Содержание к диссертации
Введение
ГЛАВА 1. Анализ проблем коммунального водоснабжения, связанных с обеспечением качества воды в водоисточниках 9
1.1. Источники водоснабжения г. Москвы 9
1.1.1. Качество воды в водоисточниках г. Москвы 16
1.1.2. Качество воды на водозаборах Восточной и Северной водопроводных станций 18
1.1.3. Качество воды на водозаборах Западной и Рублевской водопроводных станций 20
1.2. Водохранилища как регулирующие звенья региональных технологических систем водоподготовки 25
1.3. Проблема соотношения технической и экологической надежности систем коммунального водоснабжения 27
1.4. Математическое моделирование в приложении к решению задач обеспечения экологической надежности источников водоснабжения 32
1.4.1. Примеры приложения математического моделирования к решению прикладных задач обеспечения качества воды водоисточника 32
1.4.2. Примеры приложения математического моделирования к решению прикладных задач очистки сточных вод, сбрасываемых в водоемы 36
Выводы по главе 1 48
ГЛАВА 2. Анализ процессов самоочищения водоемов 50
2.1. Механизмы самоочищения водоемов 50
2.1.1. Влияние уровня первичной продукции на качество воды 50
2.1.2. Роль водного биоценоза в круговороте веществ 51
2.1.3. Окислительные процессы в водоеме 53
2.2. Биоценозы природных водоемов 63
2.2.1. Роль микроорганизмов в процессах самоочищения водоемов 66
2.2.2. Процесс цветения водоемов 69
2.3. Взаимодействия в смешанных популяциях микроорганизмов 71
2.4. Математические модели конкуренции за пищевые ресурсы 81
2.4.1. Уравнения для удельной скорости роста биомассы. Односубстратная и многосубстратная кинетики 81
2.4.2. Математические модели биотрансформации органогенных веществ в экосистемах водоемов 83
Выводы по главе 2 90
ГЛАВА 3. Анализ и разработка частных математических моделей кислородного баланса водоема 92
З.І.Баланс кислорода и процессы самоочищения 92
3.2. Анализ математических моделей кислородного баланса водоема 99
3.2.1. Анализ модели Стритера - Фелпса 99
3.2.2. Анализ модели Доббинса 108
3.2.3. Другие математические модели на основе систем линейных дифференциальных уравнений 116
3.3. Моделирование фотосинтетической активности фитопланктона и производства кислорода 137
Выводы по главе 3 154
ГЛАВА 4. Феноменологические модели кинетики роста биомассы и потребления субстрата 155
4.1. Анализ феноменологических принципов формулировки моделей микробиологической кинетики 155
4.2. Модели микробиологической кинетики, учитывающие стехиометрию конструктивного и энергетического метаболизмов 165
4.3. Анализ уравнений микробиологической кинетики в элементах агрегированных схем водообмена 178
4.4. Моделирование роста биомассы в форме нескольких фаз развития особей цепными реакциями размножения 196
Выводы по главе 4 200
Общие выводы 202
Литература
- Качество воды на водозаборах Восточной и Северной водопроводных станций
- Роль микроорганизмов в процессах самоочищения водоемов
- Анализ математических моделей кислородного баланса водоема
- Анализ уравнений микробиологической кинетики в элементах агрегированных схем водообмена
Введение к работе
В настоящее время особое значение приобрели исследования проблем, связанных с оценкой антропогенных воздействий на окружающую среду, а также развивающихся при этом динамических процессов. Необходимость изучения биосферы как единой системы включающей техносферу как один из ее активных элементов, приводит к постановке вопросов об уровне допустимых воздействий на биосферные процессы. Это, в свою очередь, требует формулировки новых фундаментальных проблем. Главная из них - разработка стратегии использования технологического потенциала для совершенствования отношений человека с окружающей средой. Эта стратегия во многом должна носить характер адаптации человеческой деятельности к естественным условиям обитания и их направленному улучшающему изменению.
Одной из подсистем этой большой системы является водное хозяйство, которое является одним из важнейших ресурсообеспечивающих и природоохранных комплексов экономики страны как основы для успешного функционирования предприятий коммунального хозяйства городов, водного отдыха, гидроэнергетики, промышленности, водного транспорта, рыбного хозяйства, орошаемого земледелия.
Составной частью водного хозяйства страны являются поверхностные воды. Поверхностные воды представляют собой важнейший компонент окружающей природной среды, возобновляемый, но ограниченный и уязвимый природный ресурс. Поверхностные воды используются и охраняются в РФ как основа жизни и деятельности народов, проживающих на ее территории, они обеспечивают экономическое, социальное, экологическое благополучие населения, существование животного и растительного мира. Отношения к поверхностным водам регулируются Водным кодексом РФ (принят 18.10.1995 г.). Многолетние наблюдения за динамикой качества поверхностных вод обнаруживают тенденцию к увеличению их загрязненности. Ежегодно увеличивается количество створов рек с высоким уровнем загрязненности (более 10 ПДК) и число случаев с экстремально высоким загрязнением водных объектов (свыше 100 ПДК). В водные объекты ежегодно сбрасывается без очистки около 28 км3 сточных вод. Проблема обеспечения населения и народнохозяйственного комплекса РФ водой нормативного качества с каждым годом все более обостряется. Сегодня она становится одной из главных социально-экономических проблем Государственной стратегии экономической безопасности страны.
