Tìm hiểu về Mô hình qual2k

nhanh (cs và cf), tồn tại một liên quan không phức tạp giữa các giá trị mô hình và phép đo chất lượng nước. Tiếp theo là những đặc điểm chung. Chúng tôi cùng thảo luận vấn đề liên quan đến nhiều vấn đề khó của phép đo CBOD. Non-CBOD Variables and Data Tiếp theo là phép đo cần so sánh giá trị non – BOD với hiệu suất của mô hình. TEMP = temperature (oC) TKN = total kjeldahl nitrogen (mgN/L) or TN = total nitrogen (mgN/L) NH4 = ammonium nitrogen (mgN/L) NO2 = nitrite nitrogen (mgN/L) NO3 = nitrate nitrogen (mgN/L) CHLA = chlorophyll a (mgA/L) TP = total phosphorus (mgP/L) SRP = soluble reactive phosphorus (mgP/L) TSS = total suspended solids (mgD/L) VSS = volatile suspended solids (mgD/L) TOC = total organic carbon (mgC/L) DOC = dissolved organic carbon (mgC/L) DO = dissolved oxygen (mgO2/L) PH = pH ALK = alkalinity (mgCaCO3/L) COND = specific conductance (mmhos) Giá trị của phép đo có thể liên hệ với phép đo như sau. s = COND mi = TSS – VSS or TSS – rdc (TOC – DOC) o = DO no = TKN – NH4 – rna CHLA or no = TN – NO2 – NO3 – NH4 – rna CHLA na = NH4 nn = NO2 + NO3 po = TP – SRP – rpa CHLA pi = SRP ap = CHLA mo = VSS – rda CHLA or rdc (TOC – DOC) – rda CHLA pH = PH Alk = ALK cacbon BOD Giải thích phép đo trong nước thiên nhiên rất phức tạp bởi ba nhân tố. Lọc chống lại không lọc. Nếu mẫu không được lọc. Giá trị Bod phản ánh sự oxy hóa của cả sự phân hủy vad các hạt cacbon hữu cơ. Từ Q2K phân biệt giữa sự phân hủy (cs và cf) và hạt (m0 và a0) hữu cơ, chỉ một phép đo không lọc không cung cấp cơ bản và chính xác phân biệt các dạng riêng lẻ. Thêm vào đó một thành phần của BOD, phytoplankton (a0) có thể thêm sự phát sinh Oxy qua sự quang hợp. Nitrogenous BOD. Tiếp theo với sự oxy hóa của cacbon hữu cơ (CBOD). Sự nitart hóa hầu như sẽ góp phần làm mất oxy (NBOD), như vậy nếu mẫu bao gồm biến đổi nito, sự nitrat hóa là không ngăn chặn được, phép đo bao gồm cả hai loại BOD. Thời gian Incubation, trong thời gian ngắn, thường là 5 ngày, BOD là loại điển hình. Bởi vìQ2K sử dụng CBOD cuối cùng, trong 5 ngày BOD chuyển thành BOD cuối cùng, cao nhất trong một độ nhạy nhất định. Chúng tôi dề nghì theo như cách đo CBOD trong một loại tính toán trên nhân tố và kết quả được đo là thích hợp với Qual2k. Cách lọc: Mẫu phải được lọc trước khi làm để phân hủy riêng từ cacbon hữu cơ. Sự ngăn chặn khi lọc. Lọc có thể ngăn chặn bởi nó có thể ngăn chặn các chất hóa học như TCMP (2-chloro-6-(trichloro methyl) pyridine. Phép đo đúng sẽ phản ánh BOD. Trong trường hợp ngăn chặn không được. Giá trị phép đo có thể đúng cho nitơ bởi hiệu của lượng oxy tương đương sẽ làm giảm nito (= ron ´ TKN) trong mẫu. Tuy nhiên như với tất cả sự điều chỉnh cơ bản khác nhau, sự hiệu chỉnh phải đưa ra các lỗi chính xác. Incubation time. Mô hình CBOD tối đa là cơ bản, như vậy thì hai sự gần đúng có thể làm được. (1) sử dụng thời gian đủ dài như vậy giá trị cuối cùng có thể đo được, hoặc (2) sử dụng phép đo trong 5 ngày và ngoại suy kết quả cuối cùng. Phương pháp cuối cùng thường tính toán với công thức: [75]. Trong đó CBODFNU The nomenclature FNU stands for Filtration, Nitrification inhibition and Ultimate là CBOD phân hủy đến cùng [mgO2/L], CBODFN5 là CBOD phân hủy trong 5 ngày, [mgO2/L] và k1 là hệ số phân hủy trong chai, [/d]. Ngoài ra cần chú ý xem xét sự tiêu hủy thời gian, lợi ích từ việc sử dụng phép đo 5 ngày với ngoại suy, đúng hơn là biểu diễn thời gian dài hơn nữa CBOD. Mặc dù phép ngoại suy đưa vào vài lỗi, giá trị trong 5 ngày có thể có lợi nó yêu cầu giảm đến mức tối thiểu tác động của sự nitrat hóa, ngang bằng khi ngăn chặn có thể bắt đầu sử dụng trên cấu trúc thời gian dài. Nếu tất cả sự chuẩn bị trên có thể thi hành kết quả sẽ phù hợp với biến số mô hình bởi: cf + cs = CBODFNU . CBOD nhanh chống lại với CBOD chậm. Câu hỏi cuối cùng liên quan đến sự phân biệt giữa CBOD chậm và CBOD nhanh. Mặc dù chúng tôi tin tưởng ở đó sự hiện hành không đơn lẻ, đơn lẻ, khả thi và tiết kiệm trả lời cho vấn đề. Chúng tôi nghĩ rằng nên lựa chọn theo 2 cách tốt nhất sau đây: Lựa chọn 1: Miêu tả tất cả sự phân hủy, cacbon hữu cơ có thể oxy hóa với một lưu vực đơn lẻ ( CBOD nhanh). Mô hình bao gồm các thông số CBOD chậm. Nếu không có CBOD chậm đầu vào được nhập vào thì kết quả rất thiếu chính xác từ mô hình. Trong trường hợp đó. cf = CBODFNU cs = 0 Lựa chọn 2: Sử dụng CBOD cuối cùng, phép đo các phần tử nhỏ, nhanh và tính toán CBOD chậm bởi sự khác nhau với một phép đo DOC. Trong trường hợp này: cf = CBODFNU cs = rocDOC – CBODFNU lựa chọn thứ hai làm việc rất thích hợp với hệ thống trong đó hai loại dễ thấy của CBOD được hiện diện. Ví dụ nước thải sông nhánh và cacbon bản địa từ chuỗi thức ăn dưới nước phải xem xét CBOD nhanh. Trái lại, nước thải công nghiệp như thực phầm và nhà máy giấy phát thải hoặc DOC từ lưu vực sông cần phải được xem xét lại trong các phần BOD chậm, trong trường hợp này sự thủy phân bao gồm cả nhanh và chậm được xét bằng không, chắc chắn hai dạng độc lập. Trong cả hai sự lựa chọn CBODFNU có thể mỗi phép đo được sử dụng trực tiếp theo thời gian hoặc tính toán bởi phép ngoại suy với công thức 7.5. Trong cả hai hoàn cảnh thời gian từ một vài tuần đến một tháng ( ví dụ từ 20 – 30 ngày CBOD) là một thời kỳ ổn định để oxy hóa nhanh chóng cacbon hữu cơ. Chúng tôi có cơ sở để tỷ số chai lọ chất thải chuyển hóa từ cacbon hữu cơ từ 0.05 đến 0.3/d. Trên hình 19 đề ra tỷ lệ phải oxy hóa nhanh chóng CBOD sử dụng từ 20 đến 30 ngày. Figure 19 Progression of CBOD test for various levels of the bottle decomposition rate. Thêm vào đó, chúng tôi tin tưởng rằng xem xét CBOD trong thời gian dài kiểm tả ở 300C đúng hơn là thường ở nhiệt độ 200C. Lựa chọn ở 200C bắt đầu từ nhiệt độ trung bình hằng ngày của thiết bị xử lý nước và nước thải trong nhiệt độ đới mùa hè là xấp xỉ 200C. Nếu phép đo CBOD có dụng ý được sử dụng để điều chỉnh để đánh giá thiết bị xử lý tạo ra các hướng tiêu chuẩn hóa kiểm tra trong một nhiệt độ đặc biệt. Và với mục đích như vậy, 200C là nhiệt độ thích hợp được chọn. Tuy nhiên, với mục đích là phép đo một CBOD cuối cùng, mọi quá trình nhanh chóng không làm hại đến tính đúng đắn của phép đo dường như rất có ích. Vi khuẩn hoại sinh sẽ phân hủy cacbon hữu cơ không sống trong nước thiên nhiên và nước cống phát triển nhất ở nhiệt độ từ 200C – 400C. Như vậy, nhiệt độ 300C là không đủ cao tập hợp vi khuẩn thay thế cho nhiệt độ của cơ thể không đúng kiểu của nước thiên nhiên và nước cống. Lợi ích của việc tốc độ oxy hóa cao kết quả phân tích ngắn hơn thời gian của phép đo CBOD. Q10 @ 2 là một giá trị xấp xỉ cho phân hủy vi khuẩn, BOD trong 20 ngày ở 300C tương đương với BOD trong 30 ngày ở 200C. Phản ứng cơ bản. Mối liên hệ toán học miêu tả các phản ứng cơ bản và sự tập trung của mô hình có thể thay đổi (bảng 5) có mặt trong đoạn tiếp theo. Bảo toàn vật chất Định nghĩa bởi, bảo toàn vật chất lệ thuộc vào phản ứng Ss = 0 [76]. sự quang hợp (a0) Hấp thụ ánh sáng làm tăng quá trình quang hợp. Chúng qua đường hô hấp, chết, seetling [77]. 