Караушев Методические основы оценки и регламентирования антропогенного влияния на качество поверхностных вод
.pdfпрочности связи адсорбат-адсорбент и наличием условий, ославляющих или усиливающих эти связи (эф ф ект взмучивания, температура, соле ность, pH, окислительно-восстановительный потенциал, кислородное насыщение, наличие комилексообразователей, особенно органического
происхож дения). Устойчивость связи определяется также ф изико-хи
мическими характеристиками взаимодействующ их фаз (минералоги ческий и гранулометрический состав сорбента; растворимость сорбата;
коэффициент распределения вещества в систем е). В работе / 1 7 / приве ден перечень вредных химических вещ еств, интенсивно накапливаемых в донны х отложениях (тяжелые металлы, органические вещества тех ногенного происхождения; биогенные вещества и д р .).
По современным гипотезам /1 0 5 /, процесс сорбции идет последова тельно в два этапа: очень быстрая физическая адсорбция и последую
щее медленное образование прочных химических связей. В этом плане способность вещества к миграции в системе является функцией его содержания в сорбенте в виде так называемой подвижной формы . В
основе механизма перемещения веществ на границе вода-дно лежат
процессы массопереноса и диффузии.
Д ля описания процесса чаще всего использук^т физическую модель равновесной системы. При воспроизведении модели в лабораторных условиях для значительной группы веществ получены количественные
соотнош ения м еж ду равновесными фазами системы , носящие название изотерм адсорбции /17, 95/.
И зотерма Ленгмюра выражается следующ им уравнением: |
|
|
^р/Р ^ рР м ак с^ |
"*"^р^макс, |
(3 .29) |
где Sp — равновесная концентрация сорбата в растворе (в молях на единицу о б ъ ем а ); р — число молей вещ ества, адсорбированного 1 г
адсорбента (в пересчете на сухой в е с ); Рмакс — максимальное число молей вещ ества, адсорбированного 1 г адсорбента (при полном запол
нении м онослоя) ; К — постоянная, выражающая зависимость м еж ду энергией связи сорбента и сорбата (константа сорбционного равновесия)
Изотерма Фрейндлиха аппроксимируется уравнением
p = KpS p 1^n ! |
(3 .30) |
где 1/п — степень нелинейности изотермы . Остальные величины те же,
что и в уравнении (3 .2 9 ).
При наличии линейной зависимости м еж ду количеством адсорби
рованного вещества и равновесной его концентрацией в растворе урав
нение (3 .3 0 ) |
приобретает вид |
p = Kp Sp , |
(3.31) |
71
Здесь Кр мож но рассматривать как коэффициент распределения ве-
щества м еж ду двум я фазами системы.
М етодика расчета сорбции по результатам натурных наблюдений с
использованием приведенных выше уравнений изложена в работах /17, 102/. Эти уравнения применимы в условиях стационарного гидролого гидродинамического режима при однородности материала донных от
ложений, отсутствии химического взаимодействия м еж ду фазами и зна чительной седиментации загрязненных взвешенных наносов. Они могут быть использованы для расчета накопления в донных отложениях тяже
лых металлов (медь, цинк, свинец, кадмий, ртуть и т. д .) и органичес ких вещ еств техногенного происхождения.
Реализация перечисленных моделей предусматривает использование
численных значений количества адсорбированного вещества не в виде валового его содержания, а в виде подвижной формы . Эти модели учи тывают только первоначальный физический этап процесса. Что касается
последующ ей стадии процесса, имеющ его химический характер, то его
механизм подчиняется законам хемодинамики (либо терм одинам ики).
В этом случае модель учитывает связи, характерные для процесса ди намического химического равновесия. Методы расчета хемосорбцион-
ных процессов изложены в работах /1 0 3 ,1 0 4 /.
Имеющаяся в литературе информация позволяет судить о м ногоф ак
торности механизма адсорбции и сложности его моделирования. М о
дель десорбции также представляется достаточно сложной. До послед него времени экспериментальные исследования процесса проводились
в единичных случаях; полученные результаты не дают возможности учесть все разнообразие факторов, влияющих на процесс в природных условиях. В частном случае м олекулярной диффузии модель должна учитывать кинетику сорбции вещ ества донными отложениями и может быть описана по законам Фика. Если сорбционно-десорбционные про
цессы аппроксимировать кинетическими уравнениями первого порядка,
то количество десорбируем ого вещества ДМ |
ДС |
из свежеседиментиро- |
ванного слоя наносов можно оценить по |
|
|
следую щ ему уравнению: |
||
ДМдс = Кро) Ah S0 efA t, |
|
(3.32) |
где К — коэффициент сорбционного рановесия вещества; и>— площадь водной поверхности над загрязненными отложениями; A h — толщина
седиментированного слоя наносов за время A t; S Q - концентрация в е щества в слое наносов; f = dA h/a (а — скорость седиментации, выра жающаяся массой наносов, седиментирующих в единицу времени, d -
коэффициент молекулярной ди ф ф узи и ).