Высокая загрязненность водных объектов нашей страны наносит большой ущерб водопользователям [1]. Состояние водных источников, технологий водоподготовки и систем централизованного водоснабжения не гарантирует требуемого качества питьевой воды [2,3]. Около половины населения РФ использует для питья воду, не соответствующую гигиеническим требованиям, а в ряде регионов качество воды достигло уровня, опасного
5 для здоровья населения. Более 70 % рек и озер, 30 % подземных вод РФ потеряли
питьевое значение; более 1 миллиона человек каждый год страдают кишечными и другими заболеваниями от грязной воды в источниках.
Процессы самоочищения водоемов помогают ликвидировать последствия поступления в них бытовых и производственных сточных вод. Однако их возможности ограничены. Реки и водохранилища все более интенсивно используются для хозяйственных нужд и отдыха населения. В этих условиях важны новые инженерные решения, которые дают возможность интенсифицировать процессы самоочищения. Обычно этот вопрос решается преимущественно с помощью биологических прудов, а также в масштабах отдельных участков малых рек и водохранилищ. Однако требуется более масштабная формулировка подобного типа задач. В настоящее время для интенсификации распада органических веществ в водоеме используется дополнительное аэрирование и перемешивание воды в сочетании с биологическими методами. В этом плане решающее значение имеет исследование внутриводоемных процессов, включающих изменение и регулирование речного стока, последствия жизнедеятельности сообщества водных организмов, трансформацию веществ и световой энергии.
Самоочищение связано с круговоротом веществ в водоеме. Напряженность, направленность и полнота самоочищения регулируются биотическим круговоротом, который в свою очередь, определяется лимнологическим типом водоема, географическим расположением, влиянием геофизических и антропогенных воздействий. Изучение механизмов самоочищения позволяет выявить его составляющие, которые поддаются регулированию инженерными методами [4, 5].
В связи с развитием методов математического моделирования и использования современных вычислительных средств: компьютеров и программ, существенно расширились возможности количественного описания природных явлений. Однако эффективное использование этих средств требует дальнейшей разработки математических моделей, описывающих отдельные стороны процесса самоочищения [6 - 13], а также моделей, учитывающих воздействие токсикантов на течение биологических процессов [14 - 21].
Ещё одна сторона проблемы - это техническая и технологическая надежность систем коммунального водоснабжения [22]. При оценке элементов системы необходимо учитывать их функциональное назначение в решении общей задачи водообеспечения потребителей. По этому признаку выделяют следующие типы систем водообеспечения: водоисточники, предназначенные для обеспечения питьевой водой;
станции водоподготовки, обеспечивающие очистку природной воды;
резервуары питьевой воды, предназначенные для хранения и аккумулирования воды;
водопроводные сети, для подачи и распределения воды.
Проблема обеспечения экологической надежности источников
водоснабжения также требует постановки и решения задач моделирования качества воды источника водоснабжения [22, 23]. Для учета ухудшения качества воды данных мониторинга бывает недостаточно [23]. В подобных ситуациях необходим прогноз эволюции системы, т.е. анализ потенциальных сценариев развития кризисной ситуации. Для этого должно использоваться математическое моделирование гидрологических и гидрохимических характеристик водоисточника.
Математическое моделирование достаточно широко используется для моделирования гидрологических, физико-химических, биохимических и микробиологических процессов в водоемах. Эти задачи входят в круг задач по проблеме «Человек и биосфера» и требуют для своего решения построения математических моделей достаточно сложных реальных явлений [24]. В этом заключается единственная возможность совместного рассмотрения ряда одновременно протекающих разнородных процессов и выбора стратегии управления ими. Это управление должно строиться как полноценное использование природных ресурсов при условии их естественного воспроизводства.
Для того чтобы выяснить, какой способ управления природными процессами удовлетворяет, необходим учет того, что происходит в природной среде, а также оценка прогноза изменений, связанных с антропогенными воздействиями. Окончательный выбор рациональных воздействий на природную среду, т.е. оптимальных с точки зрения эффективности действий, может быть сделан только на основании математического моделирования природного процесса и антропогенных воздействий на него.
Считается [24], что построение математических моделей сложных процессов должно включать три этапа, которые должны быть согласованы между собой. Первый этап - достаточно полное эмпирическое изучение процессов, подлежащих моделированию, и формулировка вопросов, на которые должна дать ответ разрабатываемая модель. Второй этап - разработка математической теории, адекватно описывающей изучаемые процессы со степенью детальности, необходимой для ответа на поставленные вопросы. Третий этап - получение исходных эмпирических данных, необходимых для функционирования модели. Сопоставление результатов расчета на основе модели с результатами натурных наблюдений и, в случае необходимости, уточнение модели. Модель может уточняться в несколько шагов до удовлетворительного согласия с результатами лабораторных экспериментов и натурных наблюдений. Полученное согласие дает право строить прогноз эволюции исследуемого объекта с помощью разработанной модели.