5.5.2.1 sự quang hợp Thực vật quang hợp tính toán như sau: [78]. Trong đó mp là tỷ lệ quang hợp thực vật [/d] là một công thức của nhiệt độ, dinh dưỡng và ánh sáng. [79]. Trong đó kgp(T) là tốc độ quang hợp lớn nhất ở nhiệt độ T[/d], fNp nhân tố làm loãng dinh dưỡng ở thực vật [không thứ nguyên giữa 0 và 1], và fLp hệ số làm loãng ánh sang [không thứ nguyên giữa 0 và 1]. Giới hạn dinh dưỡng Công thức Michaelis-Menten được sử dụng để miêu tả giới hạn sự phát triển đối với nitơ hữu cơ, photpho, cacbon hữu cơ, giá trị nhỏ nhất dùng để tính toán nhân tố làm loãng dinh dưỡng. [80]. Trong đó ksNp hằng số bán bão hòa nitơ [mgN/L] ksPp là hằng số bán bão hòa photpho, [mgP/L], ksCp hằng số bán bão hòa cacbon hữu cơ, [mole/L], [H2CO3*] nồng độ carbon dioxide hòa tan [mole/L], [HCO3-] nồng độ bicarbonate [mole/L]. Giới hạn ánh sáng. Giả sử ánh sáng mỏng xuyên qua dòng nước chảy theo quy luật Beer-Lambert. [81]. Trong đó PAR(z) bức xạ ánh sáng có thể ở độ sâu z dưới bề mặt nước [ly/d] ly/d = langley per day. A langley is equal to a calorie per square centimeter. Note that a ly/d is related to the mE/m2/d by the following approximation: 1 mE/m2/s @ 0.45 Langley/day (LIC-OR, Lincoln, NE). , và ke là hệ số tiêu hủy ánh sang [m-1]. PAR trong nước là một phần cố định của bức xạ mặt trời (Szeicz 1984, Baker and Frouin 1987): PAR(0) = 0.47 I(0) Hệ số phân hủy liên qua đến biến số mô hình: [82]. Trong đó keb hệ số nền tính toán phân hủy trong nước và màu [/m], ai, ao, ap, and apn, là hệ số bất biết bởi tác động của chất rắn vô cơ lơ lửng, [L/mgD/m], tính chất của vật chất hữu cơ [L/mgD/m], và chất diệp lục tương ứng [L/mgA/m and (L/mgA)2/3/m]. Đề xuất giá trị cho hệ số xem trong bảng 6. Table 6 Suggested values for light extinction coefficients Symbol Value Reference ai 0.052 Di Toro (1978) ao 0.174 Di Toro (1978) ap 0.0088 Riley (1956) apn 0.054 Riley (1956) Mô hình sử dụng tính chất tác động của ánh sáng trên sự quang hợp. Figure 20 The three models used for phytoplankton and bottom algae photosynthetic light dependence. The plot shows growth attenuation versus PAR intensity [ly/d]. Bán bão hòa (Michaelis-Menten) mô hình ánh sáng (Baly 1935): [83]. Trong đó FLp sự quang hợp làm loãng ánh sáng và KLp thông số ánh sáng quang hợp trong trường hợp mô hình bán bão hòa, thông số ánh sáng là hệ số bán bão hòa [ly/d]. Công thức có thể kết hợp với quy luật Beer-Lambert và tích phân trên toàn bộ độ sâu nước H [m], hệ số làm loãng ánh sáng: [84]. Công thức smith’s (1936). [85]. Trong đó KLp thông số quang hợp quang hợp smith’s [ly/d]; PAR chiếm 70,7% giá trị lớn nhất. Công thức có thể kết hợp với quy luật Beer-Lambert và tích phân trên toàn bộ độ sâu của nước: [86]. Công thức Steele’s (1962). [87]. Trong đó KLp Sự phát triển của thực vật là tốt nhất [ly/d]. Công thức có thể với quy luật lambert – beer và tích phân trên toàn bộ chiều sâu của nước: [88]. Sự thiệt hại Sự hô hấp: sự hô hấp của thực vật tiêu biểu cho tốc độ phản ứng bậc 1 làm nồng độ Oxy giảm xuống thấp: [89]. Trong đó krp(T) là hệ số hô hấp của thực vật phụ thuộc vào nhiệt độ/tốc độ thải ra [/d] và Foxp hệ số làm loãng oxy[không thứ nguyên] hệ số này cho bởi công thức 119 đến 121 với nhu cầu ôxy được miêu tả bởi thông số Ksop. Sự chết: thực vật chất được miêu tả bởi phản ứng bậc 1: [90]. Trong đó kdp(T) tốc độ chết của thực vật phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. Sự lắng xuống: sự lắng xuống của thực vật miêu tả bởi công thức: [91]. Trong đó va là vận tốc lắng [m/d]. Tảo đáy (ab). Sự gia tăng của tảo. Chúng mất qua đường hô hấp và chết: [92]. 5.5.3.1 Thực vật. Hai đặc trưng có thể sử dụng cho mô hình tảo đáy. Đầu tiên cơ bản là nhiệt độ chính xác bằng không tốc độ làm loãng bởi giới hạn dinh dưỡng và ánh sáng. (McIntyre 1973, Rutherford et al. 1999), [93]. Trong đó Cgb(T) tốc độ lớn nhất phụ thuộc vào nhiệt độ [mgA/(m2 d)], fNb nhân tố dinh dưỡng của tảo [không thứ nguyên giữa 0 và 1] và fLb hệ số làm loãng ánh sáng của tảo [không thứ nguyên giữa 0 và 1]. Thứ hai là sử dụng mô hình bậc 1, [94]. Trong trường hợp này, Cgb(T) tốc độ phản ứng bậc 1 lớn nhất phụ thuộc vào nhiệt độ [1/d], và fSb nhân tố giới hạn làm loãng tảo. Ảnh hưởng của nhiệt độ. Tốc độ phản ứng bậc 1, một mô hình Arrhenius được dùng cho việc xác định số lượng ảnh hưởng của nhiệt độ đến thức vật, [95]. Giới hạn dinh dưỡng. Ảnh hưởng của giới hạn dinh dưỡng đến thực vật đáy là một mô hình trong một cách khác hơn là thực vật. Hơn nữa phụ thuộc vào nồng độ dinh dưỡng bên ngoài, tỷ lệ này phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng trong tế bào sử dụng một công thức cơ bản bởi Droop (1974), [96]. Trong đó qN và qp phần tế bào của nito, [mgN mgA-1] và [mgP mgA-1], tương ứng qON và qOP phần nhỏ nhất tế bào của nito, [mgN mgA-1], và photpho [mgP mgA-1], tương ứng , ksCb hằng số bán bão hòa của cacbon vô cơ đối với tảo đáy [mole/L]. Phần tế bào nhỏ nhất là mức dinh dưỡng nội bào khi sự phát triển bị ngừng lại. Phần nhỏ tế bào đặc trưng cho tỷ lệ dinh dưỡng nội bào tới sinh khối thực vật đáy. (97) (98) Trong đó INb là nồng độ nito trong tế bào [mgN/m2], và IPb là nồng độ photpho trong tế bào [mgP/m2]. Giới hạn ánh sáng. Trái ngược với phytoplankton, giới hạn ánh sáng trong một thời gian xác định bởi số lượng PAR ở dưới đáy của cột nước. Số lượng được tính toản bởi quy luật Beer-Lambert, đánh giá tại đáy của sông, [99]. Như đối với phytoplankton, ba mô hình (Eqs. 83, 