72
4■ МЕТОДЫ РАСЧЕТА РАЗБАВЛЕНИЯ СТОЧНЫХ ВОД В РЕКАХ
4.1 . Общ ие положения
Для расчетов разбавления сточных в од в реках и водоем ах в качестве
основны х должны рассматриваться методы , основанные на использова нии численных решений уравнений турбулентной диф ф узии. Б удем раз личать детальные и упрощенные методы . Детальные методы расчета представляют собой непосредственно численные решения уравнений, а
упрощенные строятся на аналитической или графической аппроксима ции этих решений. В настоящей монографии все методы приведены к
виду, удобн ом у для практического использования, они позволяю т по лучать распределение концентрации загрязняющ их вещ еств по длине,
ширине и глубине потока.
Часто в практике расчетов используется понятие кратности разбав ления п и коэффициента смеш ения у . Наиболее универсальной харак теристикой разбавления является п, а коэффициент у вычисляют лишь
в особы х случаях, для водоем ов же он вообщ е неприменим.
Для вычисления кратности разбавления п н а участке от пункта сбр о
са сточных в од до заданного створа или заданной точки потока в случае
к огда фоновая концентрация sfi рассматриваемого загрязняющ его ин
гредиента в потоке не равна или равна нулю , |
используются соответст |
|
венно следующ ие зависимости: |
|
|
п = ( s _ - s j / ( s |
|
|
v СТ |
14 ]макс |
|
n = S с гIs,м акс’ |
(4 .1 ) |
где sMaKC — максимальная концентрация в поперечном сечении речного потока, находящ емся на контрольном расстоянии от створа выпуска сточных в од вниз по течению.
Коэффициент смеш ения у , впервые введенный И. Д . Родзш ш ером
/7 3 /, показывает, какая часть расхода реки смешивается со сточными водами. М етодика определения этого коэффициента изложена ниже в настоящей главе.
Кратность разбавления связана с коэффициентом смеш ения следую щей приближенной зависимостью:
73
y Q J Q ^ ^ n - l |
(4.2) |
ИЛИ |
|
7= (n - 1)QCT/Qe. |
(4.3) |
Здесь, как и ранее, QCT — расход сточных вод , |
Qe - расход воды в п о |
токе выше вы пуска сточных вод. |
|
Л егко заметить, что формулы (4 .2 ) и (4,3) |
получаются из уравне |
ния баланса вещ ества в речном потоке в предположении se = 0 , а имен
но:
sмакс |
(4 .4 ) |
Предполагается, что присоединившийся к расходу реки Qe расход сточных вод QCT переносит воды с максимальной концентрацией. П од
7 Qe подразумевается та доля естественного расхода реки, в которую
проникли загрязняющие вещ ества в такой мере, что их концентрация стала близка к s MaKC. Если в уравнении (4 .4) заменить отношение s
к s MaRC коэффициентом |
п, |
то |
получим ф орм улу (4 .2 ) |
или (4 .3 ), |
В случае если фоновая |
концентрация se не может быть приравнена |
|||
нулю, соотношение м еж ду п и |
7 |
получается тем же самым |
Однако в |
этом случае использовать его нецелесообразно, поскольку при расчете
7 , вы полняемом м етодом ВОДГЕО, не предусматривается учет ф он о
вой концентрации.
Коэффициент смешения имеет смысл вычислять только в* случае,
если сточные воды распространились не по всей ширине потока. Вообщ е процесс разбавления характеризуется более полно кратностью разбав ления п и распределением концентрации в зоне распространения сточ ных вод .