Однако положение о том, что исследование сложного объекта должно начинаться с получения эмпирических данных может быть поставлено под сомнение, так как получение экспериментальных результатов может проводиться только в рамках определенной теоретической схемы (модели). В свою очередь теоретическая схема должна отражать оп-
7 ределенное качественное поведение исследуемого объекта, чего следует добиваться путем анализа и отбора априорно конструируемых моделей на этапе предварительных исследований. Данная методология была положена в основу ряда работ, посвященных разработке и анализу математических моделей, иллюстрирующих влияние различных факторов на поведение культуры микроорганизмов, потребляющих субстрат [6 -13]. Качественная аналогия в поведении моделируемого объекта и математической модели дает право выбора именно этой модели для теоретического представления природного процесса, например самоочищения водоема, хотя и не является доказательством или обоснованием адекватности природного и модельного процессов. В этом смысле определенный вклад в такое обоснование будет давать проверка прогностических возможностей модели.
Одним из типов подобных задач является разработка математических моделей внутривидовой конкуренции за пищевой ресурс. Этот пищевой ресурс может быть представлен одним или несколькими лимитирующими элементами. Обычно это - азот или фосфор. Однако в случае большой концентрации этих элементов в воде водоема, который используется в качестве источника водоснабжения, может произойти бурное развитие планктона. Эти процессы («перекармливание» водоема) могут привести к тому, что лимитирующим жизнедеятельность аэробных автотрофных и гетеротрофных микроорганизмов элементом может стать кислород. Снижение концентрации кислорода в воде может привести к резкому отмиранию аэробных форм водных микроорганизмов. Что, в свою очередь, приводит к резкому ухудшению качества воды водоисточника, а в последующем - к эвтрофикации водоема. Это сценарий может закончиться полной потерей водоема как водоисточника и приемника сточных вод. Оздоровление водоема требует больших затрат средств и времени [25, 26]. Наиболее приемлемая стратегия - не допускать подобного сценария развития экологических событий.
Программа постановки и решения рассматриваемых задач должна начинаться с разработки класса моделей и их анализа для того, чтобы обеспечивать качественно верное описание эволюции системы.
В данной работе рассмотрено состояние источников водоснабжения г. Москвы. Показано, что прогноз качества воды не оправдывается для процессов развития фитопланктона в весенне-летний период. Проанализированы математические модели снижения содержания кислорода и органических веществ (загрязнителей), используемых при проектировании станций очистки сточных вод и водозаборов. Показано, что для адекватного описания внутриводоемных процессов необходимо применять нелинейные модели. Основой нелинейных моделей микробиологической кинетики является уравнение Моно, различные модификации которого позволяют отражать особенности течения микробиологических процессов. Показано, что наибольшую адекватность реальным процессам среди
8 этих моделей имеет модель Леонова, которая, однако, не описывает отмирание
биомассы при снижении концентрации ресурса ниже некоторого критического уровня. Выделены элементарные звенья в агрегированных схемах водообмена водоисточника, из которых могут быть сконструированы схемы водообмена любой сложности. Это дает возможность оценивать адекватность модели «по частям», не прибегая к усложнению модели. Данная техника проиллюстрирована на модели роста культуры микроорганизмов с учетом метаболизма поддержания и внутривидовой конкуренции за пищевой ресурс.
Исследованы прогностические возможности математических моделей микробиологической кинетики, используемых для описания процессов роста биомассы, потребления субстрата и кислорода. Проанализированы несколько классов математических моделей снижения кислорода при биологическом окислении органических веществ. Показано, что модели, базирующиеся на системе линейных дифференциальных уравнений, применимы для случаев относительного экологического благополучия водоема и не применимы при развитии процессов эвтрофирования. Разработаны математические модели: фотосинтетической активности фитопланктона и производства кислорода, учитывающая ингибирова-ние процесса фотосинтеза при высоких уровнях освещенности; роста биомассы и потребления субстрата гетеротрофными микроорганизмами, учитывающая потребление субстрата на метаболизм поддержания; роста биомассы в форме нескольких фаз развития особей цепными реакциями размножения, позволяющая описывать эволюцию возрастного распределения в популяции микроорганизмов. Все они позволяют расширить прогностические возможности описания процессов самоочищения водоемов.
Выделены элементарные звенья в агрегированных схемах водообмена в водоеме, которые представлены хемостатами. Проанализирован ход процессов в этих звеньях, представляемых моделью микробиологической кинетики, учитывающей метаболизм поддержания и конкуренцию за пищевые ресурсы, приводящую к отмиранию биомассы при критическом недостатке одного из незаменимых субстратов, включая кислород.
