202 Chơng 7. Phơng pháp luận đối với đo đạc và Quan trắc 7.1 Giới thiệu Trong môi trờng biển sự trải rộng hớng ngang của chất hoà tan có xu hớng phụ thuộc nhiều vào sự phát tán xuất hiện từ những biến đổi dòng chảy trung bình hơn là vào mức độ rối. Nh vậy những hệ số khuyếch tán hớng ngang, có thể đánh giá từ những xác định trực tiếp cờng độ rối (mục 4.3.2), ít khi thể hiện mức độ lan truyền ngang. Tuy nhiên, những đánh giá hệ số khuyếch tán thẳng đứng từ những đo đạc rối chứng tỏ là hữu ích bởi vì tham số này là một yếu tố then chốt trong việc định lợng sự phát tán do trợt thẳng đứng trong dòng chảy trung bình. Không may, rối trong các cửa sông và nớc ven bờ có xu hớng biến đổi đáng kể theo không gian và thời gian. Nh vậy, sự giải thích đối với những bản ghi rối thờng là khó, nh đã thảo luận trong mục 4.3.6, và áp dụng dữ liệu nh vậy đối với những vấn đề thực tế có xu hớng không hữu ích. Thay cho việc xác định trực tiếp là thực hiện những thực nghiệm chất chỉ thị mà cho thấy hiệu ứng toàn bộ của những nhiễu động rối hơn là đi sâu vào chi tiết. Vì việc lấy trung bình những chuyển động rối làm cho kết quả đặc biệt phù hợp với vấn đề thực tế để đánh giá sự lan rộng của chất hoà tan, chơng này tập trung vào việc sử dụng những chất chỉ thị, thải một cách có chủ ý và xảy ra một cách tự nhiên, để nghiên cứu hiện tợng phát tán. Mục đích cơ bản của những thực nghiệm chất chỉ thị là nhận đợc độ lớn của những tham số phát tán và liên hệ chúng với những đặc tính điển hình của khu vực nghiên cứu. Khía cạnh này đặc biệt quan trọng, bởi vì nếu sự phụ thuộc này đợc hiểu rõ, sẽ đánh giá đợc quá trình phát tán thay đổi dới những điều kiện khác nhau của gió, thuỷ triều và phân tầng ra sao. Nh đã thể hiện trong Chơng 5, những hệ số phát tán phụ thuộc vào sự biến đổi theo không gian của vận tốc trung bình và vào hệ số khuyếch tán đo đợc qua gradient vận tốc. Cả hai yếu tố này bị ảnh hởng bởi mức độ ổn định của cột nớc, và bởi vậy cần có những quan trắc phụ trợ về cấu trúc mật độ khi thực hiện các thực nghiệm chất chỉ thị, để bảo đảm rằng có thể xem xét thích hợp hiệu ứng phân tầng. Thỉnh thoảng, có thể nhận đợc các xác định trực tiếp sự trợt dòng chảy trung bình thỏa đáng, và do đó kiểm tra đợc tính hiệu lực của trợt vận tốc sử dụng trong những mô hình phát tán (mục 8.4.3). Trong hai mục tiếp theo xem xét phơng pháp luận thực nghiệm cho những chất chỉ thị đợc thải ra và xuất hiện tự nhiên, tơng ứng, với việc mô tả giai đoạn phân tích đầu tiên sử dụng trong mỗi ví dụ. Mục cuối cùng tóm lợc những kiểu quan trắc phụ trợ nên có đối với những nghiên cứu nh vậy và mô tả kỹ thuật đo đạc liên quan đang áp dụng hiện nay. 203 7.2 những chất chỉ thị đợc giới thiệu 7.2.1 Kỹ thuật thực nghiệm Những chất chỉ thị màu phát quang Một trong số những kỹ thuật đợc sử dụng rộng rãi nhất để định lợng những đặc trng xáo trộn trong nớc ven bờ là áp dụng chất chỉ thị màu phát quang. Những chất màu nh vậy có u điểm là chúng vô hại, tơng đối dễ kiểm soát và có thể phát hiện bằng cách sử dụng một quang kế, thậm chí khi bị pha loãng đến những nồng độ mà chúng không còn nhìn thấy. Khả năng thấy màu, ít nhất trong những giai đoạn phát tán ban đầu, là một u điểm đáng kể trong việc lấy mẫu một đốm loang hoặc vệt loang chất chỉ thị. Nếu nớc pha màu đợc nhìn thấy, thì chế độ lấy mẫu có thể điều chỉnh để cải thiện chất lợng của dữ liệu thu thập. Mặc dầu chất phát quang màu xanh lá cây thờng đợc sử dụng