85 and 87), được sử dụng để miêu tả đặc điểm tác động của tảo dưới đáy. Thay thế công thức 99 trong mô hình sản xuất theo công thức hệ số làm loãng ánh sáng của tảo dưới đáy. Mô hình ánh sáng bán bão hòa (baly 1935): [100]. Công thức smith’s (1936). [101]. Công thức steele’s (1962) [102]. Trong đó KLb hệ số ánh sáng tảo đáy cho mỗi mô hình ánh sáng. Giới hạn khoảng. Nếu một mô hình phát triển bậc 1 được sử dụng, giới hạn phải bao gồm một giới hạn khoảng đối với tảo đáy. Một mô hình hậu cần được sử dụng với mục đích như sau: Trong đó ab,max là dung tích mang [mgA/m2]. sự mất Sự hô hấp: sự hô hấp của tảo dưới đáy được miêu tả bởi tốc độ phản ứng bậc 1 làm nồng độ Oxy thấp. [103]. Trong đó krb(T) hằng số tốc độ hô hấp của tảo phụ thuộc vào nhiệt độ, [/d] và Foxb là hệ số làm loãng ôxy [không thứ nguyên] mô hình làm loãng bởi công thức 119 đến 121 với ôxy phụ thuộc vào thông số Ksob. Sự chết Tảo đáy bị chết miêu tả bởi tốc độ phản ứng bậc 1. [104]. Trong đó kdb(T) hệ số tốc độ chết của tảo phụ thuộc vào nhiệt độ. 5.5.4 Nitơ trong tảo (INb). Sự thay đổi nitơ trong tế bào tảo được tính toán từ [105]. Trong đó BotAlgUpN tốc độ bay hơi của nito bởi tảo đáy, (mgN/m2/d), BotAlgDeath lượng tảo đáy bị chết (mgA/m2/d), và BotAlgExN sự bài tiết nito của tảo, (mgN/m2/d), chúng được tính toán như sau: [106]. Trong đó keb(T) tốc độ bài tiết của tảo phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. Tốc độ bay hơi N phụ thuộc vào cả dinh dưỡng bên trong và bên ngoài như sau (Rhee 1973), [107]. Trong đó rmN tốc độ bay hơi lớn nhất của nito, [mgN/mgA/d], ksNb hằng số bán bão hòa đối với nito bên ngoài [mgN/L], và KqN hằng số bán bão hòa đối với ito bên trong [mgN mgA-1]. 5.5.5 Photpho trong tảo (IPb) Sự thay đổi P trong tế bào tảo được tính toán từ: [108]. Trong đó BotAlgUpP tốc độ bay hơi của P bởi tảo (mgP/m2/d), BotAlgDeath lượng tảo chết (mgA/m2/d), và BotAlgExP tốc độ bài tiết P trong tảo (mgP/m2/d), chúng được tính toán như sau: [109]. Trong đó keb(T) tốc độ bài tiết của tảo phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. Tốc độ bay hơi P phụ thuộc và cả dinh dưỡng bên trong và bên ngoài như (Rhee 1973), [110]. Trong đó rmP tốc độ bay hơi lớn nhất của P, [mgP/mgA/d], ksPb hằng số bán bão hòa đối với P bên ngoài, [mgP/L] và KqP hằng số bán bão hòa đối với P bên trong tế bào [mgP mgA-1].. 5.5.6 Vật vụn (m0). Vật vụn hoặc những vật chất hữu cơ (POM) tăng lên bởi thực vật chết nó qua đường hô hấp và phát tán. [111] Trong đó [112]. Trong đó kdt(T) tốc độ hòa tan vật vụn phụ thuộc vào nhiệt độ [/d] và [113]. Trong đó vdt vận tốc lắng của vật vụn [m/d]. 5.5.7 Phản ứng chậm CBOD (Cs). Phản ứng chậm CBOD tăng lên bởi vì sự hòa tan vật vụn. Nó theo đường thủy phân và oxy hóa. [114]. Trong đó Ff là phần nhỏ vụn vặt hòa tan đến phản ứng CBOD nhanh [ không thứ nguyên] và [115] Trong đó khc(T) tốc độ thủy phân CBOD chậm phụ thuộc vào nhiệt độ [/d] và [116]. Trong đó kdcs(T) tốc độ oxy hóa CBOD chậm [/d] và Foxc hệ số làm loãng bởi oxy thấp [không thứ nguyên]. 5.5.8 CBOD phản ứng nhanh. CBOD phản ứng nhanh thu được qua đường hòa tan của các vật vụn và sự thủy phân của CBOD phản ứng chậm. Nó mất qua đường ôxy hóa. [117]. Trong đó [118]. Trong đó kdc(T) tốc độ oxy hóa CBOD nhanh phụ thuộc vào nhiệt độ [/d] và Foxc hệ số làm loãng do oxy thấp [không thứ nguyện], thông số rondn tốc độ oxy tương đương để phản ứng nitrat hóa loại nito. Ba công thức được được đưa ra để miêu tả hệ số làm loãng oxy. Bán bão hòa [119]. Trong đó Ksocf hằng số bán bão hòa tác động cỏa ôxy làm CBOD oxy hóa nhanh [mgO2/L]. Số mũ [120]. Trong đó Ksocf hệ số mũ đối với tác động của oxy cho CBOD ôxy hóa nhanh [L/mgO2]. Bán bão hòa bậc 2 [121] Trong đó Ksocf hằng số bán bão hòa bậc hai của oxy để oxy hóa CBOD nhanh [mgO22/L2]. 5.5.9 Nito hữu cơ (n0). Nito hữu cơ tăng thêm do thực vật chết. Nó bị phân hủy qua đường thủy phân và lắng đọng. [122]. Tốc độ thủy phân nito hữu cơ được tính toán như sau. [123]. Trong đó khn(T) là hằng số tốc độ thủy phân nito hữu cơ phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. [124]. Trong đó von là vận tốc lắng nito hữu cơ [m/d]. 5.5.10 Amonia nitrogen (na). Ammonia nitrogen được tăng thêm do phản ứng thủy phân, sự hô hấp ở thực vật / sự bài tiết và bài tiết thực vật đáy. Nó phân hủy qua đường nitrat hóa và sự quang hợp thực vật. [125]. Tốc độ nitrat hóa Amonia được tính toán như sau: [126]. Trong đó kn(T) tốc độ nitrat hóa Amonia nitrogen phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. Foxna = hệ số làm loãng do nồng độ oxy thấp [không thứ nguyên]. Hệ số làm loãng oxy được tính toán từ công thức 119 đến 121 với nhu cầu oxy cho bởi hệ số Ksona. Hệ số Pap và Pab thích hợp với ammonia như nguồn nito đối với thực vật và tảo đáy, được miêu tả bởi. [127]. [128]. Trong đó khnxp hệ số ưu tiên cảu thực vật đối với amoni [mgN/m3] và khnxb hệ số ưu tiên của tảo đáy đối với ammonium [mgN/m3]. 5.5.11 Unionized Amonia Mô hình mô phỏng tổng ammonia. Trong nước, tổng ammonia bao gồm hai dạng: Ammonium ion, NH4+ và ammoniac NH3. Thường pH (6 đến 8) , nhiều tổng nito tồn tại ở dạng ion. Tuy nhiên ở pH cao dạng ammoniac chiếm ưu thế. Số lượng ammoniac được tính toán như sau: [129]. Trong đó nau nồng độ NH3 [mgN/L], và Fu phân số tổng ammoniac phân tử được biểu diễn như sau: [130]. Trong đó Ka = hệ số cân bằng đối với phản ứng phân ly ammonia, chúng liên quan đến nhiệt độ bởi: [131]. Trong đó Ta nhiệt độ tuyệt đối [K], và pKa = -log10(Ka). Chú ý phân số tổng ammonia với dạng ion Fi = 1 – Fu. [132]. 5.5.12 Nitrate Nitrogen (nn). Nitrate Nitrogen được tăng thêm do sự nitrat hóa của ammonia. Nó bị mất qua đường phân hủy và quang hợp của thực vật. [133]. Tốc độ phân hủy tính toán như sau: [134]. kdn(T) tốc độ phân hủy phụ thuộc nhiệt độ của Nitrat Nitrgen [/d], Foxdn = hệ số ảnh hưởng của oxy ở nồng độ thấp [không thứ nguyên], như mô hình 119 đến 121 với phụ thuộc vào thông số Ksodn. 5.5.13 Photpho hữu cơ (p0). Photpho hữu cơ tăng thêm do thực vật chết. Nó bị mất qua đường thủy phân và phân hủy. [135]. Trong đó tỷ lệ thủy phân photpho hữu cơ được tính toán như sau: [136]. Trong đó khp(T) hằng số tốc độ phân hủy photpho hữu cơ phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. Sự lắng đọng photpho hữu cơ được xác định như sau: [137]. Trong đó vop = vận tốc lắng P hữu cơ [m/d]. 