Таким образом, в работе представлены: (1) анализ математических моделей, используемых для теоретического описания процессов микробиологической кинетики в водоемах-водоисточниках и водоемах-водоприемниках; (2) анализ принципов формулировки математических моделей микробиологической кинетики в форме аддитивного, мультипликативного и других; (3) математическая модель фотосинтетической активности фитопланктона; (4) математическая модель роста биомассы с учетом метаболизма поддержания и внутривидовой конкуренции за пищевой ресурс; (5) математическая модель роста биомассы в форме нескольких фаз развития особей от покоящихся форм до репродуктивных; (6) методика оценки адекватности модели «по частям» при разбиении водоема на хемостаты, связанные в элементарные звенья общей агрегированной схемы водообмена.
Качество воды на водозаборах Восточной и Северной водопроводных станций
На водозаборы Восточной и Северной водопроводных станций (ВВС и СВС) вода поступает из водохранилищ водораздельного бьефа: Учинского и Клязьминского. В отличие от москворецкой, волжская вода имеет значительно меньшую бактериальную загрязненность, что связано с относительно низкой антропогенной нагрузкой на площади водосбора Волжского водоисточника. Среднегодовые значения мутности воды на водозаборах ВВС и СВС колеблются в диапазоне 1,8 - 2,5 мг/л. Во время паводков мутность возрастает до 6 - 7 мг/л.
В отдельные периоды вода, поступающая на водозаборы ВВС и СВС, имеет высокую цветность и перманганатную окисляемость, которые изменяются синхронно. Максимальная цветность (60 - 65) на водозаборах ВВС и СВС наблюдалась в 1980 -82, 1985, 1991, 1998 гг., минимальная - в 1996 г. В течение года более высокие значения цветности обычно наблюдаются в период весеннего половодья, а также во время обильных осадков летом и осенью. Исключение составляет 1996 г., когда цветность была ниже средних значений и составляла 27 - 30. В эти же периоды зарегистрирована высокая перманганатная окисляемость на водозаборах ВВС и СВС, причем на водозаборе СВС значения в среднем выше на 0,5 мг О/л. Максимальные значения 15 мг О/л наблюдались в январе 1999 г. Среднегодовая окисляемость составляла 7,5 - 8,5 мг О/л. Длительность сохранения высоких значений цветности и окисляемости в Волжском источнике зависит от водности года, количества и длительности осадков, регламента сра-ботки Верхне-Волжского, Вышневолоцкого, Иваньковского водохранилищ.
Для волжской воды характерна более высокая концентрация аммонийного азота, чем для москворецкой. Среднегодовое содержание аммиака на водозаборах ВВС и СВС составляет 0,27 - 0,40 мг/л. В периоды паводков концентрация аммиака увеличивается в среднем до 0,7 - 0,8 мг/л.
Среднегодовая численность фитопланктона на водозаборах ВВС и СВС составляет 800 - 1500 кл/мл, что значительно ниже, чем на водозаборах РВС и ЗВС. В основном это связано с меньшим количеством биогенных соединений в Волжском водоисточнике. Развитие фитопланктона в водохранилищах водораздельного бьефа достаточно четко подчиняется сезонной динамике: в весенний период наблюдается развитие диатомовых водорослей, в летний - сине-зеленых. Максимальные численности (30 - 50 тыс. кл/мл) наблюдаются в начале мая месяца. В августе концентрация фитопланктона ниже, чем весной и в среднем достигает 10 тыс. кл/мл. Для волжской воды характерны болотные запахи интенсивностью 1-2 балла.
Сравнение коли-индекса на водозаборах СВС и ВВС показывает, что значения этого показателя выше в воде, поступающей на ВВС. Это связывают с прохождением воды от водозабора «Уча» по открытому каналу протяженностью 28 км. Среднегодовые значения составляют 100 - 200 кл/л. В летний период коли-индекс увеличивается и достигает 2000 кл/л. Аналогичная динамика изменения наблюдается для общего микробного числа (ОМЧ), среднегодовое значение которого изменяется незначительно и составляет 40 - 60 кл/мл. Однако в летний период на водозаборе ВВС эта величина достигает 300 кл/мл.
На формирование качества воды, поступающей на водозаборы ВВС и СВС, оказывает положительное влияние время нахождения в водохранилищах, что приводит к прохождению процессов самоочищения, отстаивания, и соответственно, к снижению количества загрязняющих веществ. Основной проблемой при водоподготовке волжской воды является очистка от органических соединений природного происхождения, т.е. снижение цветности и окисляемости до нормативов, установленных Государственным стандартом [28].
ВОСТОЧНАЯ ВОДОПРОВОДНАЯ СТАНЦИЯ. Волжская вода после отстаивания в водохранилищах Волжской системы транспортируется по водопроводному каналу (28 км), в конце которого размещен переключатель. Вход в переключатель оборудован грубыми решетками. Из переключателя вода направляется в горизонтальный открытый бассейн - «ковш». В начале «ковша» вода хлорируется.