nhiều nhất cho công việc về chất chỉ thị trong sông, không dễ phát hiện ra nó trong một phạm vi pha loãng rộng nh chất màu đỏ rhodamine. Ví dụ, rhodamine - B có thể phát hiện ở nồng độ khoảng 3 x 10 -8 kgm - 3 và một kg có thể sử dụng để nhận biết một thể tích nớc ba mơi lần lớn hơn trọng lợng đó của chất phát quang. Hơn nữa, biển có xu hớng phát quang nền tại những bớc sóng màu xanh da trời và xanh lá cây, ít thuận lợi cho chất màu xanh lá cây so với màu đỏ; nói chung, rhodamine - B đợc thấy rõ trên mặt biển với những nồng độ lớn hơn khoảng 10 -4 kgm - 3 . Một hạn chế đặc biệt của rhodamine - B là nó có xu hớng hút bám trên bề mặt những chất rắn và bởi vậy không phải rất thích hợp đối với nghiên cứu chất chỉ thị trong những khu vực có nồng độ những chất rắn lơ lửng cao. Talbot và Henry (1968) đã thực hiện một vài đánh giá mức độ hấp thụ của rhodamine - B dới những nồng độ khác nhau của những chất rắn lơ lửng, và phát triển một công thức kinh nghiệm liên kết nồng độ rhodamine khi không có sự hấp thụ với nồng độ quan trắc ở một mức xác định của chất rắn lơ lửng. Những chất chỉ thị màu thay thế ít bị hút bám gồm có rhodamine - WT và lissamine FF, nhng chúng tơng đối đắt so với rhodamine - B ((Smart và Laidlaw, 1977). Rhodamine - WT và pontacyl lóng lánh hồng đã trở thành các chất chỉ thị màu thờng sử dụng nhất trong các hệ thống biển, nơi những tải lợng chất rắn lơ lửng cao. Trong một vài trạng thái, có thể áp dụng nhiều chất chỉ thị - điều này có u điểm là những hạn chế của một loại chất chỉ thị có thể khắc phục bởi những u thế của chất chỉ thị khác thải cùng lúc (Thomas, 1962). Những chất màu có thể ở dạng bột khô nhng chúng thờng khó bảo quản, đặc biệt trong những khu vực phơi trớc gió. Rhodamme thờng sẵn có ở dạng dung dịch trong a-xít axetic đóng băng, nhng vì dung dịch này có mật độ khoảng 1200 kgm -3 , nó rõ ràng đậm đặc hơn nớc biển và sẽ có xu hớng chìm nếu đơn giản đổ xuống biển. Để tránh tình trạng này, thực hành nói chung là điều chỉnh mật độ của chất chỉ thị bằng cách pha loãng chất màu hoà tan với một chất nổi nh Metanola có mật độ là 800 kgm -3 . Những tỉ lệ chính xác của dung dịch Metanola và màu áp dụng thờng đợc lựa chọn để mang lại mật độ kết quả gần nh mật độ của nớc biển bao quanh, nói chung lên xuống từ 1015 đến 1025 kgm -3 trong các cửa sông và nớc ven bờ. Tuy nhiên, đối với một 204 vài khảo sát đặc trng có thể nên điều chỉnh mật độ của dung dịch chất chỉ thị để nó có mật độ thấp hơn hoặc cao hơn xung quanh. Hình 7.1 Chai mariotte để đổ chất chỉ thị với một mức độ ổn định Phơng pháp thải một chất chỉ thị màu phải không ảnh hởng đến sự phát tán sau đó. Để thải màu lên trên mặt nớc biển, ví dụ, cần phải làm cho nó dễ dàng chảy ra ngoài từ một thùng lớn kiểu cổ chai đợc định vị ngay trên mặt nớc. Màu đợc rót ra nhanh chóng từ độ cao nào đó ở trên mặt nớc có xu hớng chìm xuống nớc do động lợng đi xuống của nó. Những chỉ đạo này áp dụng cho việc thải, đợc thiết kế để hình thành đốm loang chất chỉ thị phát tán. Đối với việc thải liên tục đợc thiết kế để hình thành những vệt loang, mức thể tích của chất thải thờng chậm hơn nhiều và hiệu ứng của động lợng ít khi có vấn đề. Màu có thể đợc bơm vào nớc tại một độ sâu đợc chọn hoặc có thể đa vào bằng cách sử dụng một chai mariotte (hình 7.1). Thiết bị này gồm một thùng kín hơi chứa màu, với một ống đặt thẳng đứng cho phép xâm thực của không khí. Khi dung dịch chảy ra thông qua một cái