5.5.14 Photpho vô cơ (pi). Photpho vô cơ được tạo ra do thủy phân photpho hữu cơ, sự hô hấp thực vật / sự bài tiết của thực vật. Nó bị mất qua đường quang hợp thực vật. Thêm vào đó sự lắng đọng bị mất qua đường bao gồm các trường hợp với photpho vô cơ bị mất do lắng đọng qua đường như ion oxyhydroxides. [138]. Trong đó [139]. Trong đó vip = vận tốc lắng photpho vô cơ [m/d]. 5.5.15 Chất rắn vô cơ lơ lửng (mi). Chất rắn vô cơ lơ lửng mất qua đường lắng đọng, Smi = – InorgSettl Trong đó [140]. Trong đó vi = vận tốc lắng chất rắn vô cơ lơ lửng [m/d]. 5.5.16 Oxygen hòa tan (O). Oxy hào tan tạo ra do sự quang hợp thực vật. Nó mất qua đường oxy hóa CBOD nhanh, sự nitrat hóa và sự hô hấp. [141]. Trong đó [142]. Trong đó ka(T) = hệ số phản ứng oxy phụ thuộc vào nhiệt độ [/d], os(T, elev) = nồng độ bão hòa của oxy [mgO2/L] ở nhiệt độ T và độ cao so với mực nước biển, elev. 5.5.16.1 Oxy bão hòa Theo công thức được sử dụng để miêu tả sự phụ thuộc oxy bão hòa vào nhiệt độ. 143]. Trong đó os(T, 0) = nồng độ bão hòa của oxy bão hòa trong nước tinh khiết ở 1 atm, [mgO2/L] và Ta nhiệt độ tuyệt đối [K] trong đó Ta = T +273.15. Kết quả độ cao được tính toán bởi. [144]. 5.5.16.2 Công thức phản ứng Hệ số phản ứng có thể được miêu tả trên Reach Worksheet. Nếu phản ứng không được yêu cầu, nó được tính toán như một công thức thủy lực của các dòng sông và vận tốc gió. [145]. Trong đó kah(20) = hằng số tốc độ phản ứng ở 200C, tính toán cơ bản trên tính chất thủy lực của dòng sông [d-1]. KL(20) = hệ số vận chuyển khối cơ bản trên vận tốc gió [m/d], và H là chiều sâu trung bình [m]. Công thức thủy lực cơ bản. O’Connor-Dobbins (O’Connor and Dobbins 1958): [146]. Trong đó U là vận tốc trung bình của nước [m/s], và H là độ sâu trung bình của nước [m]. Churchill (Churchill et al. 1962): (147) Owens-Gibbs (Owens et al. 1964): (148) Tsivoglou-Neal (Tsivoglou and Neal 1976): Dòng chảy thấp, Q = 0.0283 to 0.4247 cms (1 to 15 cfs): [149] Dòng chảy cao, Q = 0.4247 to 84.938 cms (15 to 3000 cfs): [150] Trong đó S độ sâu của kênh dẫn [m/m]. Thackston-Dawson (Thackston and Dawson 2001): (151) Trong đó U* vận tốc cắt [m/s], và F số Froude [không thứ nguyên]. Vận tốc cắt và số Froude được xác định từ [152]. Và [153]. Trong đó g là gia tốc trọng trường [m/s2], Rh bán kính thủy lực [m], S độ dốc của kênh và Hd độ sâu thủy lực [m], độ sâu thủy lực được xác định như sau: [154]. Trong đó Bt độ rộng bên trên của kênh, [m]. USGS (Pool-riffle) (Melching and Flores 1999): Dòng chảy thấp, Q < 0.556 cms (< 19.64 cfs): [155]. Dòng chay cao Q > 0.556 cms (> 19.64 cfs): [156]. Trong đó Q là lưu lượng chảy [cms]. USGS (Channel-control) (Melching and Flores 1999): Dòng chảy thấp Q < 0.556 cms (< 19.64 cfs): [157]. Dòng chảy cao, Q > 0.556 cms (> 19.64 cfs): [158]. Internal (Covar 1976): Reaeration có thể hầu như bên trong tính toán cơ bản theo sơ đồ mẫu với một đồ thị được trình bày bởi cover (1976), (tranh 21). Nếu H< 0,61 m, sử dụng công thức Owens-Gibbs. Nếu H>0.61m, và H > 3.45U2.5, sử dụng công thức O’Connor-Dobbins. Trường hợp khác sử dụng công thức Churchill. Chúng được lựa chọn trên Rates Worksheet. Chú ý nếu không có lựa chọn nào được chỉ rõ thì lựa chọn bên trong sẽ là mặc định. Figure 21 Reaeration rate (/d) versus depth and velocity (Covar 1976). Công thức gió cơ bản Có ba lựa chọn có thể kết hợp tác động của gì đến tốc độ phản ứng (1) là nó có thể bỏ sót, (2) công thức Banks-Herrera , (3) công thức Wanninkhof. Banks-Herrera formula (Banks 1975, Banks and Herrera 1977): [159]. Trong đó Uw,10 = tốc độ gió đo ở độ cao 10 m, trên mặt nước [m/s]. Wanninkhof formula (Wanninkhof 1991): [160]. Chú ý mô hình sử dụng công thức 48, phải nhập đúng vận tốc gió trên Meteorology Worksheet (cao 7 mét trên bề mặt) so với độ cao 10m. 5.5.16.3 Tác động của cấu trúc điều chỉnh : Oxy. Oxygen vận chuyển trong các dòng sông bị ảnh hưởng bởi sự có mặt các cấu trúc điều khiển như đập nước, đập ngăn nước, và thác nước ( ảnh 22). Butts and Evans (1983) có xem xét đến các thông số vận chuyển và có đề xuất công thức như sau: [161]. Trong đó rd là tỷ thiếu hụt giữa trên và dưới đập, Hd sự chênh lệch độ cao trong nước, [m] tính bởi công thức 7, T là nhiệt độ của nước (0C) và ad và bd là các hệ số đúng với chất lượng nước và loại đập. Giá trị ad và bd được tóm tắt trong bảng 7. Nếu không các giá trị được chỉ rõ, Q2K sử dụng giá trị mặc định đối với hệ số này là ad = 1.25 và bd = 1.9. Figure 22 Water flowing over a river control structure. Table 7 Coefficient values used to predict the effect of dams on stream reaeration. (a) Water-quality coefficient Polluted state ad Gross 0.65 Moderate 1.0 Slight 1.6 Clean 1.8 (b) Dam-type coefficient Dam type bd Flat broad-crested regular step 0.70 Flat broad-crested irregular step 0.80 Flat broad-crested vertical face 0.60 Flat broad-crested straight-slope face 0.75 Flat broad-crested curved face 0.45 Round broad-crested curved face 0.75 Sharp-crested straight-slope face 1.00 Sharp-crested vertical face 0.80 Sluice gates 0.05 Cân bằng khối oxygen đối với phần tử bên dưới cấu trúc được viết như sau: [162]. Trong đó o’i-1 = nồng độ oxy được nhập vào phần tử, [mgO2/L], trong đó [163]. 5.5.17 Pathogen (X) Pathogen là vấn đề về sự chết và sự lắng đọng. [164]. 5.5.17.1 sự chết Pathogen chết là do chết tự nhiên là sự thiếu ánh sáng (chapra 1997). Sự chết của pathogen là do sự vắng mặt của ánh sáng là mô hình bậc 1 phụ thuộc vào nhiệt độ sự thối rữa và tỷ lệ chết do do ánh sáng cơ bản theo quy luật Beer-Lambert, [165]. Trong đó kdX(T) = tốc độ chết của pathogen phụ thuộc vào nhiệt độ [/d], apath = một hệ số ánh sáng không [thứ nguyên] . 5.5.17.2 Sự lắng đọng Sự lắng đọng pathogen được xác định như sau: [166]. Trong đó vX = vận tốc lắng của pathogen [m/d]. 