Хлорирование для дезинфекции питьевой воды - гарантированное средство в борьбе с водными патогенными микроорганизмами. Как эффективное дезинфицирующее средство и окислитель хлор применяется со 2-ой половины 19-ого века. В большинстве случаев хлорирование наиболее дешевое и самое надежное средство дезинфекции, при меняемое при водоподготовке, позволяющее контролировать рост бактерий в распределительной системе.
По водоводам I подъема вода может подаваться на озонаторную станцию (БПО -Блок первичного озонирования), или минуя ее, в смеситель. БПО работает в основном составе сооружений на ВВС только в период интенсивного цветения фитопланктона, так как это связано с высокой энергоемкостью и большими затратами на его эксплуатацию. Озон, как сильный окислитель, действует на органические загрязнения, снижая цветность и улучшая органолептические свойства воды.
Северная водопроводная станция. Источники водоснабжения СВС - Учинское и Клязьменское водохранилища. Резервный источник Учинского водозабора - Пяловское водохранилище. На Учинском водохранилище расположены водозаборы и НС I №1 и 2. На Клязьменском - водозабор и НС I №3.
Учинская НС I №1 забирает воду через переключатель, куда подходят 4 самотечные трубопровода из Учинского водохранилища и нитки аварийных каналов Пялово-Акулово. Из переключателя через 2 водоприемных окна вода поступает в распределительный коридор перед вращающимися сетками и оттуда через водоприемные окна попадает внутрь вращающихся сеток, фильтруется через них и поступает в распределительный коридор перед насосными агрегатами. Учинская НС I №2 забирает воду аналогично НС I №1. Профильтрованная через вращающиеся сетки вода попадает на насосные агрегаты НС I №2.
Клязьменская НС I №3 забирает воду через входные окна водоприемной камеры, которые располагаются на 2-ух уровнях по 2 окна в каждом уровне, и оборудованы грубыми решетками и шандорами.
Роль микроорганизмов в процессах самоочищения водоемов
Вещества, образующиеся в процессе жизнедеятельности микроорганизмов, как и сами микроорганизмы, могут стать причиной ухудшения качества воды, особенно в водоемах с замедленным стоком. Возможны также нарушения в работе гидротехнических сооружений. Наиболее частыми проявлениями жизнедеятельности микроорганизмов, которые затрудняют процесс самоочищения в водоемах, эксплуатацию водозаборов и систем охлаждения, вызывают изменение качества воды, являются цветение водоемов, обрастания, появление запахов и привкусов у воды. Формирование водохранилищ связано с уменьшением скорости течения воды, в результате чего гидрохимический режим крупных водохранилищ становится близким к режиму озер. При зарегулировании речного стока время прохождения воды от истока до устья возрастает в 10 -15 раз. Так, в Волге до зарегулирования стока вода доходила от Рыбинска до Волгограда в половодье за 30 сут, а в межень - за 50. После формирования каскада водохранилищ время прохождения воды на этом участке увеличилось до 450 - 500 сут. Замедление водообмена в речной системе сопровождается значительными изменениями гидрохимического и гидробиологического режима. Водохранилища работают, как гигантские отстойники, поэтому в них наблюдается концентрирование загрязнений. Поступление органических и токсичных соединений, биогенных элементов способствует возникновению условий для эвтрофикации водоема, нарушению процесса самоочищения, зарастанию, т. е. массовому развитию высшей водной растительности.
Для водохранилищ, как и для озер, характерным является массовое развитие водорослей (цветение водоема). Это явление можно рассматривать как новый фактор самозагрязнения водоема. В глубоких водоемах цветение обычно происходит в верхних слоях, в мелководных - по всей глубине. При цветении преобладает один или два вида микроорга низмов. Цветение длится некоторое время, а затем пропадает. Оно может быть вызвано различными водорослями. В начале весны наблюдается цветение диатомовыми водорослями, при этом вода приобретает желтовато-коричневый цвет. Наиболее распространенными диатомовыми водорослями, вызывающими цветение, являются астерионелла (Asterionella), синедра (Synedra), мелозира (Melosira). В середине лета часто наблюдается цветение водоемов синезелеными водорослями. Характерными представителями синезе-леных водорослей, вызывающими цветение, являются анабена (Anabaena), осциллятория (Oscillatoria), которые придают воде голубовато-зеленый цвет и неприятный привкус и запах. Обильное развитие водорослей резко ухудшает условия существования других водных организмов. Так, при цветении воды количество бактерий-сапрофитов резко снижается. При массовом отмирании водорослей после цветения наблюдается резкое увеличение числа бактерий-минерализаторов. Водоросли выделяют особые антибиотические вещества, токсичные не только для бактерий, но и для других гидробионтов, а также для домашних животных и человека. Образующиеся значительные скопления водорослей вызывают закупорку фильтров, что усложняет процесс очистки воды.