lỗ gần đáy chai, không khí đợc đẩy vào trong thông qua cái ống, nh vậy giữ cho khoảng không ở trên chất màu có áp lực không khí. Điều này cho phép nhận đợc một cột áp suất không đổi theo bất cứ độ sâu nào của dung dịch trong bình, và nh vậy lu lợng thể tích cũng không đổi. Độ lớn của dòng chảy này đợc kiểm soát bởi kích thớc của lỗ. Chai mariotte có thể đặt lên một cái phao neo hoặc trên thuyền trong khu vực nghiên cứu, với một cái ống từ miệng chai đặt đến độ sâu phun đòi hỏi, do đó phát sinh một vệt loang liên tục của chất chỉ thị trong dòng chảy. Kỹ thuật tạo ra vệt loang màu nh thế đã đợc dùng trong những hồ Lớn (Csanady, 1973), và trong vùng ven bờ và cửa sông (Bowden và Lewis, 1973; Bowden và nnk., 1974). 205 Đo đạc phát quang Nguyên lý cơ bản vận hành một quang kế là ánh sáng từ một đèn cực tím đi qua bộ lọc sơ cấp P và làm cho bất kỳ vật chất phát quang nào đang có trong một ngăn kính sẽ phát quang (hình 7.2). Tia sáng phát ra đi qua một bộ lọc thứ cấp S và kích hoạt một bộ nhân quang đến bộ chặn tia sáng. Tia sáng bị ngắt cũng đạt đến bộ nhân quang bởi một đờng dẫn tia sáng phía sau. Một đầu dò có độ nhạy về pha so sánh cờng độ của tia sáng từ ngăn dòng chảy với tia từ đờng dẫn tia sáng phía sau. Đầu ra từ đầu dò pha dẫn cam lái tia đi qua một mô tơ phụ, chuyển động của nó cân bằng với cờng độ của tia sáng nhận từ ngăn dòng chảy và đờng dẫn tia sáng phía sau. Mức độ chuyển động của cam là số đo phát quang của màu trong ngăn dòng chảy. Điện áp đầu ra từ quang kế, tỷ lệ với chuyển động này, cho phép những biến đổi phát quang sẽ đợc hiển thị trên một máy ghi biểu đồ hoặc ghi lên một bộ lu số liệu nh một bản ghi đợc số hoá. Hình 7.2 Nguyên lý vận hành của quang kế đối ngẫu Hệ thống đờng dẫn tia sáng kép này có u điểm là những biến đổi điện áp hoặc độ nhạy đầu dò là cân bằng nhau. Một vài quang kế có thể không có hệ thống này nhng những kết quả chúng tạo ra cần đợc xử lý thận trọng bởi độ nhạy của chúng đối với những dao động điện áp. Một đờng dẫn tia sáng về phía trớc đợc cung cấp bởi vì bộ nhân quang luôn luôn đòi hỏi tia sáng đi đến nào đó phải giữ cho mô tơ phụ vận hành chính xác. Khi một số lợng nhất định của chất phát quang tự nhiên tồn tại trong biển, có một điều khiển tập hợp trống trong đờng dẫn tia sáng phía sau để bù đắp đóng góp của yếu tố này cho đầu dò. Quang kế có thể có kiểu 'bench-top' và có thể thích hợp để lấy những mẫu rời rạc hoặc đọc dòng chảy liên tục bằng việc thay đổi ngăn lấy mẫu. Để nghiên cứu chất chỉ thị trong biển, thiết bị dòng chảy liên tục đợc sử dụng thờng xuyên nhất, mặc dầu một ngăn rời rạc cũng có giá trị hiệu chỉnh các mẫu. Với dòng chảy liên tục nớc lấy mẫu đợc bơm lên quang kế trong khi tàu khảo sát dịch chuyển qua một đốm loang hoặc vệt loang 206 của nớc biển có màu. Quy trình này chắc chắn có nghĩa là có sự gián đoạn giữa lấy mẫu bằng ống trong biển và xác định sự phát quang của nó. Đó có thể là một bất lợi đáng kể vì sự xáo trộn trong ống có thể làm trơn các chi tiết và tàu có thể đã dịch chuyển một khoảng cách nào đó trớc khi nhận thức rằng giới hạn của nớc màu đã đạt đến. Một quang kế kéo chìm cung cấp hầu hết số đọc tức thời của chất phát quang và là một biện pháp u tiên của việc lấy mẫu màu trong biển. Kiểu dụng cụ này thờng sử dụng một hệ thống đờng dẫn tia sáng kép và điện áp đầu ra thích ứng một cách tuyến tính với sự tăng nồng độ của hợp chất phát quang; sự thích ứng phi tuyến có thể xuất hiện