5.5.18 pH. Cân bằng tiếp theo là cân bằng khối và cân bằng điện định nghĩa cho nước tinh khiết cho bởi cacon vô cơ (Stumm and Morgan 1996), (167) (168) (169) (170) (171) Trong đó K1, K2 và Kw là hằng số axit , alk kiềm [eq L-1], H2CO3* = tổng của carbon dioxide hòa tan, HCO3- = bicarbonate ion, CO32- = carbonate ion, H+= hydronium ion, OH- = hydroxyl ion, cT tổng cacbon vô cơ [mole L-1]. Nồng độ phân tử gam. Chú ý là alk có đơn vị là eq/L trong các tính toán. Đối với bên trong và bên ngoài dùng đơn vị mgCaCO3/L. Hai đơn vị liên quan đến nhau bởi : [172]. Hằng số cân bằng được hiệu chỉnh đối với nhiệt độ bởi: Harned and Hamer (1933): [173]. Plummer and Busenberg (1982): [174]. Plummer and Busenberg (1982): [175]. Hệ thống gồm 5 cân bằng đồng thời có thể giải phương trình 5 ẩn số ([H2CO3*], [HCO3-], [CO32-], [OH-], and {H+}. Một kết quả của phương pháp dung dịch hòa tan có thể thu được từ việc kết hợp các công thức 167, 168 và 170. định nghĩa số lượng. (176) (177) (178) Trong đó a0, a1, and a2 = là các tỷ số tổng cacbon vô cơ trong cacbon đioxit, bicacbonat, và cacbonat, công thức 169, 171, 177, 178 có thể kết hợp [179]. pH có thể xác định qua nồng độ [H+]. [180]. Trong đó pH tính toán với [181]. Công thức 180 xác định một số cách. Người sử dụng có thể chọn phương pháp Newton-Raphson hoặc phương pháp bisection (Chapra and Canale 2006) trên QUAL2K sheet. Phương pháp Newton – Raphson nhanh và mặc định. Tuy nhiên nó có thể thỉnh thoảng được thay thế. Trong một số trường hợp khác phương pháp bisection được lựa chọn. 5.5.19 Tổng cacbon vô cơ. Tổng cacbon vô cơ được tạo ra do oxy hóa nhanh cacbon và hô hấp ở thực vật. Nó bị mất qua đường quang hợp thực vật. Nó phụ thuộc vào một trong hai yếu tố là nước dưới bão hòa hoặc cao hơn bão hòa với CO2 nó đạt tới trạng thái hoặc mất qua đường theo đường phản ứng. [182] Trong đó [183]. Trong đó kac(T) = là hệ số tốc độ phản ứng oxy hóa cacbon phụ thuộc vào nhiệt độ [/d]. [CO2]s = nồng độ bão hòa của CO2 [mole/L]. Hệ số stoichiometric được tính toán như sau. [184]. [185]. 5.5.19.1 cacbon dioxit bão hòa CO2 bão hòa được tính theo quy luật Henry’s. [186]. Trong đó KH là hằng số hen’ry [mole (L atm)-1] và pCO2 = áp suất riêng phần của cacbon dioxit trong khí quyển [atm]. Chú ý áp suất riêng phần được nhập trên Rates Worksheet đơn vị là ppm. Bên trong chương trình chuyển ppm sang atm sử dụng chuyển đổi 10-6 atm/ppm. Giá trị của KH có thể tính toán như một công thức của nhiệt độ bởi ( Edmon và Gieskes 1970). [187]. Áp suất riêng phần của CO2 trong không khí được tăng thêm, rộng do sự đốt cháy nhiên liệu hóa thạch ( tranh 23). Giá trị năm 2007 xấp xỉ 10-3.416 atm (= 383.7 ppm). Figure 23 Concentration of carbon dioxide in the atmosphere as recorded at Mauna Loa Observatory, Hawaii. Dr. Pieter Tans, NOAA/ESRL (www.esrl.noaa.gov/gmd/cgg/trends 5.5.19.2 Sự vận chuyển CO2. Hệ số phản ứng CO2 có thể tính từ tốc độ phản ứng oxy bởi [188]. 5.5.19.3 Tác động của cấu trúc điều khiển : CO2. Như trong trường hợp đối với oxy hòa tan, sự vận chuyển cacbon dioxit trong các dòng sông có thể bị ảnh hưởng bởi cấu trúc điều khiển. Q2K cho rằng cacbon dioxit tương tự như oxy hòa tan. Vì vậy mà cân bằng khối đối với phần tử trực tiếp xuôi dòng của cấu trúc được viết như sau. [189]. Trong đó c'T,i-1 = nồng độ cacbon vô cơ được nhập vào của phần tử [mgO2/L], trong đó [190]. Trong đó rd được tính toán từ công thức 161. 5.5.20 Kềm (Alk). Như tóm tắt trong mô hình hiện nay tính toán sự thay đổi trong kiềm do một vài kỹ thuật. Table 8 Processes that effect alkalinity. Process Utilize Create Alkalinity change Nitrif NH4 NO3 Decrease Denitr NO3 Increase OPHydr SRP Decrease ONHydr NH4 Increase PhytoPhoto NH4 Decrease NO3 Increase SRP Increase PhytoResp NH4 Increase SRP Decrease BotAlgUpN NH4 Decrease NO3 Increase BotAlgUpP SRP Increase BotAlgExcrN NH4 Increase BotAlgExcrP SRP Decrease 5.5.20.1 Sự nitrat hóa Theo công thức 60, sự nitrat hóa sử dụng amoni và tạo ra nitrat. Do đó, bởi một ion dương được giữ ở trên và một ion âm được tạo ra, tính kiềm giảm đi bởi hai đương lượng. Sự thay đổi tính kiềm có thể liên quan đến tốc độ nitrat hóa bởi [191]. 5.5.20.2 Sự phản nitrat hóa Theo công thức 61, sự phản nitrat hóa sử dụng nitrat và tạo ra khí nito. Do đó, bởi một ion dương cần giữ và một hỗn hợp trung tính được tạo ra tính kiềm được tăng thêm bởi một đương lượng. Sự thay đổi tính kiềm có thể liên quan đến tốc độ phản nitrat hóa bởi [192]. Trong đó r’s tỷ lệ chuyển quá trình trong tương ứng với số lượng của kiềm hệ số stoichiometric được xác định từ công thức 58 đến 61. 5.5.20.3 Sự thủy phân P hữu cơ Kết quả của việc thủy phân P hữu cơ sẽ tạo ra sản phẩm P vô cơ. Phụ thuộc vào pH và phophat, giá trị pH có 2 khoảng, một là ( pH = 2 – 7 ) và hai là ( pH = 7 – 12 ) thay đổi ngược lại. Do đó, bởi một ion âm được tạo ra, tính kiềm suy giảm bởi một hoặc hai đương lượng, riêng biệt. Sự thay đổi tính kiềm có thể liên quan đến tốc độ thủy phân P bởi [193]. Trong đó [194] [195] [196] Trong đó Kp1 = 10–2.15, Kp2 = 10–7.2, and Kp3 = 10–12.35. 5.5.20.4 Thủy phân N hữu cơ Sự thủy phân N hữu cơ kết quả sẽ tạo ra ammonia. Phụ thuộc vào pH , ammonia tạo ra tồn tại ở dạng ion amoni với một sự thay đổi dương ( pH9). Do đó khi ion dương được tạo ra tính kiềm được tăng lên bởi một đương lượng. Sự thay đổi tính kiềm có thể liên quan đến tốc độ thủy phân N như sau: [197] 5.5.20.5 Sự quang hợp của thực vật Sự quang hợp thực vật cần có nitrogen, cả nitrate hoặc ammonia và P như photpho vô cơ. Nếu ammonia là nguồn nitrogen cơ bản dẫn đến sự giảm sút trong kiềm bởi sự thông hơi của sự thay đổi tuyệt đối của ion ammonium là rất lớn hơn là sự thay đổi của các ion P. Nếu nitrate là nguồn nitrogen cơ bản dẫn đến sự gia tăng tính kiềm bởi vì cả nitrat và phtphat đều thay đổi ngược lại. Theo tiêu điểm liên quan đến sự thay đổi trong tính kiềm đến sự quang hợp thực vật phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng như sự hình thành loài bởi pH. [198]. 5.5.20.6 Sự hô hấp của thực vật Sự hô hấp của thực vật giải phóng ammonia và P vô cơ. Bởi vì sự giải phóng của sự thay đổi ion ammonium rất rõ ràng lớn hơn sự thay đổi ngược lại của ion P dẫn đến sự tăng tính kiềm theo sự miêu tả sự gia tăng trong tính kiềm sự hô hấp thực vật bao gồm ảnh hưởng của pH trên loài dinh dưỡng. [199]. 5.5.20.7 Nguồn dinh dưỡng tảo đáy Tảo đáy cần nitrogen như ammonia hoặc nitrat và P như P vô cơ. Theo miêu tả liên quan đến tính kiềm đến tảo đáy phụ thuộc vào nguồn dinh dưỡng như các loài ảnh hưởng bởi pH. [200]. 