ lệ bầu trời bị mây bao phủ (độ che phủ)

Rs = phần phản xạ (độ phản xạ)

Sf = bóng râm hiệu quả (phần (tỉ lệ) bị che bởi cây cỏ và địa hình)

Độ bức xạ tại bề mặt trái đất.

Độ bức xạ bề mặt trái đất được tính như sau:

αsin20

0rW

I = (9.31)

Trong đó:

W0 = hằng số mặt trời (1367W/m2 hay 2823 cal/cm2/ngày) r = bán kính quỹ đạo của trái đất đã chuẩn hoá (tỉ lệ khoảng cách thực giữa trái đất – mặt trời và khoảng cách trung bình giữa trái đất – mặt trời), α = độ cao của mặt trời (radian), được tính như sau:

( )τδδα coscoscossinsinsin atat LL += (9.32)

Trong đó: δ = độ nghiêng mặt trời (radian)

Lat = vĩ độ địa phương (radian)

τ = góc giờ địa phương của mặt trời (radian)

Bán kính chuẩn hoá có thể được tính như sau:



293

20.017cos (186 )1 365 yr D= +Π⎛ ⎞−⎜ ⎟

⎝ ⎠ (9.33)

Trong đó Dy = ngày Julian (Jan. 1=1, Jan. 2=2, ...)

Độ nghiêng mặt trời được tính như sau:

2cos (172 )23.45365180 yDδ =

ΠΠ ⎛ ⎞−⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.34)

Góc giờ địa phương (radian):

180

1804

πτ ⎟⎠⎞

⎜⎝⎛ −=

imetrueSolarT (9.35)

Trong đó:

TrueSolarTime = localTime + eqtime – 4*Llm – 60*timezone (9.36)

Ở đó TrueSolarTime là thời gian mặt trời được xác định từ vị trí thực tế của mặt trời trong bầu trời (phút)

LocalTime là thời gian địa phương tính bằng phút (thời gian chuẩn địa phương)

Llm là kinh độ địa phương (độ thập phân tuyệt đối cho bán cầu Tây)

Đới thời gian (timezone): khoảng thời gian địa phương tính bằng giờ, là thời gian tương đối so với múi thời gian gốc (Greenwich Mean Time) (-8giờ đối với thời gian tiêu chuẩn ở Thái Bình Dương; khoảng thời gian địa phương được chọn trong bảng tính Qual2K).

Giá trị của eqtime đại diện cho sự khác nhau giữa thời gian mặt trời thực và thời gian mặt trời trung bình, tính bằng phút.

QUAL2K sử dụng thuật toán Meeus (1999) được thực hiện bởi nghiên cứu bức xạ bề mặt của NOAA (www.srrb.noaa.gov/highlights/sunrise/azel.html) để tính toán độ cao của mặt trời và eqtime, cũng như số lần mặt trời mọc và mặt trời lặn. Phương pháp NOAA để xác định vị trí mặt trời được sử dụng trong Qual2K bao gồm sự hiệu chỉnh hiệu ứng của khúc xạ trong khí quyển. Phương pháp tính toán đầy đủ dùng để xác định vị trí mặt trời, eqtime, mặt trời mọc và lặn được (xem tài liệu hướng dẫn sử dụng QUAL2K).

Khoảng thời gian chiếu sáng (photoperiod) f (giờ) được tính như sau:



294

f = tss – tsr (9.37)

tss = thời điểm mặt trời lặn (giờ)

tsr = thời điểm mặt trời mọc (giờ)

Sự suy giảm do khí quyển.

Có nhiều phương pháp để tính phần bị suy giảm do khí quyển khi trời quang (at). Có hai phương pháp lựa chọn trong QUAL2K để tính at:

♦ Bras (1990)

♦ Ryan và Stolzenbach (1972)

Chú ý rằng mô hình bức xạ mặt trời được chọn trong bảng tính ánh sáng và nhiệt của QUAL2K.

Phương pháp Bras (1990) tính at như sau:

mant

facea 1−= (9.38)

Trong đó nfac là hệ số độ dày đặc khí quyển, thay đổi trong khoảng xấp xỉ 2 (trời quang, trong lành) đến 4 hoặc 5 (khu vực thành phố nhiều sương).

Hệ số phân tán phân tử (scattering)(a1) được tính như sau:

1 10a = 0,128 - 0,054log m (9.39)

m: khối lượng không khí quang học (optical) được tính như sau:

-1,253d

1m =sinα + 0,15(α + 3,885)

(9.40)

αd : độ cao của mặt trời từ đường chân trời tính bằng đơn vị độ = α*(1800/π)

Mô hình Ryan và Stolzenbach (1972) tính at từ độ cao so với mặt nước biển của mặt đất và độ cao của mặt trời như sau:

5,256288-0,0065elevm288

t tca = a⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠ (9.41)

Trong đó:

- atc : hệ số lan truyền trong khí quyển (0,70-0,91, giá trị xấp xỉ thường được chọn là 0,8).



295

- elev: độ cao so với mặt nước biển của mặt đất (m).

Phép đo bức xạ mặt trời trực tiếp có giá trị tại một vài địa phương. Ví dụ, cơ quan nghiên cứu bức xạ bề mặt tích hợp (ISIS) của NOAA nhận được dữ liệu từ nhiều trạm khác nhau ở Mỹ (http://www.atdd.noaa.gov/isis.htm). Sự lựa chọn mô hình bức xạ mặt trời Bras hay Ryan Stolzenbach và hệ số dày đặc của khí quyển hoặc hệ số lan truyền trong khí quyển để ứng dụng trong các trường hợp cụ thể cần phải có sự so sánh giữa độ bức xạ mặt trời dự báo với giá trị đo đạc tại một vị trí tham khảo nào đó.

Sự suy giảm do mây. Sự suy giảm bức xạ mặt trời do mây che phủ được tính như sau:

2c La = 1- 0,65C (9.42)

CL = phần bầu trời bị mây che phủ

Độ phản xạ. Độ phản xạ được tính như sau:

Bds AR α= (9.43)

A và B là hệ số liên quan đến độ che phủ (Bảng 9-3)

Bảng 9-3. Hệ số dùng để tính độ phản xạ dựa trên độ che phủ

Sự u ám Trời quang Thưa thớt Tản mác U ám

CL 0 0,1-0,5 0,5-0,9 1,0

Hệ số A B A B A B A B

1,18 -0,77 2,20 -0,97 0,95 -0,75 0,35 -0,45

Bóng (độ che). Bóng là một biến cần nhập vào trong mô hình QUAL2K. Bóng được định nghĩa là phần bức xạ mặt trời tiềm tàng bị chắn bởi cây cỏ và địa hình. Chương trình Excel/VBA có tên “Shade.xls” của Washington Department of Ecology dùng để đánh giá độ che do địa hình và cây cỏ ven sông. (Ecology 2003). Giá trị nhập vào của độ che trung bình theo giờ được thể hiện trong bảng tính độ che QUAL2K.



296

9.7.1.2. Bức xạ sóng dài của khí quyển

Thông lượng của bức xạ sóng dài từ bầu khí quyển chiếu xuống là một trong những số hạng lớn nhất trong cân bằng nhiệt bề mặt. Thông lượng này được tính theo định luật Stefan-Boltzmann

( ) ( )Lskyairan RTJ −+= 1 273 4 εσ (9.44)

σ = hằng số Stefan-Boltzmann = 11,7*10-8 [cal/(cm2ngàyK4)]

- Tair = nhiệt độ không khí (°C)

- εsky = tính phát xạ có hiệu quả của khí quyển (không thứ nguyên)

- RL = hệ số phản xạ sóng dài (không thứ nguyên)

Tính phát xạ là tỉ số giữa bức xạ sóng dài từ một đối tượng với bức xạ từ một vật phát thải lý tưởng tại cùng nhiệt độ

Hệ số phản xạ thường nhỏ và được cho gần đúng là 0,03.

Mô hình bức xạ sóng dài của khí quyển được chọn trong bảng tính ánh sáng và nhiệt của QUAL2K. Ba phương pháp được chọn sử dụng trong QUAL2K đặc trưng cho tính phát xạ có hiệu quả (εsky) là:

Brutsaert (1982). 1/7

airclear

a

1,333224eε = 1, 24T

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

eair là áp suất hơi của không khí (mmHg)

Ta là nhiệt độ không khí (0K)

Hệ số chuyển đổi áp suất hơi từ mmHg thành milibar(milibarơ) = 1.333224

Ap suất hơi không khí (mmHg) được tính như sau (Raudkivi 1979) d

d

17,27T237,3+T

aire = 4,596e

Td = nhiệt độ điểm sương (°C)

Brunt (1932). Phương trình Brunt là một mô hình thực nghiệm thường được dùng trong mô hình chất lượng nước (Thomann và Mueller 1987)



297

airbaclear eAA += ε

Aa và Ab là hệ số thực nghiệm. Giá trị của Aa nằm trong khoảng 0,5-0,7 và giá trị của Ab trong khoảng 0,031 - 0,076 mmHg-0,5 (được dùng trong một phạm vi rộng của các điều kiện khí quyển). QUAL2K sử dùng giá trị mặc định quân bình là Aa = 0,6, Ab = 0,031 mmHg-0,5 nếu chọn phương pháp Brunt trong bảng tính ánh sáng và nhiệt

Koberg (1964). Koberg (1964) cho rằng hệ số Aa trong công thức của Brunt phụ thuộc vào cả nhiệt độ không khí và tỉ lệ bức xạ tới của mặt trời với bức xạ khi trời quang (Rsc). Như trong Hình 9-11, ông đã đưa ra hàng loạt các đường cong biểu thị Aa tỉ lệ thuận với Tair và tỉ lệ nghịch với Rsc khi Ab là hằng số ( = 0,0263 milibar) (khoảng 0,031 mmHg-0,5).

Đa thức sau được dùng trong Q2K để cung cấp xấp xỉ liên tục cho những đường cong Koberg.

kairkairka cTbTaA ++= 2

Trong đó 3 2

k sc sc sca = -0,00076437R + 0,00121134R - 0,00073087R + 0,0001106 3 2

k sc sc scb = 0,12796842 R - 0,2204455R + 0,13397992 R - 0,02586655 3 2

k sc sc scc = -3,25272249R + 5,65909609R - 3,43402413R + 1,43052757

Sự hiệu chỉnh phù hợp của đa thức này đối với những điểm mẫu từ đường cong của Koberg được miêu tả trong Hình 9-1. Chú ý giới hạn trên 0,735 được chỉ định cho Aa.



298

Tỉ lệ liên quan đối với sự bức xạ khi trời quang Rsc

Nhiệt độ không khí Tair (0C)

Hằn

g số

Kob

erg

“Aa”

của

phươn

g trì

nh B

runt

đối

với

bức

xạ

sóng

dài

Hình 9-11. Các điểm được lấy mẫu từ họ đường cong Koberg để xác định giá trị

hằng số Aa trong phương trình bức xạ sóng dài khí quyển của Brunt. Các đường trên hình biểu diễn hàm số được dùng trong Q2K.

Trong điều kiện có mây, tính phát xạ khí quyển có thể tăng do lượng hơi nước tăng. Những đám mây tầng cao có thể có hiệu ứng không đáng kể đối với sự phát xạ khí quyển, nhưng những đám mây tầng thấp hơn và ở dạng mây tầng có thể gây nên hiệu ứng quan trọng. Phương pháp tính toán Koberg để xác định hiệu ứng do mây lên tính phát xạ của bức xạ sóng dài bằng cách xác định hệ số Aa. Phương pháp Brunt và Brustaert xác định tính phát xạ của bầu trời quang và không tính đến hiệu ứng do mây. Vì vậy, nếu chọn phương pháp Brunt và Brustaert thì độ phát xạ khí quyển hiệu quả đối với trời nhiều mây được tính bằng cách sử dụng kết quả tính từ trường hợp phát xạ khi trời quang và ứng dụng hàm phi tuyến của phần bị mây che phủ (CL):

2sky clear Lε = ε (1+ 0,17C ) (9.46)

Sự chọn lựa mô hình sóng dài cần có sự so sánh kết quả dự đoán với giá trị đo tại vị trí tham khảo. Tuy nhiên, phép đo trực tiếp hiếm khi được thực hiện. Phương pháp Brustaert dùng trong phạm vi rộng của các điều kiện khí quyển.



299

9.7.1.3. Bức xạ sóng dài của nước

Bức xạ phản xạ từ bề mặt nước được mô phỏng theo định luật Stefan-Boltzmann

( )4273+= TJ br εσ (9.47)

ε = tính phát xạ của nước (= 0,97)

T = nhiệt độ nước (0C)

9.7.1.4. Sự truyền dẫn nhiệt và sự đối lưu

Sự truyền dẫn là sự truyền nhiệt từ phân tử sang phân tử khi vật chất có nhiệt độ khác nhau. Sự đối lưu là sự chuyển nhiệt xảy ra do sự chuyển động khối của chất lỏng. Cả hai có thể xuất hiện tại giao tiếp không khí – nước và được tính theo công thức:

( )( )airswc TTUfcJ −= 1 (9.48)

c1 = hệ số Bowen (=0,47 mmHg/0C). Hàm số, f(uw), xác định sự phụ thuộc của sự truyền vào vận tốc gió trên mặt nước, Uw là tốc độ gió đo ở một khoảng cách cố định trên bề mặt nước.

Có nhiều hệ thức xác định sự phụ thuộc vào gió. Bras (1990), Edinger et al (1974), và Shanahan (1984) đã đưa ra nhiều phương pháp khác nhau. Một số nhà nghiên cứu cho rằng sự truyền dẫn/sự đối lưu và sự bay hơi là không đáng kể trong trường hợp không có gió (Marciano và Harbeck, 1952), điều đó phù hợp với giả định chỉ có những quá trình ở dạng phân tử mới góp phần vào sự truyền khối và nhiệt mà không có gió (Edinger et al 1974). Những người khác lại chỉ ra rằng sự truyền dẫn/sự đối lưu và sự bay hơi có thể là đáng kể khi không có gió (Brady Graves và Geyer 1969, Harbeck 1962, Ryan và Harleman 1971, Helfrich 1982, và Adams, 1987). Quan điểm này sau đó đã nhận được sự thuận ý (Edinger et al, 1974), đặc biệt là đối với trường hợp những vật thể chứa nước có nhiệt độ nước lớn hơn nhiệt độ không khí.

Brady, Graves, và Geyer (1969) chỉ ra rằng nếu nhiệt độ bề mặt nước ấm hơn nhiệt độ không khí, “phần không khí liền kề với bề mặt nước sẽ có khuynh hướng trở nên ấm hơn và ẩm hơn phần không khí trên chúng, do đó (vì hai nhân tố này) sẽ ít dày đặc hơn. Kết quả là luồng không khí thẳng đứng có thể đạt được tốc độ truyền nhiệt và truyền khối từ mặt nước cao hơn (ngay cả khi không có gió) là khi chỉ có sự khuếch tán phân tử”



300

(Edinger et al, 1974). Nhiệt độ nước trong các vật thể chứa nước tự nhiên thường lớn hơn nhiệt độ không khí, đặc biệt là vào ban đêm.

Edinger et al (1974) cho rằng mối liên hệ do Brady, Graves và Geyer (1969) đề xuất dựa trên dữ liệu từ những ao làm mát có thể đại diện cho hầu hết các điều kiện của môi trường. Shanahan (1984) cho rằng phương trình Lake Hefner (Marciano and Harbeck, 1952) thích hợp đối với nước tự nhiên có nhiệt độ nước thấp hơn nhiệt độ không khí. Shanahan cũng nói rằng phương trình Ryan và Harleman (1971) được Helfrich et al (1982) xác định lại là thích hợp nhất đối với những vật thể chứa nước có nhiệt độ nước lớn hơn nhiệt độ không khí. Adams et al (1987) xem xét lại mô hình Ryan và Harleman và Helfrich et al và đề xướng cách dùng dữ liệu bổ sung cho vật thể chứa nước có nhiệt độ nước lớn hơn nhiệt độ không khí.

Có ba tuỳ chọn trong bảng tính ánh sáng và nhiệt độ trong Q2K để tính f(Uw): Brady, Graves, và Geyer (1969)

2w wf(U ) = 19,0 + 0,95U

Uw = tốc độ gió tại độ cao 7 m (m/s).

Adams và cộng sự (1987).

Adams và cộng sự (1987) đã cập nhật công việc của Ryan và Harleman (1971) và Helfrich (1982) để dẫn xuất ra một mô hình thực nghiệm của hàm tốc độ gió đối với nước nóng, mô hình này tính toán cho sự tăng dòng đối lưu khi sự khác nhau giữa nhiệt độ thực tế giữa nước và không khí (Δθ tính bằng độ F) lớn hơn 0. Hai hàm về gió của Adams và cộng sự, còn được biết như phương pháp East Mesa, được thực hiện trong Q2K (tốc độ gió trong phương trình này xác định tại độ cao 2m). Sau đây là hai sự lựa chọn trong Q2K:

♦ Adams 1: công thức này sử dụng hàm thực nghiệm để đánh giá hiệu ứng của dòng đối lưu gây ra bởi sự khác biệt nhiệt độ thực tế giữa nước và không khí, và phương trình Harbeck (1962) được dùng để thể hiện sự đóng góp đối với sự truyền dẫn/sự đối lưu và sự bay hơi mà không phải vì dòng đối lưu gây ra bởi nhiệt độ thực tế của nước cao.

1/3 2 -0.05 2w v acres,i w,mphf(U ) = 0,271 (22,4Δθ ) + (24,2A U )

- Uw,mph là tốc độ gió (dặm/giờ)

- Aacres,i là diện tích bề mặt của khúc sông i (mẫu Anh) http://www.ebook.edu.vn


301

- 0,271 hằng số chuyển đổi đơn vị nguyên bản của BTU ft-2ngày-1mmHg-

1 thành calcm-2ngày-1

♦ Adams 2: công thức này sử dụng hàm số thực nghiệm về sự khác nhau của nhiệt độ thực tế với phương trình Marciano và Harbeck (1952) để tính sự đóng góp đối vào sự truyền dẫn/đối lưu và bay hơi mà không phải vì dòng đối lưu gây ra bởi nhiệt độ thực tế của nước cao.