tại những nồng độ màu cao do chùm tia kích hoạt bị 'dập tắt' bởi chiết xuất quang học của dung dịch. Bộ lọc quang kế đợc điều chỉnh để bảo đảm rằng độ nhạy lớn nhất của đầu dò đợc áp dụng cho chất chỉ thị màu đã chọn. Đối với rhodamine - B bộ lọc sơ cấp cần phải là 546 m cho màu xanh lá cây và bộ lọc thứ cấp cần phải là 460 m cho sự kết hợp màu xanh da trời và màu vàng. Bộ lọc thích hợp với những chất chỉ thị màu khác đợc cung cấp bởi những nhà sản xuất quang kế. Những chất chỉ thị phóng xạ Những chất chỉ thị phóng xạ, nh brôm - 82 hoặc tritium, đợc sử dụng để xác định những đặc trng phát tán theo cách tơng tự nh chất chỉ thị màu. Trong một thực nghiệm tiêu biểu, một sự thải tức thời 500 mCi của brôm - 82 có thể còn thấy trong vòng 4 giờ trong nớc ven bờ. Phân bố của đốm loang kết quả có thể quan trắc nhờ sử dụng một máy đếm nhấp nháy đợc kéo chìm, độ dò có thể xuống đến 0,1 mCil -1 (một mức đếm xấp xỉ hai lần mức nền). Cũng có một số hạn chế đối với việc sử dụng những chất chỉ thị phóng xạ trong biển, nh sau: 1. Những chất chỉ thị phóng xạ phải có một nửa cuộc sống ngắn ngủi để chúng chấp nhận đợc đối với việc thải xuống môi trờng biển; điều này hạn chế sự chọn lọc những chất có thể sử dụng. 2. Những chất chỉ thị phóng xạ không thể thấy và, trừ phi chuyển động đợc hạn chế bởi những bờ bao hoặc những đặc điểm khác, nhiều nỗ lực lấy mẫu có thể hớng tới những khu vực trong đó không có chất chỉ thị. Không phải tất cả việc thải những chất chỉ thị phóng xạ đợc lên kế hoạch nh một phần của khảo sát thực nghiệm. Ví dụ, nhà máy điện hạt nhân có thể thải ở mức độ thấp chất phóng xạ vào cửa sông hoặc vùng ven bờ. Một so sánh mức độ của Xêdi -137 trong lòng dẫn Bristol với độ mặn giả thiết rằng có thể xem xét những hệ số phát tán dọc tơng tự với những phân bố đợc quan trắc, và rằng ngập tràn Xêdi -137 từ cửa sông chủ yếu do tác động của phát tán theo trục (Uncles, 1979). Xêdi -137 đợc thải liên tục xuống biển Ai len từ nhà máy tái chế Sellafield và nó hình thành một vệt loang có thể nhận thấy ngay trên bờ biển phía tây của Scotland và đổ vào Biển Bắc (Livingston và nnk., 1982). Bằng việc lấy những tỷ lệ phóng xạ hạt nhân khác nhau, có thể biết mức độ vận chuyển nhiều hơn so với việc sử dụng một hạt nhân riêng biệt. Kỹ thuật này chỉ ra rằng phóng xạ hạt nhân đợc giữ lại trong biển Ai len vào khoảng hai năm trớc khi đợc vận chuyển 207 tơng đối nhanh đến Biển Bắc. Thời gian c ngụ của những chất chỉ thị này trong biển Bắc làm chúng thâm nhập về phía Nam nhiều hơn, các đánh giá nằm trong phạm vi từ một vài tháng đến ít hơn hai năm trớc khi chúng cuối cùng tràn vào Đại Tây Dơng bởi dòng chảy ven bờ Na Uy. Những chất chỉ thị vi khuẩn Những chất chỉ thị vi khuẩn là hữu ích để thực thi những kết quả thực nghiệm chất chỉ thị màu và để đánh giá mức độ vi khuẩn chết trong biển. Kỹ thuật bao gồm việc thu thập những mẫu riêng biệt đợc bọc trong một chất gien agar và cho phép lớn lên trong những điều kiện nhiệt độ kiểm soát đợc. Số lợng vi khuẩn lớn lên trong chất gien đợc đếm và sử dụng để đánh giá số lợng vi khuẩn trên thể tích đơn vị nớc biển lấy mẫu. Mặc dầu kỹ thuật có nhợc điểm là nó không thể sử dụng đối với dòng chảy liên tục, nhng có thể sử dụng với những mức pha loãng lớn hơn mà một màu phát quang có thể có. Escherichia coli (E.coli) là một sinh vật tự nhiên xuất hiện trong ruột ngời và đợc sử dụng nh một chỉ tiêu có mặt của chất thải. Nồng độ của E.coli trong