Если по м етоду ВОДГЕО вычисляется коэффициент смеш ения у 5
то переход к кратности разбавления п может быть осущ ествлен по зави симости (4 .2 ). Надо при этом иметь в виду, что величина п будет пред ставлять собой отношение scT не к максимальной концентрации зм акс,
а к средней концентрации s загрязняющего вещества в той части попе речного сечения потока, в которой распространяется это вещ ество. Зна чения п при таком вычислении оказываются преувеличенными. В пер
в ом приближении можно вычислить как среднее арифметическое
значение концентрации в рассматриваемом сечении или как величину,
равную s MaKC/2 . В некоторьхх руководствах концентрацию s ^ назы
вают концентрацией вещ ества в максимально загрязненной струе и с о
ответственно |
в знаменателе ф ормул (4 .1 ) сохраняют обозначение |
|
®мак с ■ |
|
|
При выполнении расчетов разбавления, как указывалось выше, |
це |
|
лесообразно |
пользоваться приведенными значениями кояцетрации |
за |
74
грязняющих веществ snpHB, выражая эту величину в превышениях над естественным ф оном , т. е. над содержанием рассматриваемого вещ ест ва в воде рекн или водоем а. К ром е того, удобно вести вычисления, вы ражая концентрацию в относительных величинах, например в % от scT,
полагая, что scT = 100. Полученные в % значения концентрации пере считываются в абсолютные, которые при выражении scx в превышениях над ф оном также дают превышения содержания загрязняющ его вещ ест ва над ф оном . Истинные значения концентрации загрязняющ его вещ ест ва в любой точке расчетного поля получаются на основании перехода от относительных величин к абсолютным и последующ его суммирова ния расчетной и фоновой концентрации.
На стадии выбора участка или схемы допускается применение упро щенных способов, на стадии технического проектирования целесообраз но использовать детальные методы расчета разбавления. Перечисленные методы рассматриваются ниже.
4.2. Детальные методы расчета турбулентной диффузии
4.2.1. Основной метод
Детальными методами будем называть численные методы решений уравнения турбулентной диф ф узии, позволяющ ие получать поле кон центрации вещества в пределах всей расчетной области, начиная от ис точника загрязнения вплоть до некоторого контрольного створа, нап ример до створа водопользования. Рассматриваемые яиже детальные методы разработаны А . В. Караушевым /2 9 —3 1 , 3 9 /, в их основе, как сказано выш е, лежит общ ее дифференциальное уравнение турбулентной диффузии.
Уравнение турбулентной диффузии можно записать в ф орм е конеч ных разностей. Содержащиеся в нем дифференциалы d s, Эх, Эу и т. д.
заменяются конечными приращениями As, Д х, Д у и т. д. Для условий пространственной задачи при пренебрежимо малых поперечных ск о ростях течения и стационарного во времени процесса имеем
Ax s/Дх = (Dcp/vop) (ДуЭ/Ду2 + Д ^ /Д г 2) . |
(4.5) |
Вся расчетная область потока делится плоскостями, параллельными координатным, на расчетные клетки — элементы (параллелепипеды со сторонами Д х, Д у, Д г ) . На рис. 4.1 показано такое деление в плоскости yOz. К аж дом у элементу присвоен свой индекс по соответствующ им осям координат. По оси х — к , по оси у — п, по оси z — m . Изменение
75
J &Z
шW S//A
5*ч,т
ш ш
т
х ч к
Ш г.*|'
W M
щ |
1 |
Xи |
Рис. 4.1. Сетка к расчету турбулентной диффузии. Пространственная задача.
индекса на единицу показывает переход вдоль координатной оси от
данного элемента к соседнем у. Значениям концентрации в каж дой клетке приписываются те ж е самые индексы (рис. 4 .1 ).