1/3 2 2w v w,mphf(U ) = 0,271 (22,4Δθ ) + (17U )

Nhiệt độ thực tế được xác định như nhiệt độ của không khí khô có cùng mật độ với không khí trong điều kiện ẩm ướt. Sự khác nhau về nhiệt độ thực tế giữa nước và khí (Δθv tính bằng độ F) giải thích cho sức nổi của không khí ẩm phía trên bề mặt nước nóng. Sự khác nhau về nhiệt độ thực tế được ước tính từ nhiệt độ nước (Twf :°F), nhiệt độ không khí (Tair,f: °F), áp suất hơi của nước và khí (es và eair: mmHg), và áp suất khí quyển (Patm được tính như tiêu chuẩn áp suất khí quyển 760mmHg trong Q2K)

w,f air,fv

s atm air atm

T + 460 T + 460Δθ = - 460 - - 460

1+ 0,378e /p 1+ 0,378e /p⎛ ⎞ ⎛ ⎞⎜ ⎟ ⎜ ⎟⎝ ⎠ ⎝ ⎠

(9.49)

Chiều cao đo vận tốc gió cũng là một yếu tố quan trọng để tính sự truyền dẫn/sự đối lưu và sự bay hơi. Q2K nội tại hiệu chỉnh tốc độ gió theo chiều cao đúng với hàm gió được chọn trong bảng tính ánh sáng và nhiệt. Giá trị nhập vào đối với vận tốc gió trong bảng tính tốc độ gió trong Q2K được giả thiết là đặc trưng của điều kiện tại chiều cao 7 m phía trên mặt nước. Để chuyển đổi phép đo tốc độ gió (Uw,z: m/s) tại bất cứ chiều cao nào (Zw: m) thành điều kiện tương đương ở độ cao 7 m ở bảng tính tốc độ gió Q2K, phương trình gió theo luật số mũ dưới đây được sử dụng:

0,15

w wzw

zU = Uz

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.50)

Ví dụ, nếu dữ liệu tốc độ gió thu được từ độ cao 2m, thì tốc độ gió tại độ cao 7m cho đầu vào đối với bảng tính tốc độ gió Q2K được ước tính bằng cách nhân tốc độ gió đo chính xác với hệ số 1,2.

9.7.1.5. Sự bay hơi và sự ngưng tụ

Sức nóng mất đi do sự bay hơi được thể hiện trong định luật Dalton

))(( airswe eeUfJ −= (9.51) http://www.ebook.edu.vn


302

Es = áp suất hơi bão hoà tại bề mặt nước (mmHg)

eair = áp suất hơi không khí (mmHg)

Áp suất hơi bão hoà được tính như sau:

17,27T237,3+T

aire = 4.596e (9.52)

9.7.2. Söï truyeàn nhieät giöõa buøn ñaùy - nöôùc

Sự cân bằng nhiệt đối với lớp bùn đáy dưới lớp nước của khúc sông i được tính như sau:

isedpss

isis

HCJ

dtdT

,

,,

ρ−= (9.53)

Ts,i = nhiệt độ của lớp bùn đáy dưới khúc sông i (0C)

ρs = mật độ lớp bùn đáy (g/cm3)

Cps = nhiệt dung riêng của bùn đáy [cal/(g0C)]

Jh,i = thông lượng nhiệt khí-nước [cal/(cm2ngày)]

Js,i = thông lượng nhiệt bùn đáy-nước [cal/(cm2ngày)]

Hsed,i = độ dày bị ảnh hưởng (hiệu quả) của lớp bùn cặn (cm)

Thông lượng từ lớp bùn đáy tới nước được tính như sau:

( )d

s 400,862/,

, ×−= isiised

spssis TT

HCJ

αρ (9.54)

αS = độ khuếch tán của cặn do nhiệt (cm2/s)

Thuộc tính nhiệt của một vài bùn đáy tự nhiên cùng với các thành phần được tổng kết trong Bảng 9-4. Chú ý những cặn nhẹ, dạng gel tìm thấy trong khu vực lắng đọng của hồ rất xốp và gần bằng giá trị của nước. Những dòng sông chảy chậm thì có thể đạt đến trạng thái như vậy. Tuy nhiên, sông thường có khuynh hướng có những cặn thô hơn như là phần cặn từ cát, sỏi, đá. Những dòng ở vùng cao, chủ yếu ở đáy là đá cuội và đá tảng.

Bảng 9-4. Thuộc tính nhiệt đối với cặn tự nhiên và nguyên liệu có chứa cặn tự nhiên



303

Loại vật liệu Tính dẫn nhiệt Độ khuếch tán nhiệt

Mẫu bùn cặn w/m/0C Cal/s/cm/0C

m2/s Cm2/s

ρ (g/cm3)

Cp [cal/(g0C]

ρCp [cal/(cm3

0C]

Bùn đầm lầy 1,82 0,0044 4,80E-0.7 0,0048 0,906

Cát 2,50 0,0060 7,90E-0.7 0,0079 0,757

Cát bùn 1,80 0,0043 5,10E-0.7 0,0051 0,844

Bùn 1,70 0,0041 4,50E-0.7 0,0045 0,903

Cát ẩm 1,67 0,0040 7,00E-0.7 0,0070 0,570

Cát 23% bão hoà nước

1,82 0,0044 1,26E-0.6 0,0126 0,345

Than bùn ẩm 0,36 0,0009 1,20E-0.7 0,0012 0,717

Đá tảng 1,76 0,0042 1,18E-0.6 0,0118 0,357

Đất mùn 75% bão hoà nước

1,78 0,0043 6,00E-0.7 0,0060 0,709

Cặn hồ, gel 0,46 0,0011 2,00E-0.7 0,0020 0,550

Kênh đào bằng bê tông

1,55 0,0037 8,00E-0.7 0,0080 2,200 0,210 0,460

Trung bình của mẫu cặn

1,57 0,0037 6,45E-0.7 0,0064 0,647

Những phép đo hỗn hợp

Hồ, cặn ở ranh giới sông - biển

0,59 0,0014

Cặn hồ mịn 3,2E-0.7 0,0033

Hồ, cát 4,00E-0.7 0,0040

Sông, lòng cát

7,70E-0.7 0,0077

Nguyên liệu thành phần

Nước 0,59 0,0014 1,40E-0.7 0,0014 1,000 0,999 1,000

Đất sét 1,30 0,0031 9,80E-0.7 0,0098 1,490 0,210 0,310



304

Đất, khô 1,09 0,0026 3,70E-0.7 0,0037 1,500 0,465 0,700

Cát 0,59 0,0014 4,70E-0.7 0,0047 1,520 0,190 0,290

Đất, ẩm ướt 1,80 0,0043 4,50E-0.7 0,0045 1,810 0,525 0,950

Đá hoa cương 2,89 0,0069 1,27E-0.6 0,0127 2,700 0,202 0,540

Trung bình 1,37 0,0033 6,13E-0.7 0,0061 1,670 0,432 0,632

Xem xét những thuộc tính thành phần của Bảng 9-4 cho thấy sự có mặt của vật thể rắn trong cặn bùn ở suối làm cho hệ số khuếch tán cao hơn đối với nước hoặc cặn xốp ở hồ. Trong QUAL2K, chúng ta sử dụng giá trị này là 0,005 cm2/s.

Ngoài ra, nhiệt dung riêng có khuynh hướng giảm theo mật độ. Như vậy, tích của hai đại lượng này có chiều hướng trở thành hằng số hơn là số bị nhân. Tuy vậy, sự có mặt của vật chất rắn trong cặn bùn ở suối dẫn đến kết quả cao hơn đối với nước hay bùn cặn hồ dạng gel. Trong QUAL2K, sử dụng đại lượng này là 0,7 cal/(cm3K). Cuối cùng, bề dày cặn được cho bằng 10.

9.8. MOÂ HÌNH TÍNH TOAÙN CHO CAÙC PHAÀN TÖÛ

9.8.1. Phöông trình caân baèng khoái löôïng cho töøng phaân töû

Những thành phần được QUAL2K xem xét được trình bày trong danh sách trong Bảng 9-5

Bảng 9-5. Những biến trạng thái được mô tả trong mô hình.

mg/L = g/m3

Biến Kí hiệu Đơn vị

Độ dẫn điện s mhos

Răn lơ lửng vô cơ mi mgD/L

Oxy hoà tan o mgO2/L

Nhu cầu Oxy sinh hoá trong phản ứng nhanh cs mgO2/L



305

Hình 9-12. Cân bằng khối lượng

Nhu cầu oxy sinh hoá trong phản ứng chậm cf mgO2/L

Nitơ hữu cơ hoà tan no μN/L

Ammoniac na μN/L

Nitrate (NO3-) nn μN/L

Photpho hữu cơ hoà tan po μP/L

Photpho vô cơ pi μP/L

Sinh vật phù du ap μA/L

Thành phần vật chất hữu cơ mo mgD/L

Tác nhân gây bệnh x Cfu/100mL

Chất bazơ Alk MgCaCO3/L

Tổng cacbon vô cơ cr Mol/L

Sinh vật đáy ab GD/m2



306

Phương trình cân bằng khối lượng tổng quát sau đây được viết cho tất cả các phần tử của khúc (tuy nhiên chỉ trừ trường hợp đặc biệt của sinh vật ở đáy) (Hình 9-12)

( ) ( ) ii

iii

i

iii

i

ii

i

iouti

i

ii

i

ii SVW

ccVE

ccV

Ec

VQ

cVQ

cV

Qdtdc

++−+−+−−= +−−

−− 1

'

1

'1,

11

Trong đó: Wi = tải lượng xâm nhập từ thành phần bên ngoài lên phần tử i (g/ngày hoặc mg/ngày), và Si = nguồn tự sinh hay tự hoại của thành phần do phản ứng và chuyển đổi hoá học (g/m3/ngày hoặc mg/m3/ngày)

Tải lượng bên ngoài được tính như sau:

∑∑==

+=npsi

jjnpsijinps

psi

jjpsijipsi cQcQW

1,,,

1,,, (9.55)

Trong đó cps,i,j là nồng độ của nguồn điểm thứ j đối với khúc i [mg/L or μg/L], và cnps,i,j là nồng độ của nguồn diện thứ j đối với khúc i [mg/L hay μg/L].

Với tảo đáy, các thành phần lan truyền và tải trọng gồm

ibib S

dtda

,, = (9.56)

ibNb S

dtdIN

, = (9.57)

ibPb S

dtdIP

, =

ở đó Sb,i là nguồn tự sinh hay tự hoại của sinh khối tảo đáy do các phản ứng [gD/m2/ngày], SbN,i là nguồn tự sinh hay tự hoại của nitơ tảo đáy do các phản ứng [mgN/m2/ngày], và SbP,i = là nguồn tự sinh hay tự hoại của phốtpho tảo đáy do các phản ứng [mgP/m2/ngày].

Các nguồn tự sinh hay tự hoại của các biến trạng thái được mô tả trên Hình 9-13. Quá trình động lượng bao gồm: quá trình hoà tan (ds), sự thuỷ phân (h), sự oxi hoá (x), sự nitrate hoá (n), sự khử nitrate hoá (dn), sự



307

quang hợp (p), sự phân huỷ/ sự chết đi (d), và sự hô hấp (r). Quá trình lan truyền chất bao gồm thấm khí (re), quá trình lắng (s), nhu cầu oxy cho lớp bùn đáy (SOD), trao đổi bùn đáy (se) và dòng carbon vô cơ vào bùn đáy (cf). Lưu ý rằng chỉ số x nằm phía dưới chỉ sự định lượng biến đổi tế bào trong trạng thái đứng yên đối với chlorophyll a (a) và trọng lượng khô (d) cho thực vật phù du và tảo đáy tương ứng.

dn

sapab

pp

cT o

pipo

hr

d

s

s

s

sodcf

re

cT o

se

se se

se

s

smi

s

Alks

Xh

nano

nnn

cf

hcs oxox

cT ocT

o

mo

dsrodrod

rdxrdx

rndrnd

rpdrpd

rnxrnx

rxprxp

rpxrpx

rxnrxn

Hình 9-13. Mô hình động lượng và quá trình lan truyền chất. Các biến trạng thái

được định nghĩa trong Bảng 9-5.

9.8.2. Nhöõng phaûn öùng cô baûn

9.8.2.1. Phản ứng sinh hoá

Phương trình hoá học sau đây được sử dụng để biểu diễn cho những phản ứng sinh hoá chính diễn ra trong mô hình (Stumm và Morgan 1996):

Sự quang hợp và hô hấp của thực vật

Ammonium là chất nền: 2

2 4 4 2 106 263 110 16 1 2106 16 108 107 14PRCO NH HPO H O C H O N P O H+ − ++ + + ⎯⎯→←⎯⎯ + + (9.58)

Nitrate là chất nền: 2

2 3 4 2 106 263 110 16 1 2106 16 122 18 138PRCO NH HPO H O H C H O N P O− − ++ + + + ⎯⎯→←⎯⎯ + (9.59)



308

Quá trình nitrat hoá:

4 2 3 22 2NH O NO H O H+ − ++ ⎯⎯→ + + (9.60)

Quá trình khử nitrate:

2 3 2 2 25 4 4 5 2 7CH O NO H CO N H O+−+ + ⎯⎯→ + + (9.61)

Cần chú ý rằng một số phản ứng thêm vào được sử dụng trong mô hình ví dụ như liên quan đến tạo ra điều kiện pH và ammonia không bị ion hoá. Những vấn đề này sẽ được thảo luận sau trong tài liệu này.

9.8.2.2. Sự định lượng hoá học của vật chất hữu cơ

Mô hình đòi hỏi cần có sự định lượng hoá học cho vật chất hữu cơ (ví dụ như: thực vật và sinh vật phù du) được mô tả lý thuyết bởi người sử dụng. Vấn đề trình bày tiếp sau đây được xem như bước đánh giá đầu tiên (Redfield et al. 1963, Chapra 1997),

100gD : 40gC : 7200mgN :1000mgP :1000mgA (9.62)

Trong đó gX = khối lượng nguyên tố X (g) và mgY = khối lượng nguyên tố Y (mg). kí hiệu D, C, N, P và A để mô tả theo thứ tự cho các đại lượng sau: khối lượng khô, carbon, nitrogen, phosphorus, và diệp lục sắc tố a. cần chú ý đối với trường hợp của diệp lục sắc tố a là đại lượng có khoảng biến đổi lớn nhất nhận giá trị trong khoảng từ 500 – 2000 mgA (Laws and Chalup 1990, Chapra 1997).

Những giá trị này sau đó được đưa vào công thức sau đây để tính toán lượng tỷ lệ các chất hữu cơ:

xygXr =gY

(9.63)

Ví dụ, khối lượng nitrogen được thoát ra khi 1 g khối lượng khô của chất phù du được hoà tan có thể được tính toán như sau:

nd7200mgN mgNr = = 72

100gD gD

9.8.2.2.1. Sự phát sinh và tiêu hao oxygen



309

Trong mô hình đòi hỏi phải mô tả tốc độ sản sinh và tiêu thụ oxygen. Nếu chọn ammonia là chất cơ sở để tính toán thì tỷ lệ sau đây (dựa trên công thức (9.62)) có thể được dùng để xác định khối lượng oxygen được tạo thành cho mỗi gam sinh khối được sản sinh trong suốt quá trình quang hợp.

( )( )

2 2 2 2oca

107moleO 32gO /moleO gOr = = 2,69106moleC 12gC/moleC gC

(9.64)

Trong trường hợp nitrate là chất cơ sở, thì ta được tỷ số sau (dựa vào công thức (9.63)

( )( )

2 2 2 2ocn

138moleO 32gO /moleO gOr = = 3,47106moleC 12gC/moleC gC

(9.65)

Chú ý: công thức (9.68) cũng được sử dụng để tính toán định lượng hoá học cho lượng oxygen sử dụng cho cả quá trình hô hấp của thực vật và nhu cầu oxy sinh hoá nhanh.

Đối với sự nitrat hoá, tỷ số sau được đưa ra dựa trên công thức (9.64)

( )( )

2 2 2 2on

2moleO 32gO /moleO gOr = = 4,571moleN 14gN/moleN gN

(9.66)

9.8.2.2.2. Nhu cầu oxy sinh hoá gia tăng do quá trình khử nitrate

Như đã trình bày trong công thức (60), CBOD được sử dụng suốt quá trình khử Nitrate

2 2ondn

gO gO5moleC 12gC/moleC 1gNr = 2,67 = 0,00286gC 4moleN 14gN/moleN 1000mgN mgN

××

×(9.67)

9.8.2.3. Những ảnh hưởng của nhiệt độ lên phản ứng

Sự ảnh hưởng của nhiệt độ lên những phản ứng đã trình bày ở phần trước. Mô hình phụ thuộc được mô tả bởi phương trình

( ) ( ) T-20k T = k 20 θ (9.68)

Trong đó: k(T) = tốc độ phản ứng (/ngày) tại giá trị nhiệt độ T(0C) và θ = hệ số nhiệt độ của phản ứng.



310

9.8.3. Nhöõng phaûn öùng thaønh phaàn

Những mối quan hệ bằng toán học dùng để mô tả cho các quá trình phản ứng không thể thấy được và sự tập trung của các biến trạng thái (trình bày trong Bảng 9-5) sẽ được trình bày trong phần sau đây.

9.8.3.1. Vật chất bảo tồn (s)

Theo định nghĩa, vật chất bảo tồn là thành phần không phụ thuộc vào phản ứng

sS = 0 (9.69)

9.8.3.2. Sinh vật phù du (ap)

Sinh vật phù du gia tăng nhờ vào quá trình quang hợp. Chúng mất đi qua các quá trình hô hấp, chết đi, và lắng xuống.

apS =PhytoPhoto - PhytoResp - PhytoDeath - PhytoSett1 (9.70)

9.3.2.1. Quá trình quang hợp

Quá trình quang hợp của sinh vật phù du là một hàm số bao gồm các biến là nhiệt độ, chất dinh dưỡng và ánh sáng.

p pPhytoPhoto = μ a (9.71)

Trong đó: pμ = tốc độ quang hợp của sinh vật phù du (/ngày), được tính bằng công thức

( )p gp= k Tμ ϕ ϕNp Lp (9.72)

Trong đó: kgp(T) = tốc độ quang hợp cực đại của sinh vật phù du tại nhiệt độ T (/ngày), ϕNp = hệ số suy giảm chất dinh dưỡng của sinh vật phù du (không có thứ nguyên, có giá trị từ khoảng 0 và 1), và ϕLp = hệ số suy giảm ánh sáng cần cho quang hợp của sinh vật phù du ( không có thứ nguyên, có giá trị từ khoảng 0 và 1).

Giới hạn của chất dinh dưỡng. Những công thức của Michaelis-Menten được sử dụng trong biểu diễn giới hạn sự gia tăng của nitơ và phospho vô cơ. Giá trị thấp nhất được sử dụng để tính toán hệ số suy giảm chất dinh dưỡng



311

a n iNp

sNp a n sPp i

n + n pφ = min ,k + n + n k + p

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.73)

Trong đó: sNpk = hằng số nửa bão hoà của nitơ (μgN/L và sPpk = hằng số nửa bão hoà của photpho (μgP/L ).

Giới hạn ánh sáng. Quá trình giảm dần của ánh sáng được xem như tuân theo định luật Beer-Lambert,

( ) ( ) e-k zPAR z = PAR 0 e (9.74)

Trong đó PAR(z) = bức xạ ánh sáng có thể dùng để quang hợp (PAR) tại độ sâu z phía dưới bề mặt nước (1y/ngày)2, và ke = hệ số mất dần của nguồn sáng (m-1). Giá trị PAR tại bề mặt nước được xem như là giá trị của bức xạ mặt trời.