biển đã trở thành cơ bản cho Chỉ thị nớc tắm của EC, xác định liệu nớc có thích hợp để tắm, lớt sóng và những hoạt động tơng tự hay không. Hiện tại giới hạn bắt buộc đối với E.coli trong nớc tắm là 2000 faecal trực khuẩn trên 100 ml, giới hạn chỉ tiêu đợc khuyến cáo là 100 coliforms trên 100 ml. Trong những khu vực có nguồn chất thải đáng kể, nồng độ E.coli có thể sử dụng để đánh giá mức độ phát tán. Tuy nhiên, đối với những mục đích thực nghiệm tốt nhất là áp dụng một chất chỉ thị vi khuẩn có thể đổ xuống với mức độ kiểm soát đợc trong bất kỳ khu vực đợc chọn nào. Một chất chỉ thị tiêu biểu của loại này là vi khuẩn Serratia marcesens. Loại này tơng đối dễ thu đợc và nuôi cấy, và quản lý an toàn một cách cơ bản. Serratia cũng họ hàng với E. coli và mức độ Serratia chết trong biển đợc sử dụng để suy ra mức độ chết faecal trực khuẩn. Kỹ thuật thực hiện bao gồm việc thải Serratia và phát quang màu cùng nhau, hoặc thải liên tục hoặc thải rời rạc, và đo sự thay đổi nồng độ của cả hai theo thời gian. Một khi nồng độ màu chủ yếu phụ thuộc vào sự pha loãng, trong khi nồng độ vi khuẩn phụ thuộc vào sự pha loãng và chết đi, tỷ lệ của chúng là số đo của mức độ vi khuẩn mất mát. Sự chết của vi khuẩn trong biển do tia tử ngoại và do bị đói là tin cậy về mặt nguyên lý. Lý do trớc giả thiết rằng mức độ chết ít hơn vào ban đêm và lý do sau nói lên rằng sự tồn tại phải thấp hơn trong những khu vực mà ở đó những chất dinh dỡng thấp, mà nói chung ứng với những khu vực có độ mặn cao hơn (Gameson, 1984). Thực nghiệm cho thấy với những nồng độ màu thấy trong một thực nghiệm chất chỉ thị tiêu biểu, mức độ chết của vi khuẩn đợc thải cùng lúc không bị ảnh hởng bởi sự có mặt của màu (Jensen và Kristensen, 1989). Một dạng khác của chất chỉ thị là vi khuẩn thực khuẩn. Thực khuẩn kháng cự đặc biệt với những điều kiện đặc thù trong biển và sự tồn tại kéo dài này có u điểm là có thể sử dụng thực khuẩn để xác định sự phát tán của những chất thải qua một vài chu kỳ thủy triều. Tuy nhiên, một hạn chế sử dụng của thực khuẩn ở chỗ chúng có thể sống 208 trong trầm tích và một khi đã sử dụng trong một khu vực, thì không thể sử dụng thêm nữa đối với chất chỉ thị này cho một thời gian đáng kể, ví dụ một vài năm. 7.2.2 Các ví dụ ứng dụng Quy trình khảo sát và phân tích số liệu Để minh họa cho sự phân tích và ứng dụng dữ liệu từ những thực nghiệm chất chỉ thị, mục này mô tả những quy trình tiêu biểu và soi sáng các bớc trong quy trình phân tích kết quả từ một thực nghiệm ngoài bờ biển Wales. Cách tiếp cận đơn giản đã đợc chọn một cách cân nhắc để làm rõ từng bớc, nhng ngời đọc cần ý thức rằng kỹ thuật mô hình hoá tiên tiến hơn cho sự phân tích nh vậy đang trở nên tơng đối tổng quát. Thực nghiệm chất chỉ thị đã mô tả đợc thực hiện nh một phần của nghiên cứu để xác định vị trí tối u cho một nguồn đổ dài trên biển để xả một nguồn chất thải đã xử lý từ thành phố Aberystwyth trên bờ phía Tây của Wales (hình 7.3). Mỗi thực nghiệm gồm sự rót màu nhẹ nhàng lên mặt biển từ một côngtenơ có miệng rộng, sao cho chuyển động xuống dới do tác động rót là ít nhất; toàn bộ việc thải đợc hoàn thành trong một vài giây. Một dung tích khoảng 20 lít của 40 % rhodamine - B pha loãng với Metanola đợc xả. Khảo sát thực hiện trong Tháng bảy 1976, là thời kỳ đặc biệt yên lặng chỉ với gió rất nhẹ và bất kỳ sự phát tán nào do gió là không đáng kể. Thời tiết đầy nắng sáng, tạo ra một gradient nhiệt độ thẳng đứng xấp