Hệ thống thông tin môi trường part 5

Chia sẻ: Pham Duong | Ngày: | Loại File: PDF | Số trang:34

Thêm vào BST

Báo xấu

145
lượt xem 37
download

Download Vui lòng tải xuống để xem tài liệu đầy đủ

Sự chuyển hóa chất do tác động cơ học có thể chia làm hai thành phần: chuyển hóa do trường vận tốc trung bình của dòng chảy và chuyển hóa do các thành phần hỗn loạn ngẫu nhiên trong trường vận tốc (sự khuếch tán). Sự ô nhiễm không bảo toàn thường được hiểu là sự ô nhiễm do các chất hữu cơ. Các chất này chuyển hóa trong dòng nước, phân hủy, ôxy hóa và trầm tích. Thông thường người ta dùng đại lượng BOD5 làm chỉ số cho sự ô nhiễm chất hữu cơ. ...

Chủ đề:

Bình luận(0) Đăng nhập để gửi bình luận!

Lưu

Nội dung Text: Hệ thống thông tin môi trường part 5

Sự chuyển hóa chất do tác động cơ học có thể chia làm hai thành phần: chuyển hóa do trường vận tốc trung bình của dòng chảy và chuyển hóa do các thành phần hỗn loạn ngẫu nhiên trong trường vận tốc (sự khuếch tán). Sự ô nhiễm không bảo toàn thường được hiểu là sự ô nhiễm do các chất hữu cơ. Các chất này chuyển hóa trong dòng nước, phân hủy, ôxy hóa và trầm tích. Thông thường người ta dùng đại lượng BOD5 làm chỉ số cho sự ô nhiễm chất hữu cơ. Ảnh hưởng của các yếu tố nêu trên cần phải được tính toán đến trong mô hình toán học của bài toán chất lượng nước. Một mô hình chất lượng nước, theo chúng tôi, cần phải đáp ứng những yêu cầu sau: - Ý nghĩa thực tế: các kết quả nhận được của mô hình cần phải có ứng dung thực tế để thực hiện các công trình tương ứng; - Đơn giản: số lượng các tham số tham gia vào mô hình không được lớn quá. Quá trình thu thập các số liệu thực nghiệm