( ) ( )PAR 0 = 0, 47 I 0 (9.75)

Hệ số tắt dần của ánh sáng có mối quan hệ với biến của mô hình bởi:

2 3e eb i i o o p p pn pk = k +α m +α m +α a +α a (9.76)

Trong đó: keb = hệ số cơ bản cho sự hấp thụ ánh sáng của nước và màu sắc (/m), hệ số ai, ao, ap, apn là những hằng số biểu diễn cho sự hấp thụ ánh sáng của các thành phần theo thứ tự như sau: chất rắn vô cơ lơ lửng (L/mgD/m), các thành phần vật chất hữu cơ (L/mgD/m) và diệp lục (L/MicrogA/m và (L/microgA)2/3/m). Giá trị của những hằng số được cho trong Bảng 9.6.

Chú ý: ly/ngày = langley trên ngày. Một langley tương đương một calorie trên một cm2. Chú ý rằng 1 ly/ngày có mối liên hệ với microE/m2/ngày bằng công thức chuyển đổi gần đúng sau: 1 microE/m2/s ~0.45 langley/ngày (LIC-OR, Lincoln, NE).

Bảng 9.6. Giá trị của các hệ số hấp thụ ánh sáng

KÝ HIỆU GIÁ TRỊ TÀI LIỆU TRÍCH DẪN

1α 0,052 Di Toro (1978)

0α 0,174 Di Toro (1978)



312

pα 0,0088 Riley (1956)

pnα 0,054 Riley (1956)

Hình 9.14. Ba mô hình sử dụng mô tả cho sự phụ thuộc vào ánh sáng của quá

trình quang hợp của sinh vật phù du và thực vật đáy. Điểm thể hiện sự giảm mức tăng trưởng chống lại cường độ PAR (ly/ngày).

Trạng thái nửa bão hoà về ánh sáng của sinh vật phù du (Michaelis-Menten ):

LpLp

I(z)F =K + I(z)

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.77)

Trong đó: FLp = độ giảm mức tăng trưởng của sinh vật phù du do ánh sáng và KLp = tham số (giới hạn) ánh sáng của sinh vật phù du. Trong trường hợp mô hình nửa bão hoà, tham số ánh sáng là một hệ số nữa bão hoà (ly/ngày). Biểu thức này có thể được kết hợp với định luật Beer-Lambert và kết hợp với tính toán cho trường hợp nước sâu, H (m), để đưa ra được hệ số làm giảm ánh sáng của các sinh vật phù du.

( )

( ) e

LpLp -k H

a Lp

K + I 01φ = lnk H K + I 0 e

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.78)



313

Công thức của Smith

Lp 2 2Lp

I(z)F =K + I(z)

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.79)

Trong đó: KLp= tham số Smith cho sinh vật phù du (ly/ngày); đó là bức xạ ánh sáng mà tại mức tăng trưởng là 70,7% của mức tăng trưởng cực đại. Công thức này có thể kết hợp với định luật Beer-Lambert và kết hợp với tính toán cho trường hợp nước sâu, H (m), để đưa ra được hệ số

( ) ( )( )( )( ) ( )( )( )e a

2

Lp LpLp 2-k H -k Ha

Lp Lp

I 0 /K + 1+ I 0 /K1φ = lnk H I 0 /K e + 1+ I 0 /K e

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.80)

Theo công thức của Steele:

( ) ( )Lp

I z1-

KLp

Lp

I zF = e

K (9.81)

Trong đó: KLp = là giá trị PAR mà tại đó sự tăng trưởng của sinh vật phù du là tốt nhất (ly/ngày). Công thức này có thể kết hợp với định luật Beer-Lambert và kết hợp với tính toán cho trường hợp nước sâu, H (m), để đưa ra được hệ số

( ) ( )-k He

Lp Lp

I 0 I 0- e -K K

Lpe

2,718282φ = e - ek H

⎛ ⎞⎜ ⎟⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.82)

9.8.3.2.2. Sự mất đi

Sự hô hấp. Sự hô hấp của các sinh vật phù du được biểu diễn như sau tại nồng độ oxygen thấp:

( )rp pPhytoResp = k T a (9.83)

Trong đó: krp(T) = tốc độ hô hấp của sinh vật phù du phụ thuộc nhiệt độ (/ngày)

Chết. Sự chết đi của sinh vật phù du được biểu diễn như một hàm bậc nhất



314

( )dp pPhytoDeath = k T a (9.84)

Trong đó: kdp(T)= tốc độ chết của sinh vật phù du phụ thuộc nhiệt độ (/ngày)

Sa lắng. Quá trình sa lắng của tảo được trình bày như sau:

aP

υPhytosettl = aH

(9.85)

Trong đó: νa là tốc độ sa lắng của sinh vật phù du (m/ngày)

9.8.3.3. Sinh vật đáy (ab)

Sinh vật đáy gia tăng là nhờ vào quá trình quang hợp. Chúng mất đi là do sự hô hấp và chết.

abS = BotAlgPhoto - BotAlgResp - BotAlgDeath (9.86)

9.8.3.3.1. Quá trình quang hợp

Sự mô tả quá trình quang hợp của sinh vật đáy là một bước đơn giản hoá của một mô hình được phát triển bởi Rutherford et al (1999). Quá trình quang hợp dựa trên nhiệt độ, độ giảm của nhiệt độ và ánh sáng

( )gb Nb LbBotAlgPhoto = C T φ φ (9.87)

Trong đó: Cgb (T) = tốc độ quang hợp cực đại phụ thuộc vào nhiệt độ (gD/ (m2 ngày)), fNb = hệ số giảm chất dinh dưỡng cho sinh vật đáy (không thứ nguyên và nằm trong khoảng từ 0 đến 1), và fLb = hệ số giảm ánh sáng cho sinh vật đáy (không thứ nguyên và nằm trong khoảng từ 0 đến 1)

Ảnh hưởng của nhiệt độ. Một mô hình Arrhenius được đưa ra nhằm xác định ảnh hưởng của nhiệt độ lên quang hợp của sinh vật đáy,

20( ) (20) Tgb gbC T C θ −= (9.88)

Giới hạn của dinh dưỡng. Công thức của Michaelis-Menten được sử dụng để mô tả giới hạn sinh trưởng do sự hạn chế của N và P vô cơ. Giá trị thấp nhất được sử dụng để tính toán hệ số giảm dinh dưỡng



315

a n iNb

sNb a n sPb i

n + n pφ = min ,k + n + n k + p

⎛ ⎞⎜ ⎟⎝ ⎠

(9.89)

Trong đó: sNpk = hằng số nửa bão hoà của nitơ (μgN/L và sPpk = hằng số nửa bão hoà của phospho (μgP/L ).

Giới hạn về ánh sáng: ngược lại với sinh vật phù du, giới hạn của ánh sáng được xác định bằng lượng của PAR đến đáy của cột nước. Sự tính toán này được tính bằng định luật Beer-Lambert (xem lại công thức (9.78))

( ) (0) ek HI H I e−= (9.90)

Cũng như đối với sinh vật phù du, có ba mô hình để mô phỏng ảnh hưởng của ánh sáng lên sự quang hợp của sinh vật đáy. Thế công thức (9.97) vào những mô hình này để được hệ số làm giảm ánh sáng của sinh vật đáy

Mô hình ánh sáng nửa bão hoà

( )( )

e

e

-k H

Lb -k HLb

I 0 eφ =

K + I 0 e (9.91)

Công thức của Smith

( )( )( )

e

e

-k H

Lp 2-k H2Lb

I 0 eφ =

K + I 0 e (9.92)

Công thức của Steele

( ) ( ) -k Hee

Lb

I 0 e-k H 1+K

LbLb

I 0 eφ = e

K (9.93)

Trong đó: KLB = tham số ánh sáng cho loại sinh vật đáy thích hợp cho mỗi mô hình.

9.8.3.3.2. Sự mất đi do các yếu tố

Sự hô hấp. Sự hô hấp của các sinh vật đáy giảm dần trong điều kiện nồng độ oxy thấp.

( )rb bBotAlgResp = k T a (9.94)

Trong đó: krp(T) = tốc độ hô hấp của tảo phụ thuộc nhiệt độ (/ngày) http://www.ebook.edu.vn


316

Chết. Sự chết đi của tảo được biểu diễn như

dbP bBotAlgDeath = k (T)a (9.95)

Trong đó: kdp(T)= tốc độ chết của tảo phụ thuộc nhiệt độ (/ngày)

9.8.3.4. Vật chất hữu cơ

Mảnh vụn hay là các hạt chất hữu cơ (POM) gia tăng là nhờ quá trình chết của thực vật. Bị mất đi do sự phân rã và sa lắng

mo daS = r PhytoDeath + BotAlgDeath - DetrDiss - DetrSettl (9.96)

Trong đó:

( )dt oDetriss = k T m (9.97)

Trong đó: kdt(T) = tốc độ phân rã các mảnh vụn phụ thuộc vào nhiệt độ (/ngày) và

dto

νDetrSettl = mH

(9.98)

Trong đó:

νdt = vận tốc sa lắng mảnh vụn (m/ngày)

9.8.3.5. Phản ứng sinh hoá chậm CBOD (cs)

Nhu cầu oxy sinh hoá chậm gia tăng là do quá trình phân giải các mảnh vụn. Nó bị mất đi là do quá trình thuỷ phân

cs odS = r DetrDiss -SlowCHydr (9.99)

Trong đó:

( )hc sSlowCHydr = k T c (9.100)

Trong đó: khc(T) = tốc độ thuỷ phân CBOD chậm phụ thuộc vào nhiệt độ (/ngày)

9.8.3.6. Phản ứng sinh hoá nhanh CBOD (cf)

Nhu cầu oxy sinh hoá nhanh có được là nhờ vào quá trình thủy phân các chất trong phản ứng oxy sinh hoá chậm. Nó bị mất đi là do quá trình oxi hoá và khử nitrate.

cf ondnS = SlowCHydr - FastCOxid - r Denitr (9.101) http://www.ebook.edu.vn


317

Trong đó:

( )oxcf dc fFastCOxid = F k T c (9.102)

Trong đó: kdc(T) = tốc độ oxy hoá nhu cầu oxy sinh hoá nhanh phụ thuộc vào nhiệt độ (không có thứ nguyên). Tham số rondn là tỷ lệ tương đương lượng oxy bị mất trên một lượng nitrate mà bị khử (phương trình (71)). Cụm từ Denitr là tốc độ khử nitrate (microgN/L/ngày).

Ba công thức sau đây được sử dụng để mô tả cho sự mất dần của oxy:

Trạng thái nửa bão hoà:

o=Foxrp + oKsocf (9.103)

Trong đó: ksocf = hằng số nửa bão hoà cho sự ảnh hưởng của oxy lên quá trình oxy hoá nhanh (mgO2/L).

Hàm số mũ:

( )socf-K ooxrpF = 1- e (9.104)

Trong đó: Ksocf = hệ số mũ cho sự ảnh hưởng của oxy lên quá trình oxy hoá nhanh (L/mgO2).

Trạng thái nửa bão hoà bậc hai:

2o=Foxrp 2+oKsocf

(9.105)

Trong đó: Ksocf = hằng số nửa bão hoà cho ảnh hưởng của oxy lên quá trình oxy hoá nhanh (mgO2/L)2.

9.8.3.7. Sự hoà tan nitơ hữu cơ (n0)

Nito hữu cơ hoà tan gia tăng nhờ quá trình phân giải chất hữu cơ. Nó bị mất dần do quá trình thuỷ phân.

no ndS = r DetrDiss - DONHydr (9.106)

( )hn oDONHydr = k T n (9.107)



318

Trong đó: khn(T) tốc độ thuỷ phân nito hữu cơ như một hàm của nhiệt độ (/ngày).

9.8.3.8. Ammonia Nitrogen (na)

Nito dạng ammonia gia tăng là do quá trình phân giải thuỷ phân của nito hữu cơ và hô hấp của thực vật. Và một lượng bị mất đi do quá trình nitrate hoá và quang hợp của sinh vật phù du:

na na nd na ap

nd ab

S =DONHydr+r PhytoResp+r BotAlgResp-NH4Nitrif -r P PhytoPhoto

-r P BotAlgPhoto (9.108)

Tốc độ nitrate hoá ammoniac được tính toán theo công thức

( )oxna n aNH4Nitrif = F k T n (9.109)

Trong đó: Kn(T) = hằng số tốc độ nitrate hoá nitơ ammoniac phụ thuộc nhiệt độ (/ngày) và Foxna = độ giảm quá trình do hàm lượng oxy thấp (không có thứ nguyên). Độ giảm hàm lượng oxy được mô phỏng bằng công thức (106) đến (108) với sự phụ thuộc vào oxy được biểu diễn bằng tham số Ksona.

Hệ số Pap và Pab theo thứ tự là hệ số ưu tiên cho ammonium là nguồn cung cấp nitơ cho sinh vật phù du và sinh vật đáy.

( )( ) ( )( )

( )( ) ( )( )

a hnxpa nap

hnxp a hnxp n a n hnxp n

a n a hnxbab

hnxb a hnxb n a n hnxb n

n kn nP = +k + n k + n n + n k + n

n n n kP = +k + n k + n n + n k + n

(9.110-9.111)

Trong đó: khnxp = hệ số ưu tiên của sinh vật phù du đối với ammonium (mgN/m3) và khnxb = hệ số ưu tiên của sinh vật đáy đối với ammonium (mgN/m3).

9.8.3.9. Amonia không ở dạng ion hoá

Mô hình tính toán cho lượng ammonia tổng. Trong nước, lượng ammonia tổng bao gồm hai dạng: ammonium dạng ion, NH4

+ và dạng ammonia không phải ion là NH3. tại pH thường (6 đến 8), hầu hết lượng ammonia tổng nằm ở dạng ion (NH4

+ ). Tuy nhiên, tại mức pH cao hơn, dạng ammonia không phải là ion (NH3)sẽ chiếm ưu thế hơn hẳn. Lượng NH3 được tính bằng công thức



319

au u an = F n (9.112)

Trong đó: nau là nồng độ NH3 (microgN/L) và Fu = tỷ lệ dạng NH3 trên lượng ammonia tổng, được tính theo công thức

u -pHa

1F =1+10 /K

(9.113)

Trong đó: Ka = hằng số cân bằng của phản ứng phân ly ammonia, hằng số này có sự phụ thuộc vào nhiệt độ như sau

aa

2729,92pK = 0,09018 +T

(9.114)

Trong đó: Ta là nhiệt độ tuyệt đối (K) và pKa = -log10(Ka).

9.8.3.10. Nitrate nitrogen (nn)

Nitrate nitrogen gia tăng là do quá trình nitrate hoá từ ammonia. Nó bị mất đi do quá trình khử nitrate và quang hợp của thực vật

( ) ( )ni 4 na ap nd abS = NH Nitrif -Denitr - r 1-P PhytoPhoto-r 1-P BotAlgPhoto (9.115)

Tốc độ khử nitrate được tính bằng công thức

( ) ( ) ndnoxdn nTkF1Denitr −= (9.116)

Trong đó: Kdn(T) = hệ số tốc độ quá trình khử nitrate phụ thuộc nhiệt độ (/ngày) và Foxdn = hệ số ảnh hưởng của sự thiếu oxy lên quá trình khử (không thứ nguyên) và được mô tả bằng công thức (106) đến công thức (108) thể hiện mối quan hệ giữa oxy và tham số Ksona.

9.8.3.11. Quá trình hoà tan photpho hữu cơ (po)

Sự hoà tan photpho hữu cơ gia tăng do quá trình phân hủy thành phần hữu cơ. Nó giảm đi do sự thuỷ phân.

po pdS = r DetrDiss - DOPHydr (9.117)

Trong đó:

( )hp oDOPHydr = k T p (9.118)

Trong đó: khp(T) = tốc độ thuỷ phân photpho phụ thuộc vào nhiệt độ (/ngày).



320

9.8.3.12. Photpho vô cơ (pi)

Photpho vô cơ gia tăng do sự thủy phân của photpho hữu cơ và sự hô hấp của thực vật. Photpho vô cơ bị mất đi thông qua quá trình quang hợp thực vật:

pi pa pd pa pdS = DOPHydr+r PhytoResp+r BotAlgResp-r PhytoPhoto-r BotAlgPhoto (9.119)

9.8.3.13. Chất rắn lơ lửng (mi)

Chất rắn lơ lửng bị mất do sự sa lắng

miS = -lnorgSettl

Với

ii

νInorgSettl = mH

(9.120)

Với vi = vận tốc sa lắng của chất rắn lơ lửng vô cơ [m/ngày].

9.8.3.14. Sự hoà tan oxy (o)

Oxy hoà tan gia tăng do quá trình quang hợp thực vật. Oxy bị mất đi thông qua quá trình oxy hoá, nitrat hoá và sự hô hấp của thực vật.

o oa od oc on

oa od

S = r PhytoGrowth + r BotAlgGrowth - r FastCOxid - r NH4Nitr- r PhytoResp - r BotAlgResp +OxReaer

(9.121)

( ) ( )( )a sOxReaer = k T o T,elev - o (9.122)

Trong đó: Với ka (T) = nhiệt độ-phụ thuộc hệ số thông thoáng[/ngày], os(T,elev) = nồng độ bão hòa của oxy [mgO2/L] ở nhiệt độ, T, và độ cao tương đương so với mặt biển, elev.

9.8.3.14.1. Sự bão hoà oxy

Công thức sau được dùng để biểu diễn sự phụ thuộc của mức bão hòa của oxy vào nhiệt độ (APHA 1992)

( )5 7

s 2a a

10 11

3 4a a

1,575701 10 6,642308 10lno T,0 = -139,34411+ -T T

1,243800 10 8,621949 10+ -T T

× ×

× × (9.123)



321

Trong đó 0s (T,0) = nồng độ bão của oxy hòa tan trong nước tinh khiết ở 1 atm [ mgO2/L] và Ta = nhiệt độ tuyệt đối [K] với Ta = T + 273,15.

Sự ảnh hưởng của độ cao được tính bởi

( ) ( ) ( )slno T,0so T,elev = e 1- 0,0001148 elev (9.124)

Với elev = độ cao so với mực nước biển [m ].

9.8.3.14.2. Công thức làm thoáng

Từ kết quả nghiên cứu ta thu được hệ số làm thoáng được quy định ở bảng cho sẵn. Nếu không được quy định thì có thể tính bằng một trong các công thức sau:

O’Connor-Dobbins:

( )0,5

a 1,5

Uk 20 = 3,93H

(9.125)

Owens-Gibbs:

( )0,67

a 1,5

Uk 20 = 5,32H

(9.126)

Churchill:

( )a 1,85

Uk 20 = 5,026H

(9.127)

Với U = vận tốc dòng chảy [ m/s] và H = độ sâu [m].