xỉ 1 o Cm -1 , tơng đơng với gradient mật độ thẳng đứng là 0,174 t đơn vị trên mét. Tham số t là một biểu thị khác của mật độ để giảm những đơn vị đến một kích thớc quản lý đợc và lấy bằng (mật độ (kgm -3 )) 1000. Độ sâu nớc để thải khoảng 15 m. Tàu khảo sát chuyển động ra xa đốm loang sau khi thải màu, để cho việc lan truyền không bị nhiễu động khoảng 10 phút; trong thời gian đó đốm loang màu đỏ thể hiện xấp xỉ dạng hình tròn có đờng kính khoảng 20 m. Mời phút sau khi thải màu, tàu khảo sát dịch chuyển đến tâm của đốm loang và xác định những phân bố thẳng đứng của nồng độ trong suốt 20 phút sau đó bằng cách hạ thấp ống lấy nớc của một quang kế ghi liên tục trong cột nớc; một ví dụ của phân bố tiêu biểu trong thời gian này đợc cho trong hình 7.4 (a). Tàu khảo sát sau đó đi qua đốm loang, lúc đầu là thẳng góc với hớng trôi chính và sau đó dọc theo hớng đó, với đầu lấy nớc của quang kế đặt tại độ sâu cố định 1,0 m. Trong khi chuyển động qua đốm loang, vận tốc của tàu đợc giữ ở một mức ổn định và chậm để tối giản sự nhiễu động của trờng màu. Những phân bố nồng độ màu tiêu biểu ngang và dọc theo đốm loang đợc thể hiện trong những Hình 7.4 (b) và ( c). Theo thời gian, đốm loang dần dần ngừng lại và có dạng hình vòng tròn và trở thành hình êlíp hơi thô, trục chính thờng là, nhng không phải luôn luôn, thẳng hàng với hớng của dòng chảy (xem Hình 7.3). Dòng triều xáo trộn màu trong toàn bộ cột nớc trong khoảng 2,5 giờ; có thể cho rằng mức độ xáo trộn tơng đối chậm này là do sự kìm hãm bởi gradient thẳng đứng của mật độ. Những cuộc đi qua đốm loang đợc tiếp tục cho đến khi sự pha loãng làm cho màu nớc quá khó để phân biệt với màu của biển bao quanh, khoảng 3,5 đến 4 giờ sau thời gian thải. 209 Hình 7.3 Những vết các đốm loang chất chỉ thị màu đợc thải ngoài Aberystwyth khi triều lên và xuống - triều xuống thải 10,36 BST, triều lên thải 16,50 BST. Hình dạng và kích thớc xấp xỉ của những đốm loang tại những lần lấy mẫu thành công đợc chỉ ra. (Đợc sự đồng ý của Hyder plc) Dữ liệu nhận đợc từ thực nghiệm đợc sử dụng để tính toán độ dài, chiều rộng và độ sâu của đốm loang màu hình êlíp tại những thời điểm khuyếch tán khác nhau. Để xác định độ dài và chiều rộng, độ biến thiên của những phân bố hớng ngang và dọc đợc tính toán từ những phân bố nồng độ. Đối với một đốm loang hình êlíp, những biến thiên nằm ngang đợc xác định bởi các phơng trình dxdyyyxc M 1 dxdyxyxc M 1 22 y 22 x ),( ),( (7.1) trong đó M là toàn bộ khối lợng của chất chỉ thị trong lớp mặt (bề dày dz) của đốm loang và liên quan đến nồng độ mặt nớc c(x, y) bởi dxdyyxcM ),( . (7.2) 210 Hình 7.4 Những nồng độ màu tiêu biểu từ những đo đạc phát quang lấy qua một đốm loang: (a) thẳng đứng, (b) ngang và (c) dọc Tuy nhiên, thấy rằng chỉ cần lấy những phân bố hớng ngang và dọc đi qua tâm đốm loang là đủ cho nên, ví dụ, biến thiên dọc bằng dxxxc M 1 2 x 2 x )( (7.3) trong đó dxxcM x )( . (7.4) Tính toán độ biến thiên Độ biến thiên đợc tính toán bằng việc đọc nồng độ c(x) tại những khoảng cách đều nhau dọc theo hình vẽ phân bố nồng độ và sau đó sử dụng những phơng trình (7.3) và (7.4). Những nồng độ này có thể sử dụng để đánh giá x 2 bằng những phơng trình biểu thị lại (7.3) và (7.4) ở dạng 2 i ii i 2 ii 2 x c xc c xc (7.5) trong đó số hạng trong những dấu móc vuông thể hiện vị trí trọng tâm của phân bố nồng độ. Một định nghĩa tơng ứng có thể sử dụng để tính toán sự biến thiên y 2 theo hớng y. Ví dụ 1 Hình 7.5 