Цветение, вызываемое сине-зелеными водорослями, является особенно значительным по размерам и влиянию на режим водохранилищ. Массовому развитию сине-зеленых водорослей способствует повышение концентрации биогенных элементов, достаточно высокая температура воды и инсоляция, ухудшение кислородного режима. Так, например, цветение сине-зелеными водорослями в водохранилищах Днепра и Дона продолжается 3 -4 месяца и занимает по объему 80 - 90 % акватории. Количество биомассы водорослей достигает 60 - 100 г/м3. В Волжском каскаде водохранилищ цветение наблюдается в течение 1-3 месяцев, захватывая 30 - 80 % акватории с развитием биомассы водорослей от 4 до 33 г/м . Основная масса сине-зеленых водорослей развивается в водоеме на глубине 2 -3 м. В летний период сине-зеленые водоросли в водохранилищах могут составлять до 90 % общей массы фитопланктона. В местах скопления сине-зеленых водорослей обитают только коловратки. Во время нагонов ветром в прибрежной зоне водохранилищ образуется сплошная масса водорослей, в которой биомасса сине-зеленых водорослей достигает сотен килограммов на 1 м . Сине-зеленые водоросли проявляют токсичные свойства, природа которых еще не изучена. В 1 кг сырой массы водорослей обнаруживают до 14 - 15 мг фенолов.
Резкое нарушение санитарного режима водоема наблюдается и при массовом отмирании водорослей. При распаде синезеленых водорослей в результате деятельности протеолитических и аммонифицирующих бактерий повышается содержание аммонийного азота, диоксида углерода, резко снижается содержание растворенного кислорода, что яв ляется причиной массовой гибели рыб. При массовом развитии водорослей затрудняется работа водозаборных сооружений, ухудшается фильтрация воды. Малые размеры клеток водорослей (4-7 мкм) делают неэффективным применение микропроцеживания. Водоросли образуют на поверхности фильтров слизистую, не проницаемую для воды пленку, поэтому необходима частая промывка фильтров. Запахи и привкусы, появляющиеся у воды в период цветения, при применении обычной технологической схемы очистки питьевой воды не устраняются.
Профилактика цветения заключается в предупреждении загрязнения водоема биологически разлагаемыми органическими веществами, биогенными элементами. Биологические методы борьбы с цветением заключаются в создании искусственных поверхностей обрастания в зоне поступления воды в водохранилище для интенсификации процессов биологического самоочищения. Практикуется также создание условий для развития высшей водной растительности, являющейся потребителем биогенных веществ.
Физические методы борьбы с цветением заключаются в искусственном замутнении воды глиной, аэрации, применении всасывающих устройств для удаления водорослей. Для выделения водорослей в системах технического водоснабжения, в небольших водоемах и резервуарах возможно применение коагуляции сульфатом алюминия. Химические методы борьбы с цветением заключаются в обработке водоемов пестицидами, сульфатом меди. Токсичность этих соединений для других водных организмов ограничивает использование их в широких масштабах. Перспективным методом борьбы с цветением водоемов является биологический, основанный на использовании микроорганизмов - антагонистов водорослей. Выделено 25 антагонистов синезеленых водорослей. В днепровских водохранилищах выделены микроорганизмы (альгофаги), лизирующие синезеленые водоросли в течение 2-6 сут. Определенную роль играет прогнозирование времени и интенсивности цветения.
Анализ математических моделей кислородного баланса водоема
Доббинс учел и обосновал некоторые результаты, полученные ранее результаты (Томас [131], ОТСоннор [132]). Он представил свою модель в виде уравнений в частных производных второго порядка. В ранней статье [130] он ограничился анализом более простого стационарного решения модели и сопутствующих проблем, связанных с теоретическими и эмпирическими методами вывода значений различных параметров. Он также изучил некоторые существенные аспекты влияния продольного рассеивания на стационарные распределения растворенного кислорода и БПК и предложил теоретический механизм атмосферной реаэрации потока. Стационарный вариант модели Доббинса был использован Феном и др. [133] для изучения эффектов продольного рассеивания в крупномасштабной речной системе, состоящей из нескольких прямолинейных участков.
В последующей работе [134] ставилась задача численного решения дифференциального уравнения в частных производных второго порядка при помощи конечно-разностных схем для более общего случая динамических условий в реке. Параметр DB модифицируется, в результате чего получается система S k C.-xJ-kjX.-D B-R + P; S2=k2x2-k3x2+LA, (3 Аа), (3.4.6) где D B - скорость снижения концентрации растворенного кислорода за счет разложения придонных отложений[(мг/л)сут_1], R - скорость снижения концентрации растворенного кислорода за счет дыхания растений [(мг/л)сут-1], Р - скорость поступления растворенного кислорода за счет фотосинтеза растении [(мг/л)сут-1].
Считается, что основным недостатком модели Дриснека - Доббинса (ЗАа), (3.4.6) является предположение о стационарности, т. е. независимости от времени расхода потока. Это предположение вносит ограничения в модель [51, 135]. Моделирование временных изменений (динамики) течения реки имеет большое значение для любой модели качества воды, поскольку оно определяет как время пребывания, так и рассеивающие свойства участка реки. Эта проблема рассматривалась в работах [132,136].