Mô hình thấm khí cũng có thể tính nội suy dựa trên mô hình đã được sắp đặt sẵn sau khi phát triển sơ đồ bởi Covar (1976) (Hình 9.15)

- Nếu H < 0,61 m, sử dụng công thức Owens-Gibbs.

- Nếu H >0,61 m và H >3,45 U2,5, sử dụng công thức O’Connor-Dobbins.

- Các trường hợp khác, sử dụng công thức Churchill.

Đây là sơ đồ tham khảo khi lựa chọn phép nội suy tính theo tỉ lệ của bảng QUAL2K.



322

9.8.3.14.3. Ảnh hưởng của yếu tố điều khiển cấu trúc lên Oxygen

Oxygen vận chuyển trong các sông suối luôn bị ảnh hưởng bởi yếu tố điều khiển do cấu trúc chẳng hạn đê chắn, đập, cửa cổng và thác nước (Hình 9.16). Butts và Evans (1983) đã nỗ lực để mô tả sự thay đổi này và đã đưa ra công thức sau:

( )( )d d d d dr = 1+ 0,38a b H 1- 0,1H 1+ 0,046T (9.128)

Với rd = hệ số thiếu hụt trước và sau đập, Hd = sự khác nhau về độ cao so với mực nước biển [m] khi tính với công thức (7), T = nhiệt độ bốc hơi (oC) và ad và bd là hệ số hiệu chỉnh cho chất lượng nước và loại đập. Giá trị của những hệ số này được tóm tắt trong bảng 7.

Hình 9.16. Dòng nước chảy qua con sông được điều chỉnh cấu trúc.

Hình 9.15. Tốc độ làm thoáng [/ngày] tỉ lệ nghịch với độ sâu và vận độ (Covar 1976).



323

Bảng 9.7. Hệ số giá trị sử dụng để dự báo ảnh hưởng của đập đến sự thông thoáng của dòng nước.

(a) HỆ SỐ CHẤT LƯỢNG NƯỚC

Trạng thái ô nhiễm ad

Nặng 0,65

Vừa phải 1,0

Nhẹ 1,6

Sạch 1,8

(b) HỆ SỐ CỦA LOẠI ĐẬP

Loại đập bd

Dẹt rộng có mái điều 0,70

Dẹt rộng mái xen kẽ 0,80

Dẹt rộng bề mặt dọc 0,60

Dẹt rộng bề mặt dốc thẳng 0,75

Dẹt rộng bề mặt cong 0,45

Tròn rộng bề mặt cong 0,75

Mái nhọn mặt dốc thẳng 1,00

Mái nhọn bề mặt dọc

Cửa cổng 0,05

Sự cân bằng khối lượng của khí oxy dựa vào cấu trúc được viết như sau

( )'

out,i o,i'i i-1 i ii-1 i i i+1 i o,i

i i i i i

Q wdo Q Q E= O - O - O + o - o + + Sdt V V V V V

(9.129)

Với o’i-1 = là nồng độ oxygen vào đoạn (mgO2/L), trong đó

s,i-1 i-1'i-1 s,i-1

d

o - oo = o -

r (9.130)

9.8.3.15. Mầm bệnh (x)

Mầm bệnh phụ thuộc vào tốc độ chết và sự sa lắng http://www.ebook.edu.vn


324

xS = -PathDeath - Pathettl (9.131)

9.8.3.15.1. Sự chết

Tác nhân gây bệnh là do chết tự nhiên và ánh sáng ( Chapra 1997). Sự chết của mầm bệnh khi không có ánh mặt trời được mô phỏng giống như phụ thuộc nhiệt độ phân hủy và mức độ chết do ánh sáng dựa trên định luật Beer –Lambert.

( ) ( ) ( )e-k Hdx

e

I 0 24PathDeath = k T x + 1- e x

k H (9.132)

Với Kdx (T) = tốc độ ngưỡng chết phụ thuộc nhiệt độ [/ngày].

9.8.3.15.2. Sa lắng

Sự sa lắng tác nhân gây bệnh được đại diện bởi

xHvPathettl x= (9.133)

với vx = tốc độ sa lắng của tác nhân gây bệnh [m/ngày].

9.8.3.16. pH

Trạng thái cân bằng dưới đây, cân bằng về khối lượng và điện tích chi phối bởi carbon vô cơ ( Stumm and Morgan 1996 ),

- +3

1 *2 3

2- +3

2 -3

+ -w

* - 2-T 2 3 3 3

- 2- - +3 3

HCO HK =

H CO

CO HK =

HCO

K = H OH

c = H CO + HCO + CO

Alk = HCO + 2 CO + OH - H

⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦⎡ ⎤⎣ ⎦

⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦⎡ ⎤⎣ ⎦

⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦⎡ ⎤ ⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦ ⎣ ⎦

⎡ ⎤ ⎡ ⎤ ⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦ ⎣ ⎦ ⎣ ⎦

(9.134-9.138)

Với K1, K2 và Kw là hằng số acid, Alk = tính kiềm [ eqL-1], H2CO3* = tổng

carbon dioxide hoà tan và acid carbonic, HCO3- = bicarbonate ion, CO3

2- = carbonate ion, H+ = hydronium ion, OH- = hydroxyl ion, và cT = tổng nồng độ carbon vô cơ cô [mole /l].



325

Chú ý rằng tính kiềm được tính trên đơn vị eq/L cho những tính toán nội suy. Khi nhập vào hoặc xuất dữ liệu ra, thì tính bằng đơn vị mgCaCO3/L. Mối quan hệ giữa hai đại lượng này như sau:

( ) ( )3Alk mgCaCO /L = 50,000 Alk eq/L× (9.139)

Hằng số cân bằng được hiệu chỉnh theo nhiệt độ bởi công thức

Harned và Hamer (1993):

( )w 10 a aa

4787,3pK = + 7,1321log T + 0,010365T - 22,80T

(9.140)

Plummer và Busenberg (1982):

1 a a a

2a

logK = -356,3094-0,06091964T +21834,37/T +126,8339logT

-1,684,915/T (9.141)

Plummer và Busenberg (1982):

2 a a

2a a

logK = -107, 8871 - 0, 03252849T + 5151, 79/T

+ 38, 92561logT - 563, 7139/T (9.142)

Hệ thống của năm phép tính đồng thời (138) – (142) về số lượng cho năm ẩn: [H2CO3

*], [ HCO3-], [CO3

2-], [OH-] và {H+}. Khi xem xét Stumm và Morgan (1996), một cách tính tóan hiệu quả có thể bằng cách kết hợp các phép tính (138), (139) và (141) để xác định giá trị Stumm và Morgan (1996)

2+

O 2+ +1 1 2

Hα =

H + K H + K K

⎡ ⎤⎣ ⎦⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦

(9.143)

+1

1 2+ +1 1 2

K Hα =

H + K H + K K

⎡ ⎤⎣ ⎦⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦

(9.144)

1 22 2+ +

1 1 2

K Kα =H + K H + K K⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦

(9.145)



326

Với α0,α1, và α2 = các phân nhỏ của tổng carbon vô cơ trong carbon dioxide, bicarbonate và carbonate, một cách riêng rẽ. Công thức (9.140), (9.142), (9.148) và (9.149) có thể tổng hợp để tính toán thành

( ) +w1 2 T +

KAlk = α + 2α c + - HH

⎡ ⎤⎣ ⎦⎡ ⎤⎣ ⎦ (9.146)

Do đó, để giải quyết vấn đề giảm pH cần xác định nghiệm là nồng độ H+ trong phương trình sau:

( ) ( )+ +w1 2 T +

Kf H = α + 2α c + - H - AlkH

⎡ ⎤ ⎡ ⎤⎣ ⎦ ⎣ ⎦⎡ ⎤⎣ ⎦ (9.147)

Với pH được tính bằng

+10pH = -log H⎡ ⎤⎣ ⎦ (9.148)

9.9. PHAÀN MEÀM ENVIMQ2K ÖÙNG DUÏNG GIS MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC KEÂNH SOÂNG

Hình 9-17. Các bước tự động hóa xử lý số liệu trong phần mềm ENVIMQ2K.



327

Mặc dù QUAL2K là một sản phẩm nổi tiếng trong lĩnh vực mô phỏng chất lượng nước kênh sông nhưng nó có một nhược điểm là không ứng dụng GIS. Bên cạnh đó quá trình tự động hoá tính toán theo các kịch bản gặp nhiều khó khăn. Chính vì vậy nhóm tác giả thuộc Phòng Geoinformatics, Viện Môi trường và Tài nguyên thuộc Đại học Quốc gia TP. HCM đã xây dựng phần mềm ENVIMQ2K kết hợp thế mạnh về tính toán của QUAL2K và khả năng ứng dụng GIS cũng như tự động hoá tính toán của các phần mềm ENVIM truyền thống. Phần mềm ENVIMQ2K phiên bản 1.0 ra đời tháng 9/2007. Cấu trúc của chương trình này được trình bày trên Hình 9-17.

9.9.1. Nhaäp thoâng tin cho caùc ñoái töôïng tham gia tính toaùn moâ phoûng

Đối với phần mềm ENVIMQ2K, các đối tượng quản lý chính của chương trình là: các nguồn thải, các điểm nhạy cảm cần giám sát đặc biệt. Trong ENVIMQ2K xem xét bốn loại đối tượng thải nước thải vào các nguồn thải: khu dân cư; nhà máy và khu công nghiệp; các cánh đồng xung quanh lưu vực sông; và một số kênh rạch đổ vào sông Thị Tính.

Phần này sẽ hướng dẫn cách nhập thông tin cho ba loại đối tượng trên.

9.9.1.1. Cách nhập thông tin cơ bản cho các nguồn thải

Thông tin về các nguồn thải bao gồm tên nguồn thải, mô tả địa điểm, vị trí đầu và cuối của nguồn thải tính từ đầu nguồn đoạn sông đang xét, tọa độ X, Y của nguồn thải và loại nguồn thải (nguồn thải điểm hay nguồn thải phân tán). Cấu trúc bảng được thể hiện ở hình dưới đây

Hình 9-18 Cấu trúc bảng Nguồn thải

Giao diện than thiện của EVNVIMQ2K giúp người sử dụng có thể dễ dàng dán dữ liệu sao chép từ một bảng dữ liệu dạng Word hay Excel. Từ dữ liệu được cung cấp, các bạn có thể làm như sau:

- Copy dữ liệu trong bảng nguồn thải được cung cấp



328

Hình 9-19. Nhập thông tin cho các nguồn thải – copy dữ liệu từ file Word

- Mở chương trình ENVIMQ2K lên, vì trong dữ liệu được cung cấp không có dữ liệu ở cột ghi chú nên có thể làm ẩn đi cột ghi chú bằng cách đưa chuột vào đầu cột ghi chú, giữ và rê chuột để kéo tiêu đề cột xuống phía dưới hàng tiêu đề.

Hình 9-20. Nhập thông tin cho các nguồn thải - Ẩn đi một cột thông tin

trong một bảng của ENVIMQ2K

Cột ghi chú đã được ẩn đi http://www.ebook.edu.vn


329

Hình 9-21 Nhập thông tin cho các nguồn thải - Cột thông tin đã được ẩn

- Lúc này, nhấn tổ hợp phím Ctrl + V để dán dữ liệu từ bảng Word vào bảng ENVIMQ2K.

Dữ liệu sau khi dán có dạng như sau:

Hình 9-22 Nhập thông tin cho nguồn thải – dữ liệu sau khi nhập



330

9.9.1.2. Cách nhập dữ liệu môi trường cho các nguồn thải

Thông tin về các đối tượng phát sinh nguồn thải (bốn đối tượng) gồm các thông tin chung về các đối tượng (tên, vị trí, diện tích v.v…) và nêu rõ nguồn thải mà đối tượng đó đổ nước thải vào (cột Nguồn thải). Cấu trúc bốn bảng thông tin được liệt kê dưới đây.

Bảng thông tin Khu dân cư

Bảng thông tin nhà máy và khu công nghiệp

Bảng thông tin về các nguồn thải nông nghiệp Bảng thông tin về các kênh rạch đổ vào đoạn sông đang xét



331

Tương tự như đối với bảng nguồn thải, người sử dụng có thể copy dữ liệu từ bảng dữ liệu trong file word để dán vào các bảng thông tin đang xét. Ví dụ đối với bảng Dân cư

- Copy dữ liệu từ bảng Dân cư trong file word:

Hình 9-23. Nhập thông tin cho đối tượng phát sinh nguồn thải –

Copy dữ liệu từ file word

- Dấu đi các cột không có dữ liệu (cột Hình ảnh và Ghi chú)

- Nhấn Ctrl + V để dán dữ liệu vào bảng thông tin của ENVIMQ2K.

Thông tin sau khi dán thành công

Hình 9-24. Nhập thông tin cho đối tượng phát sinh nguồn thải –

Nhập thành công



332

9.9.2. Caùch nhaäp thoâng tin cho caùc ñieåm nhaïy caûm

Tương tự như đối với các bảng trên, người sử dụng có thể copy dữ liệu từ bảng dữ liệu trong file word để dán vào các bảng thông tin đang xét. Các bước cụ thể như sau:

- Copy dữ liệu từ bảng Điểm nhạy cảm trong file word:

Hình 9-25. Nhập thông tin cho điểm nhạy cảm – copy dữ liệu từ file word

- Nhấn Ctrl + V để dán dữ liệu vào bảng thông tin của ENVIMQ2K.

Thông tin sau khi dán thành công

Hình 9-26. Nhập thông tin cho điểm nhạy cảm – nhập thành công



333

9.9.3. Caùch taïo ñieåm töï ñoäng töø moät döõ lieäu daïng ñieåm

ENVIMQ2K chạy mô hình chủ yếu trên lớp Nguồn thải và thể hiện một cách trực quan lên bản đồ, do đó, phải tạo được dữ liệu GIS của lớp Nguồn thải. Ngoài ra, để theo dõi diễn biến chất ô nhiễm tại một số vị trí đặc biệt cần quan tâm, cần phải tạo dữ liệu GIS cho lớp Điểm nhạy cảm.

Trong các phiên bản của ENVIM, người sử dụng có thể tạo điểm tự động trên bản đồ từ các bảng dữ liệu đã có sẵn thuộc tính tọa độ X, Y. Cách tạo điểm tự động sẽ được hướng dẫn ngay sau đây, lấy ví dụ cho lớp Nguồn thải.

Bước 1: Tạo một lớp mới trên nền biểu đồ, đặt tên là Nguồn thải, bằng cách:

- Rê chuột đến góc phải của bản đồ để hiển thị cửa sổ Điều khiển lớp bản đồ.

Hình 9-27. Tạo điểm tự động – Bước 1.1

- Click phải chuột vào cửa sổ điều khiển lớp bản đồ, chọn “Tạo lớp mới”



334

Hình 9-28 Tạo điểm tự động – Bước 1.2


- Một lớp mới được tạo ra, mặc định với tên là “Lớp mới”. Click phải chuột vào lớp mới này, chọn “Thông tin”

- Một lớp mới được tạo ra, mặc định với tên là “Lớp mới”. Click phải chuột vào lớp mới này, chọn “Thông tin”

- Bảng thông tin về lớp bản đồ được hiển thị. Người sử dụng sửa tên lớp mới thành “Nguồn thải” đồng thời chọn lớp “Nguồn thải” trong mục “Bảng thông tin”



335


- Sau đó lưu lại dữ liệu và thoát khỏi cửa sổ.


Quay lại bản đồ nền, lúc này trên cửa sổ Điều khiển lớp bản đồ, lớp mới đã được thiết lập dữ liệu và đã được đổi tên thành lớp Nguồn thải.



336


Bước 2: Đặt lớp Nguồn thải là lớp chỉnh sửa

Công cụ tạo điểm tự động chỉ áp dụng được đối với những lớp bản đồ đang là lớp chỉnh sửa”. Do đó, để tạo điểm tự động cho lớp Nguồn thải, có thể thiết lập lớp Nguồn thải thành lớp chỉnh sửa bằng cách chọn tên lớp nguồn thải trong danh sách các lớp bản đồ được liệt kê ở phần Lớp chỉnh sửa ở thanh trạng thái của chương trình.




337

Bước 3: Thực hiện tạo điểm tự động

Sau khi đã làm xong các bước trên, click chuột vào biểu tượng trên thanh công cụ vẽ để thực hiện tạo điểm tự động. Chú ý trước khi làm phải kiểm tra xem trong bảng thông tin về nguồn thải đã có dữ liệu chưa.


Chương trình sẽ hiển thị thông báo khi việc tạo điểm thành công.




338

Đồng thời trên nền bản đồ cũng xuất hiện số điểm nguồn thải tương ứng. Nếu muốn, người sử dụng có thể thực hiện đổi biểu tượng điếm bằng cách:

Chọn biểu tượng trên thanh công cụ vẽ.


Trên cửa sổ Thuộc tính Symbol vừa hiện ra, chọn kiểu biểu tượng, màu biểu tượng và kích thước mong muốn, sau đó click chuột vào nút “Chấp nhận”.



339


Lúc này, biểu tượng các điểm Nguồn thải đã được đổi như mong muốn.




340

9.9.4. Nhaäp soá lieäu cho kòch baûn tính toaùn

Việc tạo ra các kịch bản chạy mô hình giúp so sánh và đánh giá mức độ ô nhiễm do các nguồn thải gây ra trên sông Thị Tính. Trong bài tập này, trước mắt đề ra bốn kịch bản, cho tình hình phát triển trong hiện tại và đề ra viễn cảnh phát triển trong tương lai trong mùa khô và mùa mưa, tương ứng được đánh số thứ tự kịch bản 1, kịch bản 2, kịch bản 3, kịch bản 4. Chuỗi số liệu của từng kịch bản đã được liệt kê đầy đủ trong bài tập.

Để nhập số liệu của một kịch bản vào chương trình, người sử dụng làm theo các bước sau:

Vào menu Số liệu/ Kịch bản

Hình 9-39. Nhập số liệu cho kịch bản tính toán – Bước 1

Trong bảng số liệu kịch bản vừa hiện ra, chọn biểu tượng để thêm một dòng thông tin mới.




341

Nhập tên cho kịch bản.


Sau đó, click đôi chuột vào dòng kịch bản để mở các bảng thông tin kịch bản.

Các thông tin về kịch bản bao gồm thông tin chung, thông tin về thông số kịch bản, tỷ lệ lấp đầy khu công nghiệp, mức thải trung bình công nghiệp, nồng độ chất thải công nghiệp, số liệu nông nghiệp, mức thải nông nghiệp, lưu lượng và nồng độ các kênh rạch đổ vào sông, và các số liệu về khu dân cư. Các thông tin này đã được liệt kê thành từng mục riêng biệt trong bài tập.




342

Tương tự như các bảng dữ liệu khác trong chương trình, các số liệu trong kịch bản có thể được thêm vào bằng cách sao chép và dán vào từ một bảng dữ liệu thuộc file Word hoặc file Excel.