cho thấy một phân bố tiêu biểu của nồng độ c i xác định tại mỗi khoảng cách rời rạc x i từ một gốc tuỳ ý. Đây là một quy trình tơng đối dễ để tính toán x 2 , bằng cách sử dụng phơng trình (7.5) với những cặp giá trị này. Đối với phân bố đã chỉ ra, giá 211 trị tính toán của x 2 là 11 960 m2, ứng với giá trị x là 109,4 m. Dựa vào phơng trình (6.4), độ lệch chuẩn này đối với phân bố Gauss là tơng đơng với một đốm loang có độ dài 437,6 m giữa những điểm bằng một phần mời nồng độ lớn nhất. Nh đợc dự kiến, độ dài này ngắn hơn một ít so với độ dài phân bố toàn bộ là 500 m. Trong hớng thẳng đứng, phân bố màu là xấp xỉ bán Gauss với cực đại của đờng cong nằm tại mặt biển (xem Hình 7.4 (a)). Đối với một phân bố nh vậy của màu, biến thiên thẳng đứng đơn giản thành i ii z c zc 2 2 . (7.6) Nh trờng hợp thông thờng, dữ liệu tại Aberystwyth về phân bố nồng độ thẳng đứng là quá bất cập để tính toán độ biến thiên hữu ích và z 2 đợc đánh giá bằng cách sử dụng độ sâu H mà tại đó nồng độ phân bố hạ xuống một phần mời so với giá trị tại mặt nớc. Độ biến thiên z 2 , đợc đánh giá từ mối quan hệ với độ lệch chuẩn z = H / 2 đã cho trong mục 6.2. Hình 7.5 Những nồng độ màu c i lấy tại những khoảng rời rạc trên khoảng cách x i dọc theo trục chính của một đốm loang màu từ một gốc tuỳ ý. Dạng một đờng cong Gauss, xấp xỉ với số liệu quan trắc, cũng đợc chỉ ra trên hình vẽ. Trong những trạng thái mà các lớp của một đốm loang khuếch tán đợc nhận thấy rõ ràng, bằng cách đơn giản có thể đánh giá chiều dài L và chiều rộng W cho một đốm loang từ vị trí cố định. Những mối quan hệ x = L / 4 và y = W / 4, bao hàm bởi phơng trình (6.4) (mục 6.2), sau này có thể sử dụng để đánh giá những biến thiên ngang của đốm loang tại những thời điểm khuyếch tán khác nhau. Cách tiếp cận này có thể thỏa mãn nh một xấp xỉ đầu tiên, mặc dầu nếu biên đốm loang trở nên không rõ ràng, cần sử dụng những biến thiên đã tính toán thay vào đó. Để đánh giá độ lớn của những hệ số xáo trộn, những biến thiên của đốm loang đợc vẽ theo những thời điểm khuyếch tán tơng ứng. Giả thiết rằng những hệ số không đổi theo thời gian, độ dốc của một đờng có thể sử dụng để tính toán K xe từ công thức [...]... thức này dựa vào giả thiết đốm loang chất vẫn trong quá trình xáo trộn xuống đến đáy biển Hình 7. 8 Những nồng độ cực đại quan trắc so với dự đoán từ phương trình (7 .1 2) Sau giai đoạn khuếch tán, sự trượt thống trị phát tán và phương trình (7 .1 0) có thể đơn giản thành 1 2 (7 .1 1) 2 zx K z t 3 xs 28 và phương trình (7 . 8) trở thành c pc 3 ,74 M 2 3/ 2 1 zx K 1 / 2 K z / 2 t 5 / 2 y (7 .1 2) Từ hình vẽ... đốm loang màu phát tán tại mặt biển Nồng độ c(0, 0, 0, t) tại tâm đốm loang do phương trình (6 .1 3) phát biểu rằng M c( 0,0,0, t ) (7 . 8) 3/2 2 x y z Thay thế những độ lệch chuẩn bằng những hệ số xáo trộn là hằng số (phương trình (4 .1 7) ) , biểu thức này trở thành M c pc c( 0,0,0, t ) (7 . 9) 3/ 2 1/ 2 1 4 K xe K 1 / 2 K ze/ 2 t 1 / 2 ye 212 Hình 7. 