5.5.20.8 Sự bài tiết dinh dưỡng tảo đáy Tảo đáy tạo ra ammonia và P vô cơ. Theo miêu tả liên quan đến sự thay đổi trong tính kiềm bao gồm ảnh hưởng của pH đến nguồn dinh dưỡng riêng biệt, [201]. 5.6 Mô hình dòng chay dinh dưỡng/ SOD Dòng chảy dinh dưỡng trầm tích và nhu cầu oxygen ( SOD) cơ bản trên một mô hình được trình bày bởi Di Toro (Di Toro et al. 1991, Di Toro and Fitzpatrick. 1993, Di Toro 2001). Phiên bản này hầu như có rất nhiều lợi ích từ James Martin’s (Mississippi State University, personal communication) cố gắng kết hợp mạng mô hình của EPA’s. Sơ đồ của mô hình được miêu tả hình 24 như đã thấy cho phép oxy và dinh dưỡng dòng trầm tích tính toán cơ bản trên dòng xuống vật chất hữu cơ từ nước ở trạng thái quá mức. Trầm tích được chia thành hai lớp : một lớp mỏng (@ 1 mm) lớp bề mặt hiếu khí nằm dưới một lớp mỏng hơn ( khoảng 10cm) thấp hơn lớp kỵ khí. Cacbon hữu cơ, nitrogen và photpho giải phóng từ lớp trầm tích kỵ khí theo đường lắng đọng của các phần tử vật chất hữu cơ. Ở đó chúng sẽ vận chuyển bởi phản ứng kháng hóa phân hủy khí metan, ammonium và P vô vơ. Các phần tử sẽ được vận chuyển tới lớp hiếu khí tại đó một vài khí metan và ammonium bị oxy hóa, dòng oxy từ nước sẽ oxy hóa các trầm tích yêu cầu có oxy. Các phần trên đã cung cấp chi tiết có bao nhiêu mô hình tính toán SOD theo dòng nước – trầm tích của cacbon, nitrogen, photpho tạo ra trong quá trình. Figure 24 Schematic of SOD-nutrient flux model of the sediments. 5.6.1 Diagenesis Như tóm tắt trong hình 25 bước đầu tiên trong tính toán bao gồm việc xác định có bao nhiêu dòng chảy xuôi dòng của phần tử vật chất hữu cơ (POM) chuyển đổi ở dạng hòa tan trong trầm tích kỵ khí. Quá trình sẽ dẫn đến diagenesis. Đầu tiên tổng của các dòng xuôi dòng được tính toán như tổng các dòng chảy của thực vật và lắng đọng vật vụn từ cột nước. [208] Trong đó JPOM = dòng chay xuôi dòng của POM [gD m-2 d-1], rda = tỷ lệ của khối lượng khô so với chất diệp lục a [gD/mgA], va = vận tốc lắng của thực vật [m/d], ap = khối lượng vật vụn Figure 25 Representation of how settling particulate organic particles (phytoplankton and detritus) are transformed into fluxes of dissolved carbon (JC) , nitrogen (JN) and phosphorus (JP) in the anaerobic sediments. Tỷ lệ Stoichiometric được sử dụng để phân chia POM của nitrogen, photpho, carbon. Chú ý phải thích hợp chúng tôi cho thấy các phần carbon hữu cơ (POC) như lượng oxy sử dụng hệ số stoichiometric roc. Mỗi dòng dinh dưỡng bị bẻ vỡ trong ba phản ứng : nhanh, phản ứng chậm, và không phản ứng. Dòng chảy được nhập vào trong cân bằng khối tính toán mỗi phần trong lớp kỵ khí. Ví dụ với, POC không bền, một cân bằng khối lượng được viết như sau [209]. Trong đó H2 bề dày của lớp kỵ khí [m], POC2,G1 = nồng độ của phần không bền POC trong lớp kỵ khí [gO2/m3], JPOC,G1 = dòng POC không bền phân phối đến lớp kỵ khí [gO2/m2/d], kPOC,G1 = tyr lệ kháng hóa của lớp POC không bền POC [d-1], qPOC,G1 = nhân tố hiệu chỉnh nhiệt độ đối với POC không bền kháng hóa [không thứ nguyên] w2 = vận tốc lắng [m/d] ở trạng thái ổn định công thức 197 có thể giải như sau: [210]. Dòng chảy của carbon phân hủy bay hơi JC,G1 [gO2/m2/d], có thể tính toán như sau [211]. Trong một kiểu tương tự, một cân bằng khối có thể được viết và được làm sáng tỏ đối với phản ứng chậm phân hủy cacbon hữu cơ. Kết quả cho công thức 119, tổng các dòng cacbon phân hủy tạo ra trong lớp trấm tích kỵ khí. [212]. Công thức tương tự được dùng để tính toán dòng diagenesis của nitrogen JN [gN/m2/d], và photpho JP [gP/m2/d]. 5.6.2 Amonium Cơ bản trên cách miêu tả ở hình 24, cân bằng khối có thể viết đối với tổng ammonium trong lớp hiếu khí và lớp kỵ khí. [213]. [214]. Trong đó H1 là chiều dày của lớp hiếu khí [m]. NH4,1 and NH4,2 = là nồng độ của tổng ammonium trong lớp hiếu khí và lớp kỵ khí đơn vị [gN/m3], na = nồng độ của ammonium trong lớp nước quá mức [mgN/m3], kNH4,1 = vận tốc phản ứng nitrat hóa trong lớp trầm tích hiếu khí [m/d], qNH4 = hệ số nhiệt độ đối với nitrat hóa [không thứ nguyên], KNH4 = hằng số bán bão hòa đối với ammonium [gN/m3], o = nồng độ oxy hòa tan trong nước quá bão hòa, [gO2/m3], and KNH4,O2 = hằng số bãn bão hòa oxygen [mgO2/L], and JN = dòng diagenesis của ammonium [gN/m2/d]. Phần nhỏ của ammonium được phân hủy (fdai) và dạng (fpai) được tính toán như sau: [215]. [216]. Trong đó mi là khối lượng của chất rắn trong lớp thứ i, [gD/m3], pai = hệ số ngăn ngừa đối với ammonium lớp thứ i, [m3/gD]. Hệ số chuyển khối đối với các hạt trộn lẫn do các lớp w12 [m/d], được tính toán như sau [217]. Trong đó Dp = hệ số khuếch tán bioturbation [m2/d], qDp = hệ số nhiệt độ [không thứ nguyên], POCR = nồng độ G1 đối với bioturbation [gC/m3] và KM,Dp = hằng số bán bão hòa đối với bioturbation [gO2/m3]. Hệ số chuyển khối đối với sự khuếch tán vào nước đối với các lớp KL12 [m/d], được tính toán như sau: [218]. Trong đó Dd hệ số khuếch tán vào nước [m2/d], qDd = hệ số nhiệt độ [không thứ nguyên]. Hệ số chuyển khối giữa nước và lớp trầm tích hiếu khí s [m/d], được tính toán như sau. [219]. Trong đó SOD nhu cầu oxy trầm tích [gO2/m2/d]. Ở trạng thái ổn định, hai phương trình 201 và 202 đồng thời là hai phương trình phi tuyến. Phương trình có thể tuyến tính theo số hạng NH4,1 đối với quá trình nitrat là một hằng số. Đồng thời các phương trình tuyến tính có thể được giải đối với NH4,1 and NH4,2 . Dòng chảy của ammonium trong nước quá bão hòa có thể được tính toán như sau: [220]. 5.6.3 Nitrate Cân bằng khối đối với nitrate đối với có thể viết đối với lớp hiếu khí và lớp kỵ khí. [221]. [222]. Trong đó NO3,1 and NO3,2 = nồng độ của nitrate trong lớp hiếu khí và trong lớp kỵ khí đơn vị [gN/m3], nn = nồng độ của nitrate trong nước quá bão hòa [mgN/m3], kNO3,1 and kNO3,2 = vận tốc phản ứng đối với quá trình phản nitrat trong trầm tích hiếu khí và kỵ khí, thứ nguyên [m/d], qNO3 = hệ số nhiệt độ đối với quá trình phản nitrat [không thứ nguyên]. Trong một vài kiểu khác nhau như đối với phương trình 201, 202 , 209, 210 có thể là tuyến tính và giiar ra được đối với NO3,1 and NO3,2. Dòng nitrate trong nước quá bão hòa có thể được tính toán như sau. [223]. Quá trình phản nitrat yêu cầu phải có một nguồn carbon được mô tả theo phương trình hóa học [224]. Carbon yêu cầu ( tỷ số giữa lượng oxygen tương đương đối với nitrogen ) có thể được tính toán như sau: [225]. Do đó lượng oxy tiêu thụ trong suốt quá trình phản nitrat hóa là JO2,dn [gO2/m2/d], có thể được tính toán như sau: [226]. 