Dưới đây là một ví dụ cho bảng nồng độ chất thải công nghiệp.

Để đưa dữ liệu từ bảng dữ liệu file Word sang bảng nồng độ chất thải công nghiệp của kịch bản, người sử dụng cần làm các bước sau:

Quét chọn dữ liệu về nồng độ chất thải công nghiệp của kịch bản tương ứng trong bảng dữ liệu đã cung cấp, click phải chuột chọn copy.


Mở cửa sổ thông tin về kịch bản, click chuột chọn mục Nồng độ chất thải của KCN (nhà máy), trên bàn phím bấm tổ hợp phím Ctrl + V để dán dữ liệu vào bảng.



343


Dữ liệu sau khi dán có dạng như sau:




344

Làm tương tự đối với các bảng khác của kịch bản để có được một chuỗi số liệu đầy đủ cho kịch bản.

9.9.5. Caùch chaïy chöông trình ENVIMQ2K vaø xaây döïng baùo caùo töï ñoäng

9.9.5.1. Lựa chọn các thông số và chạy mô hình

Để chạy mô hình ENVIMQ2K, người sử dụng click chuột vào biểu tượng

trên thanh công cụ mô hình.

Hình 9-46. Lựa chọn thông số để chạy mô hình – Bước 1

Cửa sổ mô hình “Qual2K – bước 1” được hiển thị. Người sử dụng chọn kịch bản trong khung Chọn kịch bản, sau đó click chuột vào nút

để tiếp tục.


Chú ý: http://www.ebook.edu.vn


345

Đối với kịch bản 2 và 4 – hai kịch bản vào mùa mưa, người sử dụng chú ý vào Bảng Thông tin sông (menu Thông tin/ Sông) sửa thông số lưu lượng sông lại là 40,04


Ở cửa sổ “Mô hình Qual2K – Bước 2”, người sử dụng chọn nguồn cần tính toán. Theo mặc định của chương trình, cả 4 nguồn ô nhiễm đổ vào sông Thị Tính đều được chọn để tính toán ảnh hưởng. Để bỏ đi ảnh hưởng của nguồn nào, người sử dụng click chuột vào ô vuông phía trên, bên trái cửa sổ tương ứng với tên nguồn tương ứng. Sau đó click chuột vào nút

để tiếp tục.




346

Cửa sổ “Mô hình Qual2K – Bước 3” liệt kê lại các thông số về nguồn thải và các thông tin liên quan đến nguồn thải, giúp người sử dụng xem lại và có thể chọn hoặc bỏ chọn những nguồn thải mong muốn.


Sau khi đã xem lại toàn bộ các thông số, người sử dụng click chuột vào

nút để chương trình bắt đầu chạy mô hình.

Thanh tiến trình chạy mô hình sẽ được hiển thị.


Sau khi việc chạy mô hình hoàn tất, người sử dụng tùy chọn tương ứng trong thông báo hiện ra.



347


Và click chuột vào nút ở thông báo tiếp theo.


Lúc này, kết quả tính toán ô nhiễm được hiển thị trực quan trên nền sông Thị Tính, với mặc định của chương trình: màu đỏ ở những nơi có nồng độ chất ô nhiễm cao nhất, màu xanh ở những nơi có nồng độ chất ô nhiễm thấp nhất.




348

9.9.5.2. Hiệu chỉnh kết quả thể hiện mô hình

ENVIMQ2K tính toán phát tán trên sông cho 11 thông số ô nhiễm. Để thấy được sự phân bố của các chất khác trên sông, người sử dụng có thể hiệu chỉnh kết quả thể hiện mô hình bằng cách:

Click chuột vào biểu tượng trên thanh công cụ chạy mô hình.

Hình 9-55. Hiệu chỉnh kết quả thể hiện mô hình – Bước 1

Cửa sổ hiệu chỉnh kết quả chạy mô hình được hiển thị.




349

Người sử dụng lựa chọn thông số cần thể hiện.


Lựa chọn màu sắc thể hiện




350

Lựa chọn việc thể hiện giá trị lên bản đồ


Và click chuột vào nút khi hoàn tất.


Phân bố chất ô nhiễm sẽ được thể hiện lên bản đồ như đã chọn.



351

Hình 9-61. Lựa chọn thông số để chạy mô hình – kết quả hiệu chỉnh

9.9.6. Xaây döïng baùo caùo toång hôïp

9.9.6.1. Xem kết quả chạy moâ hình

Để xem kết quả chạy mô hình, người sử dụng click chuột vào biểu tượng trên thanh công cụ mô hình.

Cửa sổ Kết quả chạy mô hình sẽ hiển thị, gồm nhiều nhóm thông số trình bày trong các trang khác nhau.



352

Hình 9-62. Xem kết quả chạy mô hình – Bước 1

Trang thông tin mô hình


Trang các thông số mô hình



353


Trang nồng độ tại các điểm nhạy cảm.


Trang tổng hợp – gồm các thông số về nồng độ các chất, lưu lượng các nguồn thải, .v.v..



354


Trang đồ thị thể hiện giá trị chất ô nhiễm đó dọc trên sông so sánh với tiêu chuẩn Việt Nam. Người sử dụng có thể chọn thông số khác trong danh sách các thông số ô nhiễm để biểu đồ về thông số đó hiển thị, khi đó thông tin ở các trang còn lại cũng thay đổi theo.




355

9.9.6.2. Tạo báo cáo tự động

Báo cáo kết quả chạy mô hình thể hiện các kết quả trình bày trong cửa sổ kết quả chạy mô hình. Khi người sử dụng thay đổi cách thể hiện trong cửa sổ này (thay đổi thông số ô nhiễm thể hiện trên biểu đồ, bỏ bớt cột, bỏ bớt nguồn thải, .v.v...), báo cáo sẽ cập nhật các thay đổi đó.

Để tạo báo cáo sau khi chạy mô hình, người sử dụng có thể click chuột

vào nút trên bất kỳ trang nào của cửa sổ Kết quả chạy mô hình.

Hình 9-68. Tạo báo cáo – Bước 1

Báo cáo sẽ hiển thị, gồm tất cả các thông số cần thiết về mô hình đã được tùy chọn.



356

Hình 9-69. Tạo báo cáo – Bước 2

Xem nồng độ ô nhiễm tại một điểm trên mô hình

Người sử dụng có thể xem nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm bất kỳ trên mô hình bằng cách:

Click chuột vào biểu tượng trên thanh công cụ mô hình.

Hình 9-70. Xem nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm – Chọn công cụ

Sau đó click chuột vào vị trí muốn xem nồng độ trên mô hình.



357

Hình 9-71. Xem nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm – Kết quả thể hiện

Tọa độ điểm vừa click chuột và nồng độ chất ô nhiễm tại điểm đó sẽ được hiển thị ở nơi click chuột.

9.9.6.4 Xóa mô hình

Người sử dụng có thể xóa mô hình bằng cách:

Click chuột vào biểu tượng trên thanh công cụ mô hình.

Hình 9-72. Xóa mô hình – Bước 1

Click chuột vào nút ở hộp thoại hiện ra kế tiếp.

Hình 9-73. Xóa mô hình – Bước 2



358

9.10. BAØI TAÄP ÖÙNG DUÏNG PHAÀN MEÀM ENVIMQ2K MOÂ PHOÛNG CHAÁT LÖÔÏNG NÖÔÙC KEÂNH SOÂNG DO NHIEÀU NGUOÀN XAÛ THAÛI

Bài tập 9.1.Tạo ra các nguồn thải trên sông Thị Tính theo Bảng 9-8 dưới đây (nhập thông tin và tạo dữ liệu dạng GIS)

Bảng 9-8. Danh mục các nguồn thải ra sông Thị Tính

TT Tên nguồn thải

Nguồn phát sinh

Vị trí đầu (km)

Vị trí cuối (km)

Loại Tọa độ X Tọa độ Y

1 NTSH001 Khu dân cư xã Long Nguyên

20,05 Nguồn điểm

670978,05 1233299,09

2 NTSH002 Khu dân cư thị trấn Mỹ Phước


674197,62 1230587,87

3 NTSH003 Khu dân cư xã An Điền


674407,98 1225597,82

4 NTSH004 Khu dân cư Xã Thới Hòa


675085,79 1224288,95

5 NTSH005 Khu dân cư xã Tân Định


677072,46 1222559,38

6 NTSH006 Khu dân cư xã Phú An


676932,22 1222465,89

7 NTCN001 Nhà máy mủ cao su Long Hòa


671978,18 1232904,65

8 NTCN002 Nhà máy mủ cao su Phú Bình


672739,66 1233033,48



359

9 NTCN003 Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan


673297,70 1233004,50

10 NTCN004 Cty giấy Tân Quang Phát


673663,89 1232874,51

11 NTCN005 Cty mủ cao su Hiệp Thành


673833,26 1232862,68

12 NTCN006 NM mủ cao su Phương Nam


674006,24 1232667,27

13 NTCN007 NM nước Mỹ Phước


674358,34 1231946,75

14 NTCN008 KCN Mỹ Phước 1


674321,39 1231427,59



674048,05 1230253,45



673891,44 1228451,36

17 NTCN011 KCN Thới Hòa


674606,05 1226717,89

18 NTCN012 NM giấy Tân Định


675903,92 1223996,68

19 NTCN013 NM giấy Thuận An


675990,43 1223516,30

20 NTCN014 NM giấy Đồng Tiến


676028,93 1223421,82

21 NTCN015 NM giấy Vĩnh Cơ


676205,55 1223307,80

22 NTCN016 NM 3,85 Nguồn 676336,49 1223310,44 http://www.ebook.edu.vn


360

nước Tân Định

điểm

23 NTCN017 KCN Tân Định


676781,11 1222257,24

24 NTNN001 Cánh đồng 1

20,88 20,05 Nguồn phân tán

672528,88 1232985,74



673249,49 1229044,03



674407,02 1227881,13


12,3 10 Nguồn phân tán

674502,16 1225658,49



674482,82 1224478,38



675877,97 1223884,15

30 NTKR001 Rạch Thị Tính


671994,67 1232807,89

31 NTKR002 Suối Bà Lăng


674039,60 1232424,49

32 NTKR003 Rạch Bến Trắc


674648,91 1227520,27

33 NTKR004 Suối Can 2,4 Nguồn điểm

676700,59 1222133,56

Bài tập 9.2. Nhập thông tin cho các đối tượng thải vào các nguồn thải trên

• Khu dân cư (Bảng 9-9)



361

Bảng 9-9. Thông tin liên quan tới khu dân cư sống trên lưu vực sông Thị Tính

STT Tên nguồn thải Diện tích (ha)

Loại khu dân cư Nguồn

1 Khu dân cư xã Long Nguyên 74,62 Nông thôn NTSH001

2 Khu dân cư thị trấn Mỹ Phước

20,96 Nông thôn NTSH002

3 Khu dân cư xã An Điền 34,28 Đô thị NTSH003

4 Khu dân cư Xã Thới Hòa 38,18 Nông thôn NTSH004

5 Khu dân cư xã Tân Định 19,9 Nông thôn NTSH005

6 Khu dân cư xã Phú An 15,93 Đô thị NTSH006

• Khu công nghiệp và nhà máy (Bảng 9-10)

Bảng 9-10. Danh sách nhà máy và khu công nghiệp có xả thải xuống sông Thị Tính

STT CSSX Vị trí Diện tích (ha)

Tỷ lệ lấp đầy Nguồn

1 Nhà máy mủ cao su Long Hòa

Xã Long Nguyên, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

16,2 100% NTCN001

2 Nhà máy mủ cao su Phú Bình

Xã An Điền, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

21,6 100% NTCN002

3 Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan

Thị trấn Mỹ Phước, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

5,4 100% NTCN003

4 Cty giấy Tân Quang Phát

Xã An Điền, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

16,2 100% NTCN004

5 Cty mủ cao Thị trấn Mỹ Phước, 7,2 100% NTCN005



362

su Hiệp Thành

Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

6 NM mủ cao su Phương Nam


10,8 100% NTCN006

7 NM nước Mỹ Phước


82,8 100% NTCN007

8 KCN Mỹ Phước 1


390 96% NTCN008



799 80% NTCN009



890 70% NTCN010

11 KCN Thới Hòa

Xã Thới Hòa, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

200 70% NTCN011

12 NM giấy Tân Định

Xã Tân Định, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

10,8 100% NTCN012

13 NM giấy Thuận An


1,8 100% NTCN013

14 NM giấy Đồng Tiến

Xã Phú An, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

9 100% NTCN014

15 NM giấy Vĩnh Cơ

Xã Phú An, Huyện Bến Cát - Tỉnh Bình Dương

3,6 100% NTCN015

16 NM nước Tân Định


313,2 100% NTCN016



363

17 KCN Tân Định


150 70% NTCN017

• Các kênh rạch (Bảng 9-11)

Bảng 9-11. Danh mục các kênh rạch đổ vào sông Thị Tính

STT Tên nguồn thải Vị trí Nguồn

1 Rạch Thị Tính Trước khi vào hồ Thị Tính, dưới nhà máy mủ cao su Long Hòa

NTKR001

2 Suối Bà Lăng Trên nhà máy nước Mỹ Phước, dưới công ty mủ cao su Phương Nam

NTKR002

3 Rạch Bến Trắc Dưới KCN Mỹ Phước 3 NTKR003

4 Suối Can Dưới KCN Tân Định NTKR004

• Các cánh đồng

Bảng 9-12. Danh mục các kênh rạch đổ vào sông Thị Tính

STT Tên nguồn thải Nguồn

1 Cánh đồng 1 NTNN001






Bài tập 9.3. Tạo ra hai điểm giám sát chất lượng nước (các điểm nhạy cảm) trên sông Thị Tính



364

Bảng 9-13. Danh sách các điểm giám sát chất lượng nước

STT

TÊN ĐIỂM NHẠY CẢM

X Y VỊ

TRÍ (KM)

ĐỊA ĐIỂM

1 Điểm nhạy cảm

1

674297,75 1231931,32 15,44 Nhà máy nước Mỹ Phước

2 Điểm nhạy cảm

2

676306,31 1223247,80 3,85 Nhà máy nước Tân Định

Bài tập 9.4. Đưa ra các kịch bản tính toán cho sinh viên thực hiện

Kịch bản 1: Mùa khô năm 2007

Tất cả các thông số là bình thường.

Kịch bản 2: Mùa mưa năm 2007

Lưu lượng sông và kênh rạch tăng lên 30%. Các thông số còn lại không đổi.

Kịch bản 3: Mùa khô năm 2015:

Tiêu chuẩn cấp nước tăng.

Các nhà máy và các khu công nghiệp đều xử lý nước thải đạt tiêu chuẩn loại B.

Các khu công nghiệp đều đã được lấp đầy.

Dân số ở các khu dân cư tăng lên.

90% người dân ở nông thôn và 100% người dân ở đô thị dùng bể tự hoại. Hiệu quả xử lý của bể tự hoại tăng.

Kịch bản 4: Mùa mưa năm 2015:

Lưu lượng sông và kênh rạch tăng lên 30%. Các thông số tương tự mùa khô năm 2015.

Số liệu cụ thể cho các kịch bản được trình bày trong Bảng 9-14 dưới đây



365

Bảng 9-14. Các kịch bản phát triển kinh tế xã hội lưu vực sông Thị Tính

Thông số kịch bản

Tiêu chuẩn cấp nước (lít/người.ngày)

Tỷ lệ người dân dùng bể tự hoại (%) Loại khu

dân cư Kịch bản 1 + 2

Kịch bản 3 + 4

Kịch bản 1 + 2

Kịch bản 3 + 4

Nông thôn 100 210 70 90

Đô thị 150 140 85 100

Tỷ lệ lấp đầy khu công nghiệp

Tỷ lệ lấp đầy (%) Tên KCN Kịch bản

1 + 2 Kịch bản

3 + 4

NM mủ cao su Long Hòa 100 100

NM mủ cao su Phú Bình 100 100

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan 100 100

Cty giấy Tân Quang Phát 100 100

Cty mủ cao su Hiệp Thành 100 100

NM mủ cao su Phương Nam 100 100

NM nước Mỹ Phước 100 100

KCN Mỹ Phước 1 96 100



KCN Thới Hòa 70 100

NM giấy Tân Định 100 100

NM giấy Thuận An 100 100

NM giấy Đồng Tiến 100 100

NM giấy Vĩnh Cơ 100 100

NM nước Tân Định 100 100



366

KCN Tân Định 70 100

Mức thải trung bình công nghiệp

Kịch bản

1 + 2

Kịch bản

3 + 4 Mức thải trung bình

48 53

Nồng độ chất thải công nghiệp

Giá trị

KCN (nhà máy) Thông số Kịch bản

1 + 2

Kịch bản

3 + 4

NM mủ cao su Long Hòa Nhiệt độ (oC) 37 37

NM mủ cao su Phú Bình Nhiệt độ (oC) 37 37

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan Nhiệt độ (oC) 29 29

Cty giấy Tân Quang Phát Nhiệt độ (oC) 27 27

Cty mủ cao su Hiệp Thành Nhiệt độ (oC) 33 33

NM mủ cao su Phương Nam Nhiệt độ (oC) 37 37

NM nước Mỹ Phước Nhiệt độ (oC) 29 29

KCN Mỹ Phước 1 Nhiệt độ (oC) 30 30



KCN Thới Hòa Nhiệt độ (oC) 31 31

NM giấy Tân Định Nhiệt độ (oC) 32 32

NM giấy Thuận An Nhiệt độ (oC) 28 28

NM giấy Đồng Tiến Nhiệt độ (oC) 28 28

NM giấy Vĩnh Cơ Nhiệt độ (oC) 25 25

NM nước Tân Định Nhiệt độ (oC) 25 25 http://www.ebook.edu.vn


367

KCN Tân Định Nhiệt độ (oC) 26 26

NM mủ cao su Long Hòa TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

450 87,56

NM mủ cao su Phú Bình TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

400 96,81

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan

TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

1500 96,59

Cty giấy Tân Quang Phát TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

550 95,39

Cty mủ cao su Hiệp Thành TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

150 89,05

NM mủ cao su Phương Nam TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

550 88,86

NM nước Mỹ Phước TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

32 99,39

KCN Mỹ Phước 1 TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

46 92,33


45 93,80


50 96,23

KCN Thới Hòa TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

60 94,40

NM giấy Tân Định TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

180 85,77

NM giấy Thuận An TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

210 90,50

NM giấy Đồng Tiến TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

230 87,30

NM giấy Vĩnh Cơ TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

145 88,48

NM nướ c Tân Định TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

29,5 93,67



368

KCN Tân Định TSS (Chất rắn lơ lửng) (mg/l)

80 90,93

NM mủ cao su Long Hòa DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,2 0,2

NM mủ cao su Phú Bình DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,2 0,2

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan DO (Oxy hoà tan) (mg/l)

0,2 0,2

Cty giấy Tân Quang Phát DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,3 0,3

Cty mủ cao su Hiệp Thành DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,2 0,2