Наиболее простая расчетная зависимость получается при таком раз
делении потока на элементы, когда Д у = Д г . Расчетное уравнение для условий пространственной задачи вэтом случае имеет вид
s k + l,iw n “ ^,2 5 ^sk ,n + l,m + sk ,n - l,m + sk ,n,m + l + sk ,n ,m - l)
при обязательном выполнении следующ его соотнош ения |
м еж ду про |
дольным и поперечным размерами расчетных элементов: |
|
A x = 0,2SvcpA z 2 /D . |
(4 .7) |
Д ля условий плоской задачи расчетное уравнение записывается та
ким образом :
(4 .8)
sk + i,m 0 )5 (sk ,m - i + sk,m +l^
Обозначения показаны на рис. 4 .2 . Значения Д х и Д г связаны зависи мостью
Д х = 0,SvcpA z 2 /D . |
(4 .9) |
|
Коэффициент D определяется nq формуле |
||
D = g H v cp/(M C ), |
(4.СШ |
|
в которой Н |
— средняя глубина на рассматриваемом участке, м ; С - |
|
коэффициент |
Шези ( м ^ 2 /с ); М — |
коэффициент, зависящий от С; |
g — ускорение свободного падения, |
м /с 2 . При условии 10 < С < 60 |
76
имеем зависимость М = 0,7С + 6 , при С > 60 |
параметр М = 48 |
= con st. |
||
Произведение МС имеет размерность м /с 2. |
|
|
|
|
К огда раствор загрязняющ его |
вещ ества |
постигает |
граничных по |
|
верхностей потока, для расчета |
диф ф узии, |
помимо |
ф орм ул |
(4 .6 ) — |
(4 .1 0 ), следует использовать соотнош ение, |
учитывающее осо б о е усло |
вие у стенок. Это условие определяется равенством |
|
( 3 s /a z ) 0 = (Э э/Э у) 0 = 0, |
(4 .11) |
которое в конечных разностях запишется в виде |
|
(As/Az)rp пов = (As/Ду) гр пов = 0. |
(4 .12) |
Поле концентрации и расчетную сетку можно условно распростра-
77
нить за пределы потока (см . рис. 4 .2 ), т. е. проэкстраполировать к он
центрацию за ограничивающие поток поверхности. При этом экстрапо
ляционное значение концентрации s 3KCTpB клетке, примыкающей к внешней поверхности стенки, и значение концентрации s ^ в клетке,
находящ ейся в потоке и примыкающей к внутренней поверхности |
стен |
||
ки на том ж е поперечнике., должны |
удовлетворять условию (4 |
.1 2 ), |
|
что возм ож но только в случае, если |
i K C i p |
= s , . Это соотношение опре- |
|
|
1 |
|
деляет правило экстраполяции концентрации раствора. При расчете
диф ф узии экстраполяционные значения концентрации используются к ак действительные.
Начальные условия учитываются при задании места выпуска раство
ра, его расхода О и концентрации вы пускаемого вещества (начальной
концентрации scT) . На плане реки (или водоем а) обозначают место
поступления сточных в о д и через него проводят начальный поперечник.
Ниже по течению речной поток схематизируется и делится на расчетные клетки.
Скорость сточных в од vCT, сбрасываемых в водный объект, в месте и х поступления принимается равной скорости течения реки v . Вы
числяется условная площадь поперечного сечения притока 5 в месте его впадения по следующей формуле:
5 = Q CT/v cp. |
(4 .13) |
Если решается плоская задача и яри этом выполняется расчет рас пределения концентрации в плане потока, то следующ им этапом яв ляется определение ширины загрязненной струи потока b в начальном створе
ь = 6 /Н ср =<Зст/ ( % Н р ) . |
(4 .14) |
В соответствии с величиной b назначается ширина расчетной клетки
A z . Наибольшая допустимая величина A z при впадении сточных в од у
берега находится из соотнош ения |
|
|||
A Z = b = Q cT/(H cpv cp) . |
(4.15) |
|||
При вы пуске сточных в о д на некотором |
расстоянии от берега или |
|||
на середине потока следует брать |
|
|||
A z = 0 ,5 b = 0 ,5 Q c i/ ( H p v cp) . |
(4.16) |
|||
Если |
получаемые |
по ф орм улам (4 .1 5 ) —(4 .1 6 ) значения A z очень |
||
велики |
(A z > |
0 ,1 В ), |
то их уменьшают так, |
чтобы выполнялось нера- |
венство A z < 0 |
,1 В. |
|
|
При расчете турбулентной диффузии рассматриваемую часть потока
78
делят на клетки со сторонами Д х, Д г , получая таким образом расчет* Ную сетку. Клетки, попадающие в струю притока сточных в од в началь ном поперечнике, заполяются числами, выражающими начальную кон-
центрацию, т. е. концентрацию загрязняющ его вещ ества в сточных в о
дах s |
ст |
, остальные клетки — числами, выражающими естественную кон* |
^ |
, |
центрацию загрязняющ его вещ ества в реке (в частном случае это может быть нулевая концентрация).
Если расчет делается для приведенных значений концентрации, то соответственно на начальном створе клетки, попадающие в струю сточ*
ных в о д , заполняются значениями приведенной концентрации, а осталь ные нулями. Далее расчет ведется по схеме, изложенной вЪппе.