Далее Доббинс и почти в то же самое время Кемп [137] выдвинули ряд альтернативных предложений для исправления модели Стритера - Фелпса. Кемп рассматривал только стационарные условия в реке, а предложенные им соотношения можно представить в следующем виде S k C.-x -Mj+P ; S2=-k2x2-k3x2+p, (3.5.а),(3.5.6) где Р - скорость производства растворенного кислорода за счет фотосинтеза водорослями [(мг/л)сут-1], р - скорость поступления БПК в проточную систему за счет вымывания из придонных иловых отложений [(мг/л)сут-1]. Модели Доббинса - Кемпа нашли многочисленные приложения в дальнейших исследованиях [138]. Хансен и Франкел [138] предложили дальнейшую модификацию, при которой взаимодействие растворенного кислорода и органических соединений БПК описывается в следующей форме S, =k,(c,-Xl)-(k21+k22)x2-D B + Pmcos(fflt-(p); (З.б.а) S2 =-(k21+k22)X2-k3X2+P- (3.6.6)
Суточные колебания растворенного кислорода в этой модели описываются членом Pmcos(oot- p), где Рт - амплитуда суточных колебаний скорости поступления растворенного кислорода за счет фотосинтеза и дыхания биоты потока [(мгл/л) сут" ], со - период колебаний (2я радиан/сут), ф - сдвиг по фазе (радиан). Хансен и Франкел считают, что необходимо различать «валовую» скорость окисления органических веществ БПК, измеренную в реке, т. е. k2 = к2, +к22, и скорость, полученную при лабораторном анализе образца речной воды, т. е. к21. Величина к22 в этом случае описывает роль прикрепленной водной растительности и иловых отложений в превращении потребляющего кислород органического вещества в устойчивые конечные продукты. Данная модификация поднимается вопрос о способах экспериментального определения параметров модели. Отмечается, что модель Хансена - Франкела примечательна еще по одной причине. В виде, записанном в соотношении (3.6), параметр р неадекватно отражает реальные процессы. Более корректно использовать p(x(t,z)), так как этот параметр является функцией других фазовых переменных (х3,х4,...), т. е. концентрации БПК в иловых отложениях.
Таким образом, в рассмотренных моделях определение состояния х охватывало только концентрации растворенного кислорода и органических веществ в форме БПК. В модели Хансена - Франкела размерность состояния х, а следовательно, и всей системы, увеличена, для того, чтобы ввести добавочные переменные, необходимые для описания более сложных взаимодействия растворенного кислорода и органических соединений, определяемых БПК. Например, помимо химического состава иловых отложений в качестве других фазовых переменных можно рассмотреть концентрации живых и отмерших водорослей или концентрацию азотсодержащих соединений. Этот подход был развит в работах ОТСоннора и соавторов [139,140]. Модель ОТСоннора имеет следующий вид S, = k,(c, -Xl)-k2cx2c -k2nx2n -D B -R + P; (3.7.a) S2 = -k2cx2c — k2nx2n, (3.7.6) где фазовая переменная x2, представляющая концентрацию БПК, подразделена на две переменных: х2с - концентрация углеродного БПК (I стадия БПК), (мг/л), х2п - концентрация азотного БПК (II стадия БПК) (мг/л), новые введенные параметры определяются следующим образом: к2с - константа скорости распада углеродного БПК (1/сут), k2n - константа скорости распада азотного БПК (1/сут).
В отличие от модели Доббинса, описывамой соотношениями (3.4), члены R и Р соотношений (3.7) характеризуют соответственно процессы дыхания и фотосинтеза водорослей. О Коннор и Ди Торо [140] представили член Р так же, как в модели Хансена -Франкела, но в более общей гармонической форме с использованием разложения в ряд Фурье.
Развитие подхода ОТСоннора заключалось в том, что соотношения (3.7) вводили в модель, задаваемую дифференциальными уравнениями в частных производных первого порядка. Считается, что это правомерно, если допустимо предположение об отсутствии перемешивания жидкости. Преимуществом динамического варианта модели считается то, что ее можно свести к обыкновенным дифференциальным уравнениям, которые можно решить методом характеристик [141], а также то, что не требуется предположения о неизменности во времени расхода потока [142 - 144]. Подход Доббинса и Кемпа был использован Гудманом и Такером [145] в качестве периодического стационарного решения для имитации при помощи динамической модели, а Ли и Хуаном [146] - для стационарной оценки параметров. Этот же подход применили Кендрик и др. [147] для синтеза и оценки схемы оптимального управления растворенным кислородом в потоке.
Анализ уравнений микробиологической кинетики в элементах агрегированных схем водообмена
Модель Доббинса формулируется в виде системы дифференциальных уравнений - - = k1(Cs-x0)-k2x1+JA; - = -k2Xl-k3Xl+JB, (3.18.а,б) ut at где JA - производство и убыль кислорода за счет биологического разложения иловых придонных отложений, фотосинтеза и дыхания водорослей и водных растений; J „ - производство в водоеме и поступление в водоем извне (например, с поверхностным стоком) органических соединений; к3 - константа скорости удаления БПК за счет осаждения и адсорбции на минеральных частицах; остальные величины имеют тот же смысл, что и в системе уравнений (3.8) модели Стритера-Фелпса.