NM mủ cao su Phương Nam DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,3 0,3

NM nước Mỹ Phước DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 5,6 5,6

KCN Mỹ Phước 1 DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 1,6 1,6



KCN Thới Hòa DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 1,7 1,7

NM giấy Tân Định DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,2 0,2

NM giấy Thuận An DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,4 0,4

NM giấy Đồng Tiến DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,4 0,4

NM giấy Vĩnh Cơ DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 0,7 0,7

NM nước Tân Định DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 5,8 5,8

KCN Tân Định DO (Oxy hoà tan) (mg/l) 1,5 1,5

NM mủ cao su Long Hòa BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

450 41,66

NM mủ cao su Phú Bình BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

500 47,49


BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

3000 47,25

Cty giấy Tân Quang Phát BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

300 48,11

Cty mủ cao su Hiệp Thành BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

100 44,56



369

NM mủ cao su Phương Nam BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

150 43,32

NM nước Mỹ Phước BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

8 41,19

KCN Mỹ Phước 1 BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

30 45,75


35 47,81


35 48,69

KCN Thới Hòa BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

40 44,38

NM giấy Tân Định BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

195 42,86

NM giấy Thuận An BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

200 44,12

NM giấy Đồng Tiến BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

290 42,99

NM giấy Vĩnh Cơ BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

170 43,37

NM nước Tân Định BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

7,5 45,05

KCN Tân Định BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l)

40 48,70

NM mủ cao su Long Hòa N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 15 15

NM mủ cao su Phú Bình N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 23 23

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan N (Nitơ hữu cơ) (mg/l)

30 30

Cty giấy Tân Quang Phát N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 10 10

Cty mủ cao su Hiệp Thành N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 8 8

NM mủ cao su Phương Nam N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 12 12

NM nước Mỹ Phước N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 0,06 0,06



370

KCN Mỹ Phước 1 N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 14 14

KCN Mỹ Phước 2 N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 14,5 14,5

KCN Mỹ Phước 3 N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 12 12

KCN Thới Hòa N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 10 10

NM giấy Tân Định N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 4 4

NM giấy Thuận An N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 6,5 6,5

NM giấy Đồng Tiến N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 5 5

NM giấy Vĩnh Cơ N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 6 6

NM nước Tân Định N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 0,09 0,09

KCN Tân Định N (Nitơ hữu cơ) (mg/l) 7 7

NM mủ cao su Long Hòa N-NH4

(Amoniac (tính theo N) ) (mg/l)

18 8,01

NM mủ cao su Phú Bình N-NH4


22 9,81


N-NH4 (Amoniac (tính theo N) )

(mg/l)

35 9,76

Cty giấy Tân Quang Phát N-NH4


11 9,33

Cty mủ cao su Hiệp Thành N-NH4


8 8,58

NM mủ cao su Phương Nam N-NH4


15 9,51

NM nước Mỹ Phước N-NH4


0,05 9,38

KCN Mỹ Phước 1 N-NH4 (Amoniac (tính theo N) )

2 9,60



371

(mg/l)

KCN Mỹ Phước 2 N-NH4


3 8,62

KCN Mỹ Phước 3 N-NH4


2 8,61

KCN Thới Hòa N-NH4


10 9,40

NM giấy Tân Định N-NH4


8 8,22

NM giấy Thuận An N-NH4


7 9,40

NM giấy Đồng Tiến N-NH4


5 9,25

NM giấy Vĩnh Cơ N-NH4


6 8,82

NM nước Tân Định N-NH4


0,025 9,16

KCN Tân Định N-NH4

(Amoniac (tính theo N) ) (mg/l )

6 8,72

NM mủ cao su Long Hòa T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

30 28,90

NM mủ cao su Phú Bình T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

20 28,73


T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

70 20,14

Cty giấy Tân Quang Phát T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

10 28,44



372

Cty mủ cao su Hiệp Thành T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

13 18,75

NM mủ cao su Phương Nam T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

12 23,78

NM nước Mỹ Phước T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

0,006 27,65

KCN Mỹ Phước 1 T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

2 17,28


2 27,58


3 20,84

KCN Thới Hòa T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 40 21,09

NM giấy Tân Định T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

40 22,16

NM giấy Thuận An T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

25 26,14

NM giấy Đồng Tiến T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

18 18,63

NM giấy Vĩnh Cơ T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

20 17,47

NM nước Tân Định T-N (Tổng nitơ) (mg/l)

0,008 27,43

KCN Tân Định T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 5,5 18,11

NM mủ cao su Long Hòa O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

12 12

NM mủ cao su Phú Bình O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

12,5 12,5


O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

20 20

Cty giấy Tân Quang Phát O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

1,5 1,5

Cty mủ cao su Hiệp Thành O-P (Phot pho 10 10



373

hữu cơ) (mg/l)

NM mủ cao su Phương Nam O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

13 13

NM nước Mỹ Phước O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

0,04 0,04

KCN Mỹ Phước 1 O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

2,3 2,3


2,7 2,7


2,7 2,7

KCN Thới Hòa O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

2 2

NM giấy Tân Định O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

11,5 11,5

NM giấy Thuận An O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

19,5 19,5

NM giấy Đồng Tiến O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

15 15

NM giấy Vĩnh Cơ O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

18 18

NM nước Tân Định O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

0,03 0,03

KCN Tân Định O-P (Phot pho hữu cơ) (mg/l)

1500 1500

NM mủ cao su Long Hòa I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

5 5

NM mủ cao su Phú Bình I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

6 6


I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

6 6

Cty giấy Tân Quang Phát I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

7,5 7,5

Cty mủ cao su Hiệp Thành I-P (Phot pho vô cơ) 4,15 4,15 http://www.ebook.edu.vn


374

(mg/l)

NM mủ cao su Phương Nam I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

4,5 4,5

NM nước Mỹ Phước I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

0,015 0,015

KCN Mỹ Phước 1 I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

1 1


2 2


1,7 1,7

KCN Thới Hòa I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

3 3

NM giấy Tân Định I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

10 10

NM giấy Thuận An I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

12 12

NM giấy Đồng Tiến I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

14,5 14,5

NM giấy Vĩnh Cơ I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

16 16

NM nước Tân Định I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

0,012 0,012

KCN Tân Định I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l)

1500 1500

NM mủ cao su Long Hòa Độ kiềm (mg CaCO3/l) 35 35

NM mủ cao su Phú Bình Độ kiềm (mg CaCO3/l) 32 32

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan Độ kiềm (mg CaCO3/l)

40 40

Cty giấy Tân Quang Phát Độ kiềm (mg CaCO3/l) 20 20

Cty mủ cao su Hiệp Thành Độ kiềm (mg CaCO3/l) 30 30

NM mủ cao su Phương Nam Độ kiềm (mg CaCO3/l) 30 30



375

NM nước Mỹ Phước Độ kiềm (mg CaCO3/l) 2 2

KCN Mỹ Phước 1 Độ kiềm (mg CaCO3/l) 10 10



KCN Thới Hòa Độ kiềm (mg CaCO3/l) 15 15

NM giấy Tân Định Độ kiềm (mg CaCO3/l) 25 25

NM giấy Thuận An Độ kiềm (mg CaCO3/l) 20 20

NM giấy Đồng Tiến Độ kiềm (mg CaCO3/l) 30 30

NM giấy Vĩnh Cơ Độ kiềm (mg CaCO3/l) 20 20

NM nước Tân Định Độ kiềm (mg CaCO3/l) 2 2

KCN Tân Định Độ kiềm (mg CaCO3/l) 10 10

NM mủ cao su Long Hòa pH 5,5 5,5

NM mủ cao su Phú Bình pH 5,6 5,6

Cty chăn nuôi nông lâm Đài Loan pH

6 6

Cty giấy Tân Quang Phát pH 5,5 5,5

Cty mủ cao su Hiệp Thành pH 5,8 5,8

NM mủ cao su Phương Nam pH 5,7 5,7

NM nước Mỹ Phước pH 6,5 6,5

KCN Mỹ Phước 1 pH 6,3 6,3



KCN Thới Hòa pH 6,1 6,1

NM giấy Tân Định pH 5,4 5,4

NM giấy Thuận An pH 5,6 5,6

NM giấy Đồng Tiến pH 5,6 5,6

NM giấy Vĩnh Cơ pH 5,5 5,5

NM nước Tân Định pH 6,5 6,5



376

KCN Tân Định pH 6,4 6,4

Số liệu nông nghiệp

Tên nguồn thải nông nghiệp Diện tích cây trồng (ha) Mức thải

(m3/ha.ngày)

Cánh đồng 1 3731 6,15

Cánh đồng 2 1048 6,15

Cánh đồng 3 1714 6,15

Cánh đồng 4 1909 6,15

Cánh đồng 5 995 6,15

Cánh đồng 6 796,5 6,15

Mức thải các chất nông nghiệp

Chất Mức thải (kg/ha.năm)

T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 30

I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 1

Lưu lượng kênh rạch

Lưu lượng (m3/s) Kênh rạch Kịch bản

1 + 3 Kịch bản

2 + 4

Rạch Thị Tính 21 27,3

Suối Bà Lăng 14 18,2

Rạch Bến Trắc 19 24,7

Suối Can 32 41,6

Nồng độ các chất thải tại kênh rạch

Kênh rạch Chất Nồng http://www.ebook.edu.vn


377

độ

Rạch Thị Tính pH 5,2

Suối Bà Lăng pH 5,1

Rạch Bến Trắc pH 5,6

Suối Can pH 5,4

Rạch Thị Tính Độ kiềm (mg CaCO3/l) 4,5

Suối Bà Lăng Độ kiềm (mg CaCO3/l) 4,9

Rạch Bến Trắc Độ kiềm (mg CaCO3/l) 19

Suối Can Độ kiềm (mg CaCO3/l) 7,1

Rạch Thị Tính I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 0,111

Suối Bà Lăng I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 0,076

Rạch Bến Trắc I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 0,377

Suối Can I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 0,096

Rạch Thị Tính T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 1

Suối Bà Lăng T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 1

Rạch Bến Trắc T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 6

Suối Can T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 1

Rạch Thị Tính N-NH4 (Amoniac (tính theo N)) (mg/l ) 0,017

Suối Bà Lăng N-NH4 (Amoniac (tính theo N) ) (mg/l ) 0,03

Rạch Bến Trắc N-NH4 (Amoniac (tính theo N) ) (mg/l ) 4,99

Suối Can N-NH4 (Amoniac (tính theo N) ) (mg/l ) 0,268

Rạch Thị Tính BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l ) 5

Suối Bà Lăng BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l ) 5

Rạch Bến Trắc BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l ) 7

Suối Can BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l ) 7



378

Rạch Thị Tính DO (Oxy hoà tan ) (mg/l ) 6,4

Suối Bà Lăng DO (Oxy hoà tan ) (mg/l ) 3,5

Rạch Bến Trắc DO (Oxy hoà tan ) (mg/l ) 2,4

Suối Can DO (Oxy hoà tan ) (mg/l ) 3,5

Rạch Thị Tính TSS (Chất rắn lơ lửng ) (mg/l ) 14

Suối Bà Lăng TSS (Chất rắn lơ lửng ) (mg/l ) 10

Rạch Bến Trắc TSS (Chất rắn lơ lửng ) (mg/l ) 28

Suối Can TSS (Chất rắn lơ lửng ) (mg/l ) 16

Số liệu của khu dân cư

Dân số (người) Khu dân cư

Kịch bản 1 + 2 Kịch bản 3 + 4

Khu dân cư xã Long Nguyên 26132 26916

Khu dân cư thị trấn Mỹ Phước 7340 7560

Khu dân cư xã An Điền 12005 12365

Khu dân cư Xã Thới Hòa 13370 13771

Khu dân cư xã Tân Định 6969 7178

Khu dân cư xã Phú An 5578 5745

Tải lượng ô nhiễm khu dân cư

Hiệu quả xử lý của bể tự hoại

% Chất

Tải lượngg/người.

ngày Kịch bản

1 + 2

Kịch bản

3 + 4

BOD5 (BOD5 (20oC) ) (mg/l ) 40 65 78

TSS (Chất rắn lơ lửng ) (mg/l ) 80 50 65

N-NH4 (Amoniac (tính theo N) ) (mg/l ) 3,5 70 85



379

T-N (Tổng nitơ) (mg/l) 9 70 85

I-P (Phot pho vô cơ) (mg/l) 2,5 75 90

Caâu hoûi

1. Trình bày sự phân đoạn trong QUAL2K.

2. Trình bày sự cân bằng lưu lượng trong QUAL2K.

3. Trình bày mô hình thuỷ lực trong QUAL2K.

4. Trình bày mô hình nhiệt độ trong QUAL2K.

5. Trình bày mô hình tính toán cho từng phần tử trong QUAL2K

6. Hãy trình bày mục tiêu và những chức năng chính của ENVIMQ2K.

7. Hãy trình bày các bước tự động hoá tính toán theo chương trình ENVIMQ2K

8. Hãy trình bày các chức năng làm báo cáo trong ENVIMQ2K.

9. Hãy tự làm một dự án ứng dụng ENVIMQ2K


[1]. Chapra, S.C., Pelletier, G.J. and Tao, H. 2005. QUAL2K: A Modeling Framework for Simulating River and Stream Water Quality, Version 2.04: Documentation and Users Manual. Civil and Environmental Engineering Dept., Tufts University, Medford, MA., [email protected].


MÔÛ ÑAÀU

Tính cấp thiết của môn học

Sự phát triển nhanh chóng của công nghiệp trên đất nước chúng ta trong những năm qua đã làm gia tăng đáng kể phát thải vào môi trường. Sau hơn 20 năm công nghiệp hóa, hiện đại hóa đất nước, môi trường nước ta bị xuống cấp một cách nhanh chóng: đất đai bị xói mòn, thoái hóa; chất lượng các nguồn nước suy giảm mạnh; không khí ở nhiều đô thị, khu dân cư bị ô nhiễm nặng; khối lượng phát sinh và mức độ độc hại của các chất thải ngày càng tăng; tài nguyên thiên nhiên trong nhiều trường hợp bị khai thác quá mức, không có quy hoạch; đa dạng sinh học bị đe dọa nghiêm trọng; điều kiện vệ sinh môi trường, cung cấp nước sạch ở nhiều nơi không bảo đảm. Việc đẩy mạnh phát triển công nghiệp, dịch vụ, quá trình đô thị hóa, ... đang gây áp lực lớn lên tài nguyên và môi trường, đặt công tác bảo vệ môi trường nước ta trước những thách thức gay gắt. Vấn đề bảo vệ môi trường đã trở thành mối quan tâm sâu sắc không chỉ của các nhà quản lý mà đã trở thành sự quan tâm của khoa học và công nghệ. Trong thời gian qua đã có nhiều dự án, đề tài nghiên cứu về những ảnh hưởng lên môi trường chịu ảnh hưởng trực tiếp từ các phát thải công nghiệp. Bên cạnh đó nhiều công nghệ đã được nghiên cứu và triển khai vào thực tiễn nhằm giảm thiểu những ảnh hưởng tiêu cực lên môi trường.

Ngày nay để thông qua một quyết định môi trường không phải chỉ cần hiểu về những tác động trực tiếp do hoạt động của con người lên môi trường, mà còn phải hiểu biết tổng quan về sức khoẻ con người, về lợi ích kinh tế, những qui định chặt chẽ đang có lẫn còn đang chờ thông qua,… Chính vì những lý do trên cho nên nhiệm vụ quan trọng của khoa học và công nghệ là phải đưa ra những đánh giá, dự báo sự thay đổi các hệ sinh thái chịu ảnh hưởng các hoạt động kinh tế của con người. Kinh nghiệm của nhiều nước phát triển trên thế giới chỉ ra rằng phương pháp mô hình hóa đã, đang và sẽ là một công cụ mạnh giúp giải quyết vấn đề trên.

Có thể lấy ví dụ vấn đề ô nhiễm môi trường nước mặt đang được quan tâm hiện nay. Phụ thuộc vào dạng nguồn ô nhiễm, các chất ô nhiễm đi vào môi trường bằng các con đường khác nhau. Ví dụ như ô nhiễm nước: chất ô nhiễm có thể gia nhập từ không khí; chúng có thể gột rửa từ các cánh đồng nông nghiệp chảy vào sông suối, từ các loại phân bón, từ nước thải bệnh



2

viện,… Sự gia nhập có thể diễn ra liên tục (theo thời gian) hay do sự xả thải ồ ạt, ở dạng nguồn điểm hay do nguồn phân bố theo không gian. Khi thực hiện mô hình hóa chất lượng nước cần phải mô tả đồng thời các quá trình vật lý và hóa sinh. Bài toán mô hình hóa ở đây là học cách nhìn thấy trước các hệ quả do sự can thiệp của con người vào các chu trình đã hình thành từ lâu cũng như biết cách ngăn chặn các kết quả không mong đợi.

Mô hình hóa môi trường là một nhánh quan trọng trong lĩnh vực mô hình hóa nói chung với nhiều ứng dụng thực tiễn quan trọng. Khi nghiên cứu một hiện tượng bất kỳ đầu tiên người ta nhận được mô tả định tính của vấn đề. Trong giai đoạn mô hình hóa, mô tả định tính chuyển thành định lượng. Ở giai đoạn mô hình hóa cần phải xác định sự phụ thuộc giữa các biến đối với mỗi phương án ra quyết định và xác định đầu ra khi nhập thông số đầu vào cho mô hình. Xây dựng mô hình là một quá trình không đơn giản và phụ thuộc rất nhiều vào kinh nghiệm của người nghiên cứu cũng như dựa trên một tập hợp các dữ liệu cụ thể. Mô hình phải phản ánh đúng hiện tượng, tuy nhiên điều này còn chưa đủ, mô hình cần phải thuận tiện trong việc sử dụng. Ngày nay mô hình toán được ứng dụng trong tất cả các lĩnh vực tri thức, góp phần hình thành nhiều nguyên lý cũng như phương pháp tiếp cận mang tính tổng quát.

Mục tiêu của môn học

Mục tiêu của môn học này là giúp cho sinh viên, học viên, nghiên cứu sinh làm quen với phương pháp mô hình hóa toán học, giới thiệu ứng dụng của phương pháp mô hình hóa toán học giải quyết các bài toán môi trường, làm xích lại gần nhau hơn giữa toán học với môi trường. Bên cạnh đó, môn học này cũng hướng tới sự nâng cao kiến thức môi trường cho học viên, giáo dục kỹ năng suy nghĩ lôgic, sáng tạo, thông qua các quyết định có suy nghĩ, hợp lý, giáo dục trách nghiệm về các hệ quả có thể khi thông qua quyết định.

Nội dung môn học

Giáo trình này được chia thành 10 chương với các nội dung được tóm tắt như sau:

Chương 1 trình bày tổng quan về Mô hình hóa môi trường như một phương pháp khoa học nghiên cứu bài toán bảo vệ môi trường và phát triển bền vững. Nội dung chính của chương này tập trung vào nguyên lý mô hình hóa và sự phân loại của chúng theo không gian và thời gian.