При расчете по схем е пространственной задачи площадь поперечного сечения загрязненной струи на начальном створе определяется также по ф орм уле (4 .1 3 ). Площадь одной расчетной клетки, находящ ейся в
поперечном сечении потока Дсо = Д у Д г , вычисляется и з соотнош ения
п ^ Д с о = б, где пааг — число клеток , занятых загрязненными водами;
оно должно удовлетворять неравенству пзаг > 4.
Если размеры клеток получаются очень малыми, то расчет с приня
тым делением потока на элементы ведется до определенного створа, в
котором загрязняющее вещ ество окажется распределенным в 2 0 —50
клетках. После этого клетки в сечении объединяют по 2 —4 (плоская задача) или по 4 —9 (пространственная задача), получая новые средние значения концентрации в клетках и новые и х линейные размеры . Н о вые значения концентрации получаются как среднее арифметическое из суммы концентраций в объединяемы х клетках новые значения Д г
и Д у — как Д г и Д у, увеличенные соответственно в 2 - 3 раза (прост
ранственная задача), или Д г , увеличенные в 2 —4 раза (плоская задача).
Величина Д х после укрупнения |
клеток рассчитывается по формуле |
Д ху к р = Д х ^ > |
(4 Л 7) |
где ц - число, показывающее, во сколько раз увеличено значение Д г после объединения клеток. Такую операцию объединения можно пов торять несколько раз.
В результате расчетов, выполняемых последовательно от поперечни ка к поперечнику, получают поле концентрации на участке ниже сброса сточных вод . Это поле может быть представлено в виде изолиний кон центраций. Изолиния концентрации рассматриваемого загрязняющего вещ ества, отвечающая значению П ДК этого вещ ества, является грани цей зоны загрязнения. Таким образом , расчет позволяет определить указанную зону и вычислить ее параметры.
Примеры расчета по схемам плоской и пространственной задач при ведены в приложениях.
79
4 .2 .2 . Учет поперечных течений и неравномерности распределения глубин
при расчете диф ф узии основны м методом
При преобразовании основного уравнения турбулентной диффузии для получения практических схем расчета было использовано предполож е ние о приближенном равенстве нулю поперечных составляющих ск о рости v y и v z и для пространственной задачи, взятой при известных о г раничениях, получено уравнение
d s / d x = (D/Vx) ( d 2s f d y 2 + d 2s / d z 2) , |
(4.18) |
приближенное решение которого выполняется изложенным выше м е
тодом сеток (м етодом конечных разностей ). Использование указанно
го метода открывает возмож ность учета внутренней циркуляции (т. е.
величин vy |
и |
v 2, которы ми |
первоначально |
пренебрегали) |
/2 9 ,3 0 /. |
||
Рассмотрим |
случай, когда v x |
значительно больше, чем vy и v z . Вве |
|||||
д ем новую криволинейную ось X, направленную по траектории движ е |
|||||||
ния ж идких |
частиц и определяемую относительно прежней |
системы |
|||||
координат уравнением |
|
|
|
||||
dx/[vx(x, y,z>] |
=dy/[vy (x,y, z)] = dz/[vz (x, у, z ) ] . |
(4.19) |
|||||
Если в |
уравнении (4 .1 8 ) переменную х заменить переменной X, то |
||||||
уравнение |
будет |
справедливо |
для некоторой |
ограниченной |
области |
вок руг этой новой оси в предположении, что кривизна оси X мала, а получающаяся новая система координат может быть приближенно принята за прямоугольную в пределах той ж е ограниченной области.
Разобьем поперечный профиль потока на элементы (или клетки)
Дсо = Д уД г . Ометив каж дую клетку каким-либо индек сом , получим
возм ож ность проследить движение каж дой клетки от избранного про
филя вниз по течению. Если бы поперечные составляющие |
(в первона |
чальной прямоугольной системе координат) скорости v |
и v z равня |
лись нулю , то все траектории клеток были бы параллельными и каж дый элемент Дсо не менял бы своего относительного расположения при переходе от профиля к профилю. Все поверхностные клетки остава лись бы на поверхности, донные — у дна и т. д. Благодаря наличию п о перечной циркуляции каждый элемент, кром е движения вниз по тече нию, будет совершать еще некоторое перемещ ение в поперечном направ лении. Это перемещение будет определяться поперечной составляющей скорости и вы зовет изменение в относительном расположении клеток:
поверхностные клетки переместятся, скаж ем , в направлении правого берега, некоторые и з них опустятся вниз и займут место нескольких донных клеток; донные же клетки переместятся влево и частично вы й д у т на поверхность. При этом окаж ется, что клетки различных слоев,
80