Основное отличие модели Доббинса от модели Стритера-Фелпса заключается во введении в оба уравнения системы (3.18) потоковых членов JA и JB, которые могут интерпретироваться как потоки данного вещества в водоем. Такого типа потоки характерны для органических веществ, например, в форме некоторого сосредоточенного источника (выпуск коммунально-бытовых сточных вод, впадение притока, который «собрал» смыв с полей и т.п.) или в форме распределенного источника (попадание органических веществ в водоем непосредственно с берегов с паводком, дождями и т.п.). Удаление части БПК в донные отложения также является распределенным стоком компонента системы.
Для кислорода член уравнения (3.18.а) JA может быть связан с потоком, например, в форме непрерывного стока, т.е. удаления из воды в зону донных отложений, где кисло 109 род потребляется аэробными гетеротрофными микроорганизмами активного ила для дыхания при потреблении детрита (отмерших водных организмов) в качестве субстрата. Кроме того, JA может рассматриваться как производство кислорода при фотосинтезе. В данном случае производство кислорода есть «объемная» биохимическая реакция, имеющая свою микробиологическую (квазихимическую) кинетику.
ВЛИЯНИЕ КОНСТАНТЫ СКОРОСТИ РЕАЭРАЦИИ. Введение в модель Доббин-са потоковых членов JA (по кислороду) и JB (по БПК) приводит к тому, что стационарное состояние системы «кислород - БПК», достигаемое через некоторое время, отличается от стационарного состояния системы Стритера-Фелпса. Если в модели Стритера-Фелпса безразмерная концентрация кислорода в стационарном состоянии равна 1 (концентрация насыщения воды кислородом), а концентрация органических веществ (БПК) - нуля, то в модели Доббинса в стационарном состоянии концентрация кислорода не равна 1, а БПК -нулю (рис. 3.8).
Кривые, представленные на рис. 3.8.а, являются качественно подобными кривым для модели Смтритера-Фелпса. Однако минимум, фиксируемый на кривых концентрации растворенного кислорода, проявляется не так резко (рис. 3.8.а) или совсем не проявляется (рис. 3.8.Г, рис. 3.8.Д), Для иллюстрации качественного поведения модели Доббинса для кривых, представленных на рис. 3.8, принято jA = 0,5 и jB = 1,0, т.е. поступление кисло рода в воду происходит не только за счет реаэрации, но и за счет производства кислорода в водоеме - за счет фотосинтеза. В то же время для этих кривых принято, что в водоеме идет биохимический синтез органических веществ (БПК) или эти вещества поступают в водоем извне (JB 0), на окисление которых также требуется кислород. Это приводит к тому, что концентрация кислорода не может достичь концентрации насыщения, а БПК -нуля.
Уменьшение константы реаэрации к, приводит к тому, что поступление кислорода в воду уменьшается (рис. 3.8). При меньшем значении к, стационарная концентрация кислорода ниже, но в то же время, стационарное состояние по БПК не зависит от kj: кривые снижения БПК полностью идентичны и в переходном процессе - процессе выхода БПК на стационарное значаение. Это свидетельствует о том, что модель Доббинса, как и модель Стритера-Фелпса, не связывает значение БПК с концентрацией кислорода, тогда как концентрация кислорода связана с БПК. В этом отношении модель Доббинса имеет те же недостатки, что и модель Стритера-Фелпса. влияние изменения константы скорости биохимического окисления органических веществ. Уменьшение константы к2 влияет на ход кривых концентрации растворенного кислорода и органических веществ. Уменьшение к 2 от 1 до 0,6 (рис. 3.9.а - рис. 3.9.в) приводит к тому, что концентрация кислорода и БПК меняются незначительно. Это означает, что при поступлении в воду этих веществ биохимическое окисление в силу своей малой скорости не может дать снижение их концентрации. Более того, дальнейшее уменьшение константы к2 приводит к тому, что безразмерная концентрация кислорода становится больше 1, то же происходит и с БПК (рис.3.9.г, рис. 3.9.д).
В экологическом аспекте это означает, что высокая концентрация кислорода не может обеспечить удаление из воды органических веществ, если нет микроорганизмов, которые выполняют функцию «катализаторов» этого биохимического процесса. В этом случае в водоеме происходит накопление органических веществ, которые могут отводиться в основном в иловые отложения.
Уменьшение константы к3 (от 0,5 до 0,1 для к 3) приводит к тому (рис. 3.10), что концентрация растворенного кислорода в стационарном состоянии становится ниже, а БПК - выше. Так как удаление органических веществ в процессе, например, осаждения дает меньший вклад, то это приводит к тому, что кислорода на окисление органических веществ требуется больше, а это дает снижение его концентрации.