MÔÛ ÑAÀU

3

Chương 2 tập trung vào các phương pháp luận trong quá trình mô hình hóa môi trường. Các bước cơ bản của quá trình mô hình hoá môi trường cùng sự phân loại của chúng theo Jorgensen được trình bày. Bên cạnh đó, các nguyên lý được sử dụng trong mô hình hóa môi trường cũng được trình bày.

Chương 3 tập trung vào yếu tố khí tượng – một trong những yếu tố quyết định đối với sự phát tán ô nhiễm không khí. Khái niệm độ ổn định khí quyển được trình bày trong chương này phục vụ cho bài toán mô hình hóa sự phát tán ô nhiễm theo mô hình Gauss. Bên cạnh đó trong chương này trình bày sự ảnh hưởng của yếu tố khí tượng lên dạng vệt khói. Đây cũng là nội dung cần thiết để hiểu sâu hơn về mô hình hoá ô nhiễm không khí.

Chương 4 tập trung xây dựng cơ sở lý luận cho mô hình thống kê kinh nghiệm – mô hình dạng Gauss. Xuất phát từ các qui luật vật lý, với sự trợ giúp của phương pháp toán học, mô hình Gauss được xây dựng dựa trên nghiệm của bài toán biên với các hệ số phân tán được tính toán theo phương pháp thống kê kinh nghiệm. Phần trình bày mô hình Gauss (cơ bản và biến đổi) được nối tiếp bằng các mô hình được cải tiến sau này, đặc biệt là mô hình ISC3. Phần cơ sở lý luận được trình bày cùng với các bài tập đi kèm.

Chương 5 trình bày cơ sở lý luận và thực tiễn của mô hình Berliand. Mặc dù mô hình Gauss được sử dụng khá rộng rãi nhưng phần tính toán ô nhiễm trong trường hợp lặng gió khá hạn chế. Lý do chính ở đây là trong trường hợp lặng gió yếu tố khuếch tán đóng vai trò quan trọng trong sự phát tán ô nhiễm, tuy nhiên yếu tố này không được thể hiện trong phương trình lan truyền chất trong mô hình Gauss. Mô hình Berliand được trình bày trong chương 5 là những kiến thức được cô đọng. Điều này giúp cho sinh viên và học viên tránh được các phép biến đổi toán học phức tạp để tập trung khai thác khả năng của mô hình Berliand, đặc biệt là trong trường hợp gió lặng cũng như tính cho bụi nặng. Bên cạnh đó, trong giáo trình này trình bày mô hình Berliand kỹ thuật. Cũng giống như chương 4, chương 5 được kết thúc bằng phần bài tập minh hoạ. Sinh viên, học viên có thể ứng dụng phần mềm CAP, ENVIMAP (do Phòng Tin học Môi trường, Viện Môi trường và Tài nguyên thực hiện) để tính toán phát tán ô nhiễm theo các mô hình Gauss, ISC3, Berliand, Beliand kỹ thuật.

Chương 6 trình bày kiến thức cơ bản trong bài toán mô hình hóa chất lượng nước. Phần này được tác giả biên soạn lại theo cuốn sách của tác giả Jerald L. Schnoor được viết năm 1996. Theo ý kiến tác giả đây là một trong những cuốn sách rất sư phạm viết về mô hình hóa môi trường mà



4

những ai có quan tâm tới mô hình hóa môi trường cần phải đọc. Các khái niệm cơ bản liên quan như: khuếch tán phân tử, khuếch tán rối, phân tán, chuyển tải được trình bày cùng với các hình vẽ và ví dụ minh họa. Phần tập trung cần chú ý trong chương này là các phương trình vi phân nhận được mô phỏng định luật Fick 1, 2 và qui luật chuyển tải. Phần cuối của chương 6 trình bày mô hình hóa chất lượng nước hồ.

Chương 7 trình bày mô hình chất lượng nước đầu tiên trên thế giới do Streeter – Phelps đưa ra vào năm 1925. Đây là mô hình cơ bản mà sinh viên học viên ngành môi trường cần phải nắm vững để ứng dụng vào thực tế. Phần trình bày lý thuyết của chương này được minh họa bằng các ví dụ tính toán thực tế. Sinh viên và học viên cần tính toán thực tế có thể ứng dụng phần mềm Streeter do Phòng Tin học Môi trường, Viện Môi trường và Tài nguyên thực hiện.

Chương 8 trình bày kiến thức cơ bản về tính toán dòng chảy phục vụ cho bài toán mô phỏng chất lượng nước trên kênh sông. Đây cũng là cơ sở để hiểu sâu hơn về các sản phẩm tin học đang được áp dụng tại nhiều nơi trên đất nước như Qual2K, Wasp, Mike 11,…

Chương 9 trình bày một trong những mô hình mô phỏng chất lượng nước – mô hình Qual2K. Do mục tiêu có giới hạn nên trong chương này chỉ trình bày những kiến thức tương đối căn bản về Qual2K như sự phân đoạn, vấn đề cân bằng lưu lượng, mô hình thuỷ lực, công thức tính hệ số phân tán theo hướng dòng chảy, mô hình nhiệt độ và mô hình tính toán cho từng phần tử trong Qual2K. Bên cạnh đó việc sử dụng Qual2K đối với sinh viên, học viên môi trường khá phức tạp cho nên tác giả đã bổ sung nội dung phần mềm ENVIMQ2K (do Phòng Tin học Môi trường, Viện Môi trường và Tài nguyên thực hiện) vào chương này. Phần mềm này sẽ giúp sinh viên, học viên làm quen nhanh hơn với Qual2K.

Chương 10 dành cho bài toán mô hình hóa nước dưới đất. Do có giới hạn về mục tiêu nên phần trình bày tập trung vào đặt vấn đề và giới thiệu phần mềm GMS hỗ trợ tính toán mô phỏng chất lượng nước dưới đất trên ví dụ TP. Hồ Chí Minh.

Do đặc thù của một cuốn sách giáo trình cho nên sau mỗi chương đều có phần câu hỏi để giúp sinh viên, học viên hệ thống hóa kiến thức. Phần tài liệu tham khảo được trình bày cũng nhằm mục tiêu cung cấp cho người đọc những tài liệu gần với nội dung được trình bày trong chương.


MÔÛ ÑAÀU

5

Phương pháp, công cụ được sử dụng

Mô hình môi trường ngày nay là một lĩnh vực có phương pháp và kỹ thuật riêng của nó. Để xây dựng các mô hình môi trường có rất nhiều phương tiện, kỹ thuật toán học: lý thuyết động lực, phương trình đạo hàm riêng, phép tính sai phân, phần tử hữu hạn, phương trình tích phân và vi tích phân. Các phương pháp toán đã xâm nhập rất sâu vào các lĩnh vực khác nhau của sinh thái học và khoa học môi trường như phân tích mối quan hệ giữa các loài trong các hệ sinh thái, quá trình di cư, đánh giá ảnh hưởng của các quá trình hoạt động kinh tế - xã hội khác nhau lên môi trường, nghiên cứu các bài toán quản lý tối ưu các nguồn tài nguyên thiên nhiên.

Trong những năm gần đây do sự phát triển mạnh mẽ của công nghệ thông tin, đặc biệt là của lĩnh vực giao diện đồ hoạ, một lĩnh vực khoa học mới được phát triển rất mạnh – đó là mô phỏng bằng công cụ máy tính- phương pháp giải bài toán phân tích hay tổng hợp hệ trên cơ sở ứng dụng các phần mềm máy tính. Ở đây ta hiểu phần mềm máy tính là một bộ chương trình mô phỏng quá trình diễn ra cụ thể nào đó của môi trường dưới tác động của các yếu tố khác nhau. Các phần mềm này giúp nhận được các kết quả định lượng và định tính của một mô hình toán cụ thể.

Bản chất của phân tích khoa học là làm nổi bật những sự kiện chính từ tập hợp rất nhiều những sự kiện xảy ra và trên cơ sở đó hình thành các nguyên lý lựa chọn. Trong bài toán môi trường những nguyên lý chính được sử dụng là nguyên lý bảo toàn khối lượng, động lượng và năng lượng. Một bài toán mô phỏng bất kỳ được bắt đầu bằng sự lựa chọn các biến chính (pha chính) và dựa trên biến này người ta viết ra các định luật bảo toàn. Tuy nhiên các định luật bảo toàn không cho phép đưa ra nghiệm duy nhất và không vét cạn các nguyên lý lựa chọn. Các điều kiện giới hạn ở đây đóng vai trò quan trọng: các điều kiện ban đầu và điều kiện biên,….

Giới hạn của phương pháp mô hình

Ưu điểm nổi bật của các mô hình toán là chúng chính xác và trừu tượng, bên cạnh đó chúng biến đổi thông tin hợp lý và duy nhất. Kết quả tính toán từ mô hình là duy nhất nên chúng cho phép dự báo, tiến hành các thí nghiệm. Tuy nhiên phương pháp mô hình cũng không tránh khỏi nhược điểm. Có lẽ nhược điểm lớn nhất của mô hình toán thể hiện ở tính phức tạp của các công cụ toán học. Việc chuyển đổi các kết quả từ mô hình toán học sang vấn đề thực tiễn là một vấn đề phức tạp khác.



6

Cảnh báo dành cho những ai chỉ quan tâm thuần túy tới mô hình mà tách rời khỏi thực tế là bản thân mô hình chỉ thuần túy xem xét vấn đề trừu tượng sẽ rất khó ứng dụng. Chính vì vậy cần nhớ rằng mô hình hóa trong toán ứng dụng mới chỉ là một trong các giai đoạn của một chiến lược nghiên cứu sâu rộng.


TRA CÖÙU BAÛNG BIEÅU - HÌNH

Bảng 1-1. Đặc trưng các mô hình chuyển động của khí quyển ...........................23

Bảng 2-1. Các thuật ngữ chính trong mô hình hóa môi trường ...........................36

Bảng 2-2. Phân loại các mô hình môi trường (từng cặp một theo

các dạng mô hình). ..............................................................................41

Bảng 2-3. Nhận dạng mô hình.............................................................................44

Bảng 2-4. Bảng các tham số trong mô hình Streeter ...........................................46

Bảng 3-1. Trị số Γ` ứng với áp suất và nhiệt độ khác nhau, K/100m ..................61

Bảng 4-1. Các hệ số trong công thức phát tán vệt khói Gauss ............................79

Bảng 4-2. Công thức tính σz (x), σy(x) cho vùng thoáng mở (nông thôn) ........80

Bảng 4-3. Công thức tính σz (x), σy(x) cho điều kiện thành phố.......................80

Bảng 4-4. Tóm tắt một số công thức tính vệt nâng ống khói dưới dạng công

thức ab uExh /=Δ .............................................................................82

Bảng 4-5. Mối quan hệ giữa các lớp ổn định Pasquill – Gifford và sự phân

tầng của nhiệt độ .................................................................................84

PHỤ LỤC



430

Bảng 4-6. Công thức tính tham số p theo lớp ổn định Pasquill – Hanna............ 88

Bảng 4-7. Phân loại độ bền vững khí quyển theo Pasquill ................................. 88

Bảng 4-8. Bảng được sử dụng để tính toán tham số

PASQUILL-GIFFORD σy.................................................................. 97

Bảng 4-9. Bảng được sử dụng để tính toán tham số

PASQUILL-GIFFORD σz................................................................ 100

Bảng 4-10. Các tham số được sử dụng để tính hệ số khuếch tán σz (x) theo

PASQUILL-GIFFORD (tiếp theo) ................................................. 100

Bảng 4-11. Công thức BRIGGS tính σy cho điều kiện thành thị ........................ 101

Bảng 4-12. Công thức BRIGGS tính σz.............................................................. 102

Bảng 5-1. Giá trị Z0 và chỉ số n theo tháng và năm ở Hà Nội .......................... 132

Bảng 6-1. Hệ số truyền khối, động lượng, và nhiệt .......................................... 177

Bảng 6-2. Các hệ số phân tán theo các điều kiện khác nhau ............................ 190

Bảng 6-3. Tóm tắt hệ số phân tán đo được trong dòng chảy ............................ 191

Bảng 6-4. Hệ số phân tán thẳng đứng cho các hồ phân tầng ngang

qua lớp dị nhiệt ................................................................................ 193

Bảng 6-5. Hệ số phân tán thẳng đứng trung bình cho cả hồ ............................. 196

Bảng 6-6. Hệ số phân tán của nước mờ do cặn lắng trong khe ........................ 197

Bảng 6-7. Phân loại mô hình hồ. ...................................................................... 202

Bảng 6-8. Hệ số của Phot pho, EP, và nitơ EN (mg m-2 năm-1) ......................... 207

Bảng 6-9. Nồng độ dinh dưỡng có trong nước mưa (mg/l) .............................. 208

Bảng 6-10. Các hệ số lưu trữ R (D = kích thước hạt) ........................................ 209


Phuï luïc

431

Bảng 7-1. Phần trăm Ammonia không ion hoá

[NH3(ap)/ NH3(ap)+ +4NH (ap)] thay đổi theo nhiệt độ và Ph

của nước............................................................................................222

Bảng 7-2. Các giá trị bão hoà của oxy hòa tan trong nước sạch lộ thiên

ở khí quyển bão hòa có chứa 20.9 % oxy dưới áp suất

101,325 kPa ......................................................................................235

Bảng 7-3. Nồng độ oxy bão hòa trong nước như một hàm số của nhiệt độ ......244

Bảng 9-1. Giá trị đặc trưng cho số mũ của khúc quanh ước tính để

xác định vận tốc và độ sâu từ lưu lượng (Barnwell et al.1989) ........284

Bảng 9-2. Hệ số thô (hệ số gồ ghề) cho các mặt kênh thông thoáng

(Chow et al. 1988) ............................................................................286

Bảng 9-3. Hệ số dùng để tính độ phản xạ dựa trên độ che phủ .........................295

Bảng 9-4. Thuộc tính nhiệt đối với cặn tự nhiên và nguyên liệu

có chứa cặn tự nhiên .........................................................................303

Bảng 9-5. Những biến trạng thái được mô tả trong mô hình.............................304

Bảng 9.6. Giá trị của các hệ số hấp thụ ánh sáng ..............................................311

Bảng 9.7. Hệ số giá trị sử dụng để dự báo ảnh hưởng của đập đến sự

thông thoáng của dòng nước. ............................................................323

Bảng 9-8. Danh mục các nguồn thải ra sông Thị Tính ......................................358

Bảng 9-9. Thông tin liên quan tới khu dân cư sống trên lưu vực

sông Thị Tính....................................................................................361

Bảng 9-10. Danh sách nhà máy và khu công nghiệp có xả thải xuống

sông Thị Tính....................................................................................361



432

Bảng 9-11. Danh mục các kênh rạch đổ vào sông Thị Tính............................... 363

Bảng 9-12. Danh mục các kênh rạch đổ vào sông Thị Tính............................... 363

Bảng 9-13. Danh sách các điểm giám sát chất lượng nước ................................ 364

Bảng 9-14. Các kịch bản phát triển kinh tế xã hội lưu vực sông Thị Tính......... 365

Bảng 10-1. Hệ số thấm của các lớp địa chất khu vưc Phước Hiệp .................... 399

Bảng 10-2. Hệ số thấm của các lớp địa chất quanh khu vực bãi rác Gò Cát ..... 402

Bảng 10-3. Giá trị các thông số đầu vào của mô hình lớn.................................. 407

Bảng 10-4. Số liệu tính toán cho mô hình nhiễm bẩn tiểu khu vực

bãi rác Gò Cát .................................................................................. 422

Bảng 10-5. Số liệu tính toán cho mô hình nhiễm bẩn tiểu khu vực

bãi rác Tam Tân ............................................................................... 424

HÌNH

Hình 1-1. Mối liên hệ giữa khoa học môi trường,sinh thái, mô hình hóa

môi trường sinh thái, quản lý môi trường và công nghệ môi trường . 13

Hình 1-2. Ý tưởng thể hiện vai trò các mô hình môi trường trong

quản lý môi trường............................................................................. 14

Hình 1-3. Các nguyên lý mô hình hóa môi trường............................................. 19

Hình 2-1. Các giai đoạn cơ bản của quá trình mô hình hóa môi trường ............ 28

Hình 2-2. Một quá trình mô hình hóa mang tính thử nghiệm. ........................... 30

Hình 2-3. Các bước mô hình hóa theo Jorgensen S.E. ....................................... 31

Hình 2-4 Các thành phần trong mô hình hóa môi trường.................................. 38


Phuï luïc

433

Hình 2-5. Mô hình hệ sinh thái nước ..................................................................39

Hình 2-6. Mô hình ngẫu nhiên xem xét các đại lượng (1), (2), và (3)

trong đó mô hình tiền định xem đại lượng (2) và (3) bằng 0..............40

Hình 2-7. Minh họa mô hình động và mô hình tĩnh............................................44

Hình 3-1. Các giai đoạn đầu tiên của sự phát thải ô nhiễm không khí................48

Hình 3-2. Nồng độ cực đại trong không khí theo thời gian và

theo khoảng cách ................................................................................49

Hình 3-3. Nồng độ cực đại trong không khí theo thời gian và

theo khoảng cách ................................................................................50

Hình 3-4. Các đường đồng mức dưới dạng các vệt khói liên tục, các đường

đồng mức của cùng một mức độ vào những thời điểm khác nhau......50

Hình 3-5. Các đường đồng mức trong trường hợp nguồn liên tục:.....................51

Hình 3-6. Sự thay đổi của vệt khói có mật độ nhỏ hơn của không khí ...............52

Hình 3-7. Một số hiệu ứng từ phát thải do nguồn cao.........................................53

Hình 3-8. Biên các vùng nguy hiểm do sự phát tán chất ô nhiễm.......................55

Hình 3-9. Sự thay đổi nhiệt độ của khối khí theo độ cao ....................................56

Hình 3-10. Khí quyển không ổn định hoặc siêu đoạn nhiệt ..................................63

Hình 3-11. Khí quyển ổn định hoặc “dưới đoạn nhiệt” ........................................64

Hình 3-12. Luồng khói uốn lượn (looping) – khí quyển không ổn định mạnh.....65

Hình 3-13. Luồng khói hình côn (coning) - gần với điều kiện trung tính............66

Hình 3-14. Luồng khói hình quạt (fanning) – lớp nghịch nhiệt từ

mặt đất đến độ cao trên ống ................................................................67



434

Hình 3-15. Luồng khói khuếch tán mạnh ở biên trên (lofting) –

lớp nghịch nhiệt từ mặt đất đến độ cao ống khói ............................... 67

Hình 3-16. Luồng khói khuếch tán mạnh ở biên dưới – “xông khói”

(fumigating) –lớp nghịch nhiệt bên trên ống khói ............................. 68

Hình 3-17. Luồng khói bị hạn chế ở cả biên trên lẫn biên dưới như “mắc bẫy”

(trapping) – nghịch nhiệt bên dưới và bên trên ống khói................... 68

Hình 4-1. Chọn trục tọa độ trong mô hình khuếch tán Gauss ............................ 71

Hình 4-2. Sơ đồ mô hình khuếch tán Gauss ....................................................... 77

Hình 4-3. Biên của vệt khói với những thời gian trung bình khác nhau ............ 81

Hình 4-4. Sơ đồ vệt khói phát thải từ ống khói .................................................. 85

Hình 4-5. Tính vận tốc gió tại độ cao hữu dụng................................................. 90

Hình 4-6. Tính độ cao hiệu chỉnh....................................................................... 91

Hình 4-7. Tính toán lực nổi và thông lượng động lượng ................................... 92

Hình 4-8. Tính toán vệt nâng cột khói................................................................ 93

Hình 4-9. Sơ đồ tính toán độ cao hữu dụng he ................................................... 95

Hình 4-10. Sơ đồ tính toán khoảng cách đạt được vệt nâng cuối cùng ................ 96

Hình 4-11. Sơ đồ tính toán hệ số phát tán đứng................................................... 99

Hình 4-12. Sơ đồ tổng quan tính toán theo mô hình ISC3 ................................. 102

Hình 4-13. Mô tả thông số đầu vào trong mô hình Gauss.................................. 103

Hình 5-1. Sơ đồ khuếch tán luồng khí thải dọc theo chiều gió ........................ 118

Hình 5-2. Sơ đồ cấu trúc (các module) của phần mềm ENVIMAP ................. 129


Phuï luïc

435

Hình 5-3. Các bước của quá trình tự động hóa tính toán sự phát tán ô nhiễm

không khí trong ENVIMAP..............................................................129

Hình 5-4. Kết quả tính toán bởi ENVIMAP được thể hiện dưới dạng

đường đồng mức ...............................................................................130

Hình 5-5. Bước đầu tiên triển khai mô hình Berliand kỹ thuật .........................145

Hình 5-6. Bước thứ hai triển khai mô hình Berliand kỹ thuật...........................147

Hình 5-7. Bước thứ ba tính toán vận tốc gió nguy hiểm...................................148

Hình 5-8. Bước thứ tư: tính toán các tham số r, p, CM(u) , xM(u).........................149

Hình 5-9. Bước thứ năm: xác định tham số S1 và nồng độ theo hướng gió ......150

Hình 5-10. Bước thứ sáu: xác định tham số S2 và nồng độ tại mặt đất ...............151

Hình 5-11. Mô tả thông số đầu vào và các bước tự động hóa tính toán theo

phương pháp Berliand.......................................................................152

Hình 6-1. Biểu đồ các quá trình lan truyền .......................................................167

Hình 6-2. Sơ đồ biểu diễn gradian vận tốc khác nhau do ứng suất cắt tại

nơi phân cách nước – không khí, đáy – nước, bờ - nước..................169

Hình 6-3. Dòng chảy trong kênh sông gây nên sự phân tán theo

phương ngang và dọc theo lòng dẫn .................................................171

Hình 6-4. Chuyển động chuyển tải từ điểm a tới điểm b. .................................171

Hình 6-5. Thí nghiệm về định luật 1 của Fick. .................................................174

Hình 6-6. Sự tương tự và lan truyền đồng thời của động lượng,

khối lượng và truyền nhiệt trong một dòng sông rối. .......................177

Hình 6-7. Sự phân tầng nhiệt trong hồ và giả thiết về sự pha trộn

giữa 2 lớp nước trong hồ...................................................................184



436

Hình 6-8. Chu trình nitơ trong nước................................................................. 202

Hình 6-9. Chu trình photpho trong nước.......................................................... 203

Hình 6-10. Các phản ứng của phiêu sinh thực vật trong nước ........................... 204

Hình 6-11. Các phản ứng của phiêu sinh động vật trong nước .......................... 205

Hình 6-12. Mô hình hồ pha trộn hoàn toàn ........................................................ 210

Hình 6-13. Sơ đồ n bể chứa pha trộn hoàn toàn được kết nối với nhau ............. 212

Hình 6-14. Dãy bể chứa kết nối với nhau........................................................... 214

Hình 6-15. Biểu đồ P tổng còn lại trong hồ như một hàm số của

hệ số lắng ks nhân với thời gian lưu τ .............................................. 218

Hình 6-16. Cân bằng khối lượng photpho tổng cho hồ Lyndon

B.Johnson,Texas, Mỹ....................................................................... 218

Hình 7-1. Ảnh hưởng của ô nhiễm do các chất hữu cơ tới chất lượng

dòng sông ......................................................................................... 224

Hình 7-2. Ảnh hưởng của K lên BOD hoàn toàn của hai loại nước thải có

BOD5 như nhau ................................................................................ 226

Hình 7-3. Ảnh hưởng của K1 lên BOD5 khi BOD hoàn toàn là hằng số .......... 226

Hình 7-4. Các đường cong BOD thể hiện cả BOD cacbon và BOD nitơ......... 229

Hình 7-5. Đường cong diễn tiến DO điển hình. .............................................. 231

Hình 7-6. Sơ đồ cân bằng vật chất truyền thống đối với sự xáo trộn DO ........ 232

Hình 7-7. Đường cong lý tưởng nhu cầu oxy sinh hóa pha cacbon

(hình trên: BOD còn lại, hình dưới: lượng oxy đã tiêu thụ)............. 234

Hình 7-8. Sơ đồ cân bằng DO trong khúc sông nhỏ (a) và cân bằng vật chất

đã được đơn giản hóa đối với mô hình Streeter-Phelps (b).............. 237


Phuï luïc

437

Hình 7-9. Mô tả các thông số cho kịch bản tính toán theo mô hình

Streeter - Phelps ................................................................................242

Hình 8-1. Mô tả lưu lượng ra – vào đoạn kênh qua hai mặt cắt ướt. ...............254

Hình 8-2. Các lực tác dụng lên đoạn kênh và giữa hai mặt cắt ướt...................255

Hình 8-3. Mặt cắt ướt ........................................................................................257

Hình 8-4. Sơ đồ dòng thông lượng....................................................................261

Hình 8-5. Sơ đồ đánh số nút..............................................................................263

Hình 8-6. Sơ đồ các điểm sai phân....................................................................264

Hình 8-7. Thể tích kiểm soát .............................................................................269

Hình 8-8. Sơ đồ nút ...........................................................................................271

Hình 9-1. Sự phân đoạn của QUAL2K trong hệ thống sông

không có nhánh. ................................................................................278

Hình 9-2. Sự phân loại của QUAL2K cho trường hợp sông với các nhánh: (a)

là hệ thống thực, (b) là hệ thống được biểu diễn trong QUAL2K. ...279

Hình 9-3. Sự phân đoạn trong QUAL2K thành các phần tử tính toán..............279

Hình 9-4. Sự cân bằng lưu lượng của khúc sông i ............................................280

Hình 9-5. Cách thức dòng chảy từ nguồn không ở dạng điểm phân bổ

đến một nhánh sông ..........................................................................281

Hình 9-6. Đập nước tại biên giữa hai khúc. ......................................................282

Hình 9-7. Kênh hình thang................................................................................285

Hình 9-8. Thác nước .........................................................................................287

Hình 9-9. Cân bằng nhiệt ..................................................................................290



438

Hình 9-10. Thành phần của sự trao đổi nhiệt bề mặt ......................................... 291

Hình 9-11. Các điểm được lấy mẫu từ họ đường cong Koberg để xác định

giá trị hằng số Aa trong phương trình bức xạ sóng dài khí quyển

của Brunt. Các đường trên hình biểu diễn hàm số được dùng

trong Q2K. ....................................................................................... 298

Hình 9-12. Cân bằng khối lượng........................................................................ 305

Hình 9-13. Mô hình động lượng và quá trình lan truyền chất. Các biến

trạng thái được định nghĩa trong Bảng 9-5. ..................................... 307

Hình 9.14. Ba mô hình sử dụng mô tả cho sự phụ thuộc vào ánh sáng

của quá trình quang hợp của sinh vật phù du và thực vật đáy.

Điểm thể hiện sự giảm mức tăng trưởng chống lại cường độ

PAR (ly/ngày). ................................................................................. 312

Hình 9.15. Tốc độ làm thoáng [/ngày] tỉ lệ nghịch với độ sâu và vận độ

(Covar 1976). ................................................................................... 322

Hình 9.16. Dòng nước chảy qua con sông được điều chỉnh cấu trúc................. 322

Hình 9-17. Các bước tự động hóa xử lý số liệu trong phần mềm

ENVIMQ2K..................................................................................... 326

Hình 9-18 Cấu trúc bảng Nguồn thải ................................................................ 327

Hình 9-19 Nhập thông tin cho các nguồn thải – copy dữ liệu từ file Word ..... 328

Hình 9-20 Nhập thông tin cho các nguồn thải - Ẩn đi một cột thông tin

trong một bảng của ENVIMQ2K..................................................... 328

Hình 9-21 Nhập thông tin cho các nguồn thải - Cột thông tin đã được ẩn........ 329

Hình 9-22 Nhập thông tin cho nguồn thải – dữ liệu sau khi nhập..................... 329


Phuï luïc

439

Hình 9-23 Nhập thông tin cho đối tượng phát sinh nguồn thải –

Copy dữ liệu từ file word..................................................................331

Hình 9-24 Nhập thông tin cho đối tượng phát sinh nguồn thải –

Nhập thành công ...............................................................................331

Hình 9-25 Nhập thông tin cho điểm nhạy cảm – copy dữ liệu từ file word.......332

Hình 9-26 Nhập thông tin cho điểm nhạy cảm – nhập thành côngError! Bookmark not d

Hình 9-27 Tạo điểm tự động – Bước 1.1 ...........................................................333


Hình 9-29. Tạo điểm tự động – Bước 1.3 ...........................................................334

Hình 9-30. Tạo điểm tự động – Bước 1.4 ...........................................................335









Hình 9-39 Nhập số liệu cho kịch bản tính toán – Bước 1 ..................................340






440

Hình 9-43 Nhập số liệu cho kịch bản tính toán – Bước 5 ................................. 342



Hình 9-46 Lựa chọn thông số để chạy mô hình – Bước 1................................. 344









Hình 9-55 Hiệu chỉnh kết quả thể hiện mô hình – Bước 1................................ 348






Hình 9-61 Lựa chọn thông số để chạy mô hình – kết quả hiệu chỉnh............... 351

Hình 9-62 Xem kết quả chạy mô hình – Bước 1............................................... 352

Hình 9-63 Xem kết quả chạy mô hình – Bước 2............................................... 352


Phuï luïc

441

Hình 9-64 Xem kết quả chạy mô hình – Bước 3................................................353




Hình 9-68 Tạo báo cáo – Bước 1 .......................................................................355

Hình 9-69 Tạo báo cáo – Bước 2 .......................................................................356

Hình 9-70 Xem nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm – Chọn công cụ ................356

Hình 9-71 Xem nồng độ chất ô nhiễm tại một điểm – Kết quả thể hiện............357

Hình 9-72 Xóa mô hình – Bước 1 ......................................................................357

Hình 9-73 Xóa mô hình – Bước 2 ......................................................................357

Hình 10-1. Biên sông của khu vực lập mô hình..................................................389

Hình 10-2. Biên tự nhiên_địa chất của khu vực lập mô hình..............................390

Hình 10-3. Lưới và đường đẳng mực nước của mô hình ....................................397

Hình 10-4. Hình ảnh lưới 3 chiều của khu vực thành phố Hồ Chí Minh ............397

Hình 10-5. Các lớp địa chất của Tp. Hồ Chí Minh được sử dụng

trong mô hình....................................................................................398

Hình 10-6. Bản đồ các hệ số thấm lớp 1 quanh khu vực bãi rác Phước Hiệp.....400



Hình 10-9. Bản đồ các hệ số thấm lớp 1 quanh khu vực bãi rác Gò Cát ............403

Hình 10-10. Bản đồ các hệ số thấm lớp 2 quanh khu vực bãi rác Gò Cát.............404



442

Hình 10-11. Bản đồ các hệ số thấm lớp 3 quanh khu vực bãi rác Gò Cát............ 405

Hình 10-12. Thiết lập các lớp địa chất.................................................................. 408

Hình 10-13. Thiết lập bãi rác................................................................................ 409

Hình 10-14. Đưa dữ liệu GIS vào mô hình........................................................... 409

Hình 10-15. Gán giá trị độ rỗng và hệ số phân tán theo phương dọc

theo dòng chảy ................................................................................. 410

Hình 10-16. Thiết lập dữ liệu cho MT3D............................................................. 410

Hình 10-17. Gán giá trị thời gian nghiên cứu và bước chạy ................................ 411

Hình 10-18. Chọn dữ liệu các quá trình tải, phân tán, nguồn tự sinh/tự hoại,

theo dõi lan truyền ........................................................................... 411

Hình 10-19. Chọn chất ô nhiễm............................................................................ 412

Hình 10-20. Chọn thông số xuất để phần mềm xuất dữ liệu ................................ 412

Hình 10-21. Lựa chọn giải thuật xử lý thành phần tải (trên hình chọn

phương pháp biến phân bậc 3) ......................................................... 413

Hình 10-22. Gán giá trị cho hệ số phân tán cho các lớp 1, lớp 2 và lớp 3............ 413

Hình 10-23. Gán giá trị bổ cập và nồng độ bổ cập cho các bãi rác ...................... 414

Hình 10-24. Chuyển đổi dữ liệu trên bản đồ vào MT3DMS................................ 414

Hình 10-25. Chạy chương trình MODFLOW ...................................................... 415

Hình 10-26. Bản đồ đường đẳng mực nước cả Thành phố................................... 416

Hình 10-27. Chọn thựcđơn chạy mô hình MT3DMS........................................... 417

Hình 10-28. Kết quả chạy MT3DMS ................................................................... 417

Hình 10-29. Xây dựng biên cho mô hình .............................................................. 420


Phuï luïc

443


bãi rác Gò Cát ...................................................................................423

Hình 10-31. Kết quả MT3DMS cho phạm vi lan truyền quanh bãi rác Gò Cát...424


bãi rác Phước Hiệp............................................................................426


bãi rác Phước Hiệp............................................................................426

BAÛNG TÍNH ÑOÅI ÑÔN VÒ ÑO NOÀNG ÑOÄ

ĐƠN Vị XUẤT PHÁT ĐƠN Vị ĐO THU ĐƯỢC

Tên gọi Ký

NHÂN VỚI HỆ SỐ

Tên gọi Ký hiệu



444

hiệu

1 2 3 4 5

0,001 Miligam/mét khối mg/m3

28,317.10-9 Gam/bộ khối g/ft3

1,0.10-6 Gam/mét khối g/m3

0,02832 Microgam/bộ khối µg/ft3

Microgam/mét µg/m3

62,43.10-9 Cân Anh/1000 bộ khối lb/1000ft3

35,314.10-3 Miligam/mét khối mg/m3

1,0.10-6 Gam/bộ khối g/ft3

35,314.10-3 Gam/mét khối g/m3

2,2046.10-6 Cân Anh/1000 bộ khối lb/1000ft3

Microgam/bộ khối

µg/ft3

35,314 Microgam/mét khối µg/m3

16,018.103 Miligam/mét khối mg/m3

0,35314 Gam/bộ khối g/ft3

16,018.106 Microgam/mét khối µg/m3

Cân Anh/1000 bộ khối

Lb/1000ft3

16,018 Gam/mét khối g/m3

353,14.10-3 Microgam/bộ khối µg/ft3


1,0 Microgam/lít µg/l

24,04/M Phần triệu thể tích (20oC) ppm (V)

Miligam/mét khối

Mg/m3

0,8347 Phần triệu trọng lượng ppm (G)


Phuï luïc

445

62,43.10-9 Cân Anh/ bộ khối lb/ft3



0,02404/M Phần triệu thể tích (20oC) Ppm (V)

834,7.10-6 Phần triệu trọng lượng ppm (G)

Microgam/mét khối

µg/m3

62,43.10-12 Cân Anh/bộ khối lb/ft3




0,8347 Phần triệu trọng lượng ppm (G)

Microgam/lít µg/l


M/24,04 Miligam/mét khối mg/m3

M/0,2404 Microgam/mét khối µg/m3

M/24,04 Microgam/lít µg/l

M/28,8 Phần triệu trọng lượng ppm (G)

Phần triệu thể tích (20oC)

Ppm (V)

M.10-6/385,1 Cân Anh/bộ khối lb/ft3


1,198.10-3 Microgam/mét khối µg/m3



Phần triệu trọng lượng

Ppm (G)




446

16,018.106 Miligam/mét khối mg/m3

16,018.109 Microgam/mét khối µg/m3

16,018.106 Microgam/lít µg/l

385,1.106/m Phần triệu thể tích (20oC) ppm (V)

Cân Anh/

bộ khối

Lb/ft3

133,7.103 Phần triệu trọng lượng ppm (G)

0,001 Số lượng (hạt, cá thể)/lít No./l Số lượng (hạt, cá thể)/mét khối

No./m3

28,317.10-3 Số lượng (hạt, cá thể)/ bộ khối

No./ ft3

1000,0 Số lượng (hạt, cá thể)/mét khối

No./m3 Số lượng (hạt, cá thể)/lít

No./l

28,317 Số lượng (hạt, cá thể)/ bộ khối

No./ ft3

35,314 Số lượng (hạt, cá thể)/ mét khối

No./m3

35,314.10-3 Số lượng (hạt, cá thể)/lít No./l

Số lượng (hạt, cá thể)/bộ khối

No./ ft3

35,314.10-6 Số lượng (hạt, cá thể)/ phân khối

No./cm3

ĐƠN VỊ ĐO CƯỜNG ĐỘ BỤI LẮNG ĐỌNG 0,07174 Cân Anh/1000 bộ vuông lb/1000ft2

0,3503 Gam/mét vuông g/m2

350,3 Kilogam/kilomet vuông kg/km2

Tấn/dặm vuông t/mi2

350,3 Miligam/mét vuông mg/m2


Phuï luïc

447

0,03503 Gam/bộ vuông g/ft2

13,94 Tấn/dặm vuông t/mi2

4,882 gam/mét vuông g/m2



Cân Anh/1000 bộ vuông

Lb/1000ft2



0,2048 Cân Anh/1000 bộ vuông lb/1000ft2



0,1 Miligam/phân vuông mg/cm2

Gam/mét vuông g/m2



2,204 Cân Anh/1000 bộ vuông lb/1000ft2

10,764 gam/mét vuông g/m2

10,764.103 Kilogam/kilomet vuông kg/km2

10,764.103 Miligam/mét vuông mg/m2

Gam/bộ vuông g/ft2

1,0764 Miligam/phân vuông mg/cm2


Documents

Giao Trinh Mo Hinh Hoa Moi Truong Bui Ta Long