7 Biến thiên dọc xs2 theo t3 đối với chất thải màu... muối Có lẽ chất chỉ thị tự nhiên thường xuyên sử dụng nhất trong các cửa sông và vùng nước gần bờ là thành phần nước ngọt của nó Nồng độ của nước ngọt trong biển và sự thay đổi của nó do phát tán ra sao có thể xem xét tương tự như nồng độ của màu được sử dụng trong thực nghiệm về dấu vết Thay vì đánh giá trực tiếp nồng độ nước ngọt, tiện lợi hơn cả là sử dụng sự thiếu hụt thành phần muối của nước biển... z0 2K zt (7 .1 4) 1/ 2 trong đó Qv là mức thải và c0 là nồng độ của chất trong dòng chất thải Thấy rằng độ pha loãng D sau khi phát tán trong cả thời gian t bằng D c0 1 2 u0 ( 2 0 2 K y t ) 1 / 2 ( z 0 2 K z t )1 / 2 y c pr Qv (7 .1 5) Ví dụ 5 Để minh họa việc ứng dụng kết quả vết màu để đánh giá sự pha loãng của một nguồn đổ vào, giả thiết rằng nó được thiết lập để đánh giá lưu lượng chất thải... m3s-1, độ pha loãng ban đầu trong giai đoạn nổi lên đối với lưu lượng này là sáu mươi lần Lấy độ dài khuếch tán để thể hiện bề rộng trường ban đầu (tương đương với 4y 0), những phương trình (6 . 3) và (6 . 4) cho ta độ lệch chuẩn ban đầu z0 = 0,31 m Vì Ky= 0,025 m2s-1 và Kz = 0,0023 m2s-1, phương trình (7 .1 5) có thể sử dụng để dự đoán độ pha loãng amôniắc: D = {1 / 0,25 }[ x 0, 3(2 02 + 2 x 0,025 x 360 0)1 /2... 0,025 m2s-1 và 0,0023 m2s-1, tương ứng Khối lượng màu thải là khoảng 10 kg nên khi thay vào phương trình (7 . 9) ta có nồng độ cực đại sau 30 phút là cpc=10/ [(4 x 3/2 x (0 ,220 x 0,025 x 0,002 3)1 /2 (3 0 x 603/ 2)] = 1,65 mgl-1 cpc là nồng độ dự đoán bằng cách sử dụng mô hình thể hiện bởi phương trình (7 . 9) Bây giờ ta xem một mô hình tiên tiến hơn, trong đó hiệu ứng trượt lên Kxe được tính đến một cách tường... sóng để phát sinh những phân bố hai - hoặc ba chiều của độ mặn và nhiệt độ Hóa chất Ngoài độ mặn và nhiệt độ, có thể sử dụng một vài thành phần hóa học biển làm chất chỉ thị tự nhiên Những ví dụ là các chất dinh dưỡng, amôniắc và nitrat, hoặc nồng độ ion hy-đrô, thường được biểu thị bằng pH Amôniắc ở nồng độ cao hơn (tức là hơn 1 mgl- 1) có thể đo bằng cách sử dụng điện cực ion chuyên dụng Tuy nhiên, ... 32,50 trong khoảng 15 phút Nếu độ mặn của nước biển 'hoàn toàn' lấy là 34,00, độ pha loãng D là 1,33 lần Độ muối có thể sử dụng như một chất chỉ thị tự nhiên trong các cửa sông vì có xu hướng như một gradient từ sông đến biển Những nguồn nước ngọt từ những sông nhánh có thể coi như những nhiễu động trong bức tranh tổng thể của độ mặn hướng ngang Mật độ nước cửa sông được thống trị bởi thành phần muối và. .. tiếp nước có độ mặn thấp tạo ra sự giảm nói chung trong thành phần muối của nước ven bờ Những xác định độ mặn, ví dụ tại những mặt cắt xa ra ngoài bờ biển, có thể sử dụng để nghiên cứu những hiệu ứng có chu kỳ dài hơn của thủy triều và gió lên quá trình phát tán Mặc dầu không phải là nguồn nhập 'tự nhiên' , cũng có thể khảo sát sự pha loãng chất thải từ cửa biển bằng cách sử dụng sự giảm độ mặn phát. .. thể do những vật chất thải và những chất thải công nghiệp thường chứa những thể tích nước ngọt lớn Nhiệt độ Trong một vài thời điểm nhiệt độ cũng có thể sử dụng như một chất chỉ thị tự nhiên Trong những trạng thái mà sự đốt nóng của mặt trời hoặc sự làm mát có thể bỏ qua, những thay đổi nhiệt độ có thể liên quan đến bình lưu và phát tán Ví dụ, cấu trúc độ mặn thẳng đứng trong một cửa sông có thể liên . đoán từ phơng trình (7 .1 2) Sau giai đoạn khuếch tán, sự trợt thống trị phát tán và phơng trình (7 .1 0) có thể đơn giản thành 3 z 2 zx 2 xs tK 28 1 (7 .1 1) và phơng trình (7 . 8) trở thành. mặt nớc c(x, y) bởi dxdyyxcM ) ,( . (7 . 2) 210 Hình 7. 4 Những nồng độ màu tiêu biểu từ những đo đạc phát quang lấy qua một đốm loang: (a) thẳng đứng, (b) ngang và (c) dọc . trình (7 . 3) và (7 . 4). Những nồng độ này có thể sử dụng để đánh giá x 2 bằng những phơng trình biểu thị lại (7 . 3) và (7 . 4) ở dạng 2 i ii i 2 ii 2 x c xc c xc (7 . 5) trong đó