5.6.4 Methane Sự phân hủy carbon sẽ chuyển thành Methane trong lớp trầm tích kỵ khí. Bởi vì Methane không hòa tan được, nó có thể vuơtj quá trạng thái bão hòa và khí Methane được tạo ra, như một kết quả, hơn là viết một cân bằng khối trong lớp kỵ khí, một phép phân tích mô hình bởi Di Toro (1990) dung để xác định dòng chảy ổn định của Methane phân hủy đối với khí bị mất qua lớp trầm tích hiếu khí. Đầu tiên sự tiêu hủy dòng cacbon đối với oxy đương lượng trong suốt quá trình phản nitrat [227]. Trong đó JCH4,T = dòng cacbon bị tiêu hủy trong quá trình phản nitrat [gO2/m2/d]. Trong các từ khác, đó là tổng Methane kỵ khí tạo ra dòng trong oxy đương lượng. Nếu JCH4,T đủ rộng (³ 2KL12Cs), khí Methane sẽ được hình thành. Trong các trường hợp khác, dòng chảy có thể xác định đối với lượng khí mất. [228]. Trong đó JCH4,d = dòng tiêu hủy Methane nó sẽ tạo ra trong trầm tích kỵ khí và giải phóng đến lớp trầm tích hiếu khí [gO2/m2/d], Cs = nồng độ bão hòa của Methane trong oxy đương lượng [mgO2/L]. If JCH4,T < 2KL12Cs, và không có khí sinh ra và [229]. Nồng độ bão hòa Methane có thể được tính toán như sau: [230]. Trong đó H là độ sâu của nước [m], T là nhiệt độ của nước [0C]. Một cân bằng khối Methane có thể viết đối với lớp hiếu khí như sau: [231]. Trong đó CH4,1 = nồng độ Methane trong lớp hiếu khí [gO2/m3], cf = CBOD nhanh trong nước quá bão hòa [gO2/m3], kCH4,1 = vận tốc phản ứng oxy hóa Methane trong trầm tích hiếu khí [m/d], and qCH4 = hệ số điều chỉnh nhiệt độ [không thứ nguyên]. Ở trạng thái ổn định cân bằng có thể giải đối với [232]. Dòng Methane trong nước quá bão hòa JCH4 [gO2/m2/d], có thể xác định như sau: [233] 5.6.5 SOD SOD [gO2/m2/d] bằng tổng oxy tiêu thụ trong phản ứng oxy hóa Methane và nitrat hóa, [234]. Trong đó CSOD = lượng oxy nhu cầu tạo ra bởi quá trình oxy hóa [gO2/m2/d] và NSOD = lượng oxy nhu cầu tạo ra bởi quá trình nitrat [gO2/m2/d]. chúng được tính toán như sau: [235]. [236]. Trong đó ron = tỷ lệ oxy tiêu thụ và nitrogen tiêu thụ trong suốt quá trình nitrat [= 4.57 gO2/gN]. 5.6.6 Photpho vô cơ Cân bằng khối có thể viết đối với tổng P vô cơ trong lớp hiếu khí và lớp kỵ khí như sau: [237]. [238]. Trong đó PO4,1 and PO4,2 = nồng độ của tổng P vô cơ trong lớp hiếu khí và trong lớp kỵ khí, thứ nguyên [gP/m3], pi = P vô cơ trong nước quá bão hòa [mgP/m3], and JP = dòng chảy của carbon [gP/m2/d]. Phân số dạng phân hủy và dạng hòa tan (fdpi) , (fppi) có thể được tính toán như sau [239] [240] Trong đó ppi = hệ số phân chia đối với P vô cơ ở lớp thứ i, [m3/gD]. Hệ số phân chia trong lớp kỵ khí được đặt bằng một giá trị đầu vào. Đối với lớp hiếu khí, nếu nồng độ oxygen quá bão hòa quá nồng độ tới hạn ocrit [gO2/m3], thì hệ số phân chia được tăng thêm miêu tả P trên ion oxyhydroxides [241]. Trong đó DpPO4,1 hệ số phân chia gia tăng lớp hiếu khí lien quan đến hệ số kỵ khí. Nếu nồng độ oxygen xuống dưới ocrit thì hệ số phân chia sẽ giảm, giá trị oxygen bằng không ở lớp kỵ khí ở các đoạn sông. [242]. Phương trình 225 và 226 có thể giải đối với PO4,1 and PO4,2 . dòng P ở lớp nước quá bão hòa có thể tính toán như sau: [243]. 5.6.7 Phương pháp Scheme Mặc dù đã nói ở phần trước, một dãy các công thức có thể giải, sự tính toán đơn lẻ sẽ không cho kết quả đúng bởi vì sự phụ thuộc lẫn nhau giữa các phương trình. Ví dụ, như sự chuyển khối bề mặt phụ thuộc vào SOD. Bởi vì SOD phụ thuộc vào nồng độ ammonium và Methane bản than chúng sẽ được tính toán theo cân bằng khối phụ thuộc vào s. Do đó, phương pháp lặp sẽ được sử dụng. Thủ tục được sử dụng trong QUAL2K là: Xác định các dòng JC, JN and JP. Bắt đầu đánh giá với SOD, [244]. Trong đó ron’ = tốc độ oxygen và nitrogen tiêu thụ đối với tổng sự chuyển đổi của khí ammonium và Methane qua đường nitrat hóa /phản nitrat hóa [= 1.714 gO2/gN]. Sự tính toán tốc độ đối với cacbon sử dụng cho quá trình phản nitrat hóa Tính toán s sử dụng [245]. 4. Giải ra đối với ammonium, nitrate and methane. Và tính toán CSOD and NSOD. 5. Xem xét đánh giá SOD sử dụng theo khối lượng trung bình. [246]. 6.Kiểm tra sự hội tụ bởi sự tính toán xấp xỉ lien quan đến sai số. [247]. 7.Nếu ea là lớn hơn tiêu chuẩn es đặt SODinit = SOD và quay trở lại bước 2. Nếu độ hội tụ là đầy đủ (ea £ es), tính toán nồng độ P vô cơ. 9. tính toán các dòng ammonium, nitrate, methane and phosphate. 5.6.8 Các dòng chảy phụ. Bởi vì sự có mặt của các chất lắng hữu cơ ưu tiên vào những mùa hè trạng thái ổn định các phần tử vật chất hữu cơ có thể chảy xuôi dòng không đủ để tạo ra quan sát SOD. Trong các trường hợp như vậy, một SOD phụ có thể được miêu tả như sau [248]. Trong đó SODt = tổng nhu cầu oxy ở trong trầm tích [gO2/m2/d], and SODs = lượng SOD phụ. Thêm vào đó việc miêu tả các dòng ammonia và Methane có thể sử dụng các dòng chảy phụ để tính toán. Phần 2 Tổng quan về lưu vực sông Nhuệ - Đáy 1. Giới thiệu chung Lưu vực sông chính là phần bề mặt, bao gồm cả độ dày tầng thổ nhưỡng, tập trung nước vào sông. Lưu vực sông thực ra gồm phần tập trung nước mặt và tập trung nước dưới đất. Việc xác định phần tập trung nước dưới đất là rất khó khăn, bởi vậy trong chừng mực nhất định đối với một dòng sông cụ thể, có thể xem như lưu vực tập trung nước mặt và nước dưới đất là trùng nhau và không mắc phải sai số lớn. Lưu vực sông Nhuệ - sông Đáy nằm ở hữu ngạn sông Hồng với diện tích tự nhiên 7665 km2, dân số đến năm 2000 là 8.209,2 nghìn người. Lưu vực bao gồm một phần Thủ đô Hà Nội, 1 thành phố, 47 thị xã, thị trấn, 44 quận huyện và hơn 990 xã, phường. Lưu vực có toạ độ địa lý từ 200 - 21020' vĩ độ Bắc và 1050 - 106030' kinh độ Đông, bao gồm các tỉnh sau: Hoà Bình, Hà Nội, Hà Tây, Hà Nam, Nam Định, Ninh Bình. Sông nhuệ chảy qua nhiều tỉnh với chiều dài 74 km, rộng trung bình là 30 – 40 m và các nhánh lớn khác chảy ngang qua trục chính như tô lịch, lương, đồng bồng, cầu ngà hai sông nhuệ đáy cung cấp nước tưới cho nhiều khu vực đồng bằng bắc bộ. Theo đại diện tỉnh Nam Định, cả mùa hè và mùa đông nước sông Đáy đều bị ô nhiễm hữu cơ và vi sinh, đã xuất hiện dư lượng thuốc bảo vệ thực vật và dầu mỡ. Sông Đáy nguyên là một phân lưu lớn của sông Hồng, có chiều dài khoảng 247 km, bắt đầu từ cửa Hát Môn cho đến cửa Đáy trước khi đổ ra biển Đông. Do ảnh hưởng của đập Đáy nên đoạn thượng nguồn (từ sau đập Đáy đến Ba Thá dài 71 km) của sông Đáy gần như là một sông chết. Lượng nước chủ yếu cung cấp cho sông Đáy lấy từ các sông nhánh đổ vào, trong đó quan trọng nhất là sông Tích, sông Bôi, sông Đào và sông Nhuệ. 2.Các số liệu cần thiết để phục vụ cho việc mô phỏng Để có thể mô phỏng mô hình chất lượng nước sông cũng như đưa các biện pháp quản lý môi trường hữu hiệu cần phải có những số liệu, các dữ liệu cần thiết phục vụ cho việc mô phỏng. Số liệu thủy lực bao gồm số liệu địa hình và thủy văn Số liệu phát tán ô nhiễm bao gồm các thông số gây ô nhiễm cảu các nhà máy và khu dân cư. Về địa hình, thủy văn của lưu vực: Nằm trải dài theo phương vĩ tuyến từ Hà Tây đến Nam Định lại chịu ảnh hưởng hưởng của nhiều đới cấu trúc địa chất khác nhau khiến cho địa hình khu vực nghiên cứu có sự phân hóa rõ nét theo hướng Tây Đông – Bắc Nam. Xét về mặt cấu trúc ngang đi từ tây sang đông có thể chia địa hình nghiên cứu thành các vùng chính như sau: Vùng đồi núi: Địa hình núi phân bố ở phía tây và tây nam và chiếm khoảng 30% diện tích, có hướng thấp dần từ ĐB xuống TN ra biển và thấp dần từ Tây sang Đông. Phần lớn là các dãy núi thấp có độ cao trung bình 400 - 600m được cấu tạo bởi các đá trầm tích lục nguyên, cacbonat; chỉ một vài khối núi có độ cao trên 1.000m được cấu tạo bởi đá trầm tích phun trào như khối núi Ba Vì có đỉnh cao 1.296m, khối núi Viên Nam có đỉnh cao 1.031m và cấu tạo bởi đá xâm nhập granit như khối núi Đồi Thơi (Kim Bôi - Hoà Bình) có đỉnh cao 1.198m. Địa hình núi trong khu vực cũng có sự phân dị và mang những đặc trưng hình thái khác nhau. Địa hình đồi được tách ra với địa hình núi và đồng bằng bởi độ chênh cao <100m, độ phân cắt sâu từ 15 - 100m. Trong phạm vi lưu vực sông Nhuệ - sông Đáy, địa hình đồi chỉ chiếm khoảng 10% diện tích có độ cao phần lớn dưới 200m, phân bố chuyển tiếp từ vùng núi xuồng đồng bằng. Theo đặc điểm hình thái, có thể chia thành 2 khu vực: Vùng đồi phía Bắc và vùng đồi phía Nam. Vùng đồng bằng: Diện tích vùng đồng bằng chiếm khoảng 60% lãnh thổ, địa hình khá bằng phẳng độ cao < 20m thấp dần từ tây sang đông, từ tây bắc xuống đông nam. Bề mặt đồng bằng lại chia cắt bởi hệ thống sông và kênh mương chằng chịt. Hướng chảy của sông Nhuệ - Đáy luôn thay đổi: Thượng nguồn hướng Bắc-Nam; trung lưu và hạ lưu: hướng Tây Bắc-Đông Nam. Thượng lưu sông Nhuệ - Đáy uốn khúc quanh co, hẹp và dốc, nhiều thác ghềnh, nước chảy xiết là nguy cơ tạo ra các hiện tượng xói lở, lũ quét... Bên cạnh đó, vùng này còn chịu tác động mạnh do hoạt động khai khoáng gây biến đổi địa hình, tạo ra các nguồn thải gây ô nhiễm môi trường cho các vùng ở hạ lưu. Trung lưu và hạ lưu lòng sông được mở rộng, dòng sông chảy chậm hạn chế khả năng tự làm sạch của nước sông nếu tình trạng ô nhiễm nước sông không được cải thiện. Số liệu Tải lượng ô nhiễm trên sông Nhuệ - Đáy. Sông Nhuệ là con sông mẹ, tiếp nhận 500.000m3 nước thải mỗi ngày từ bốn con sông thoát nước của Hà Nội: Tô Lịch, Kim Ngưu, Lừ, Sét (qua đập Thanh Liệt, Thanh Trì, Hà Nội). Kết quả giám định của Viện Quy hoạch thủy lợi, Bộ Nông nghiệp và Phát triển nông thôn cho thấy, tại cầu Tó, nơi nhận nước thải lớn nhất tại sông Tô Lịch, hàm lượng các chất hóa học đều vượt giới hạn B (giới hạn độc hại của tiêu chuẩn 5942 - tiêu chuẩn dùng để đánh giá mức độ ô nhiễm của một nguồn nước mặt) nhiều lần. Lượng NO2 có lúc đạt 0,508 mg/lít (vượt giới hạn B 10 lần); lượng NH4+ là 2,005 mg/l (gấp đôi giới hạn B); lượng Coliform, loại vi khuẩn có trong phân từ 110.000 - đến 330.000 mpn/100 ml (vượt quá giới hạn B 33 lần). Ở sông Đáy, mức độ ô nhiễm mang tính cục bộ, trong đó nặng nề nhất là đoạn cầu Hồng Phú (Phủ Lý, Hà Nam - hợp lưu của sông Nhuệ, Đáy và sông Châu Giang). Tại đây, nước sông bị ô nhiễm hữu cơ cao. Các thông số như BOD5, COD, các hợp chất Nitơ và Coliform đều không đạt TCCP. Tình trạng này diễn ra tương tự tại đoạn hợp lưu của sông Hoàng Long đổ vào sông Đáy (cầu Gián Khẩu - Gia Viễn - Ninh Bình) và xu hướng ô nhiễm ngày một gia tăng với lượng nước thải được dự báo tăng 1,2 lần ở Hà Nội và 1,9 lần ở Hà Tây trong vòng 3 năm nữa. Bảng 1. Nồng độ Oxy hòa tan DO (mg/l) và nhu cầu ôxy sinh hoá BOD (mg/l) tại các điểm quan trắc trên sông Nhuệ tháng 11/2005 Trạm Liên Mạc Phúc La Cự Đà Đồng Quan Cống Thần Đò Kiều DO 6.3 1.64 0.99 1.77 1.4 1.26 BOD 22 82 95 85 75 80 Bảng 2. Nồng độ Oxy hòa tan DO (mg/l) và nhu cầu ôxy sinh hoá BOD (mg/l) tại các điểm quan trắc trên sông Đáy tháng 11/2005 Trạm Ba Thá Tế Tiêu Cầu Quế Hồng Phú Trung Hiếu Hạ Khánh Phú Độc Bộ Đò Mười DO 3.76 1.37 1.43 0.92 1.6 4.22 4.27 4.64 BOD 35 40 35 45 35 35 30 30 Phần 3 Kết Luận Vấn đề quản lý lưu vực sông đang là vấn đề rất phức tạp, trên đây chỉ là các thông số quan trắc thực tế đưa ra, để kiểm chứng mô hình cần có các số liệu đầy đủ mới cho thấy được sự sai lệch là không đáng kể qua đó cho các nhà quyết định, quản lý có cách giải quyết vấn đề này. Bản báo cáo này còn nhiều thiếu sót, chưa có số liệu đầy đủ và lý thuyết mô hình chưa đầy đủ, phần quá trình xử lý dữ liệu, kiểm chứng mô hình vẫn chưa nghiên cứu, hy vọng trong phần luận văn sẽ trình bày đầy đủ, xin chân thành cám ơn thầy Trịnh Thành đã giúp đỡ em rất nhiều trong quá trình hoàn thành báo cáo này. Mục Lục Phần 1 Cơ sở lý thuyết của mô hình QUAl2K1 Giới thiệu...1 Giới thiệu về Qual2E.1 Giới thiệu về Qual2K3 2. Bắt đầu chương trình..4 3.Sự chia ra từng đoạn và tính chất thủy lực của đoạn sông........9 3.1 Cân bằng dòng chảy.12 3.2 tính chất thủy lực..14 3.2.1 Đập nước14 3.2.2 Hệ số đường cong..16 3.2.3 Công thức manning17 3.2.4 Thác nước..18 3.3 Travel Time..19 3.4 Phát tán dọc trục19 4. Nhiệt độ mô hình.20 4.1 Dòng nhiệt bề mặt.21 4.1.1 Bức xạ mặt trời..22 4.1.2 Bức xạ sóng dài trong không khí...25 4.1.3 Bức xạ sóng dài trong nước26 4.1.4 Độ dẫn và sự đối lưu..26 4.1.5 Sự bốc hơi và sự cô đặc.27 4.2 Sự vận chuyển nước – trầm tích27 Phần 2 Tổng quan về lưu vực sông.28 1. Giới thiệu chung.28 2.Các số liệu cần thiết để phục vụ cho việc mô phỏng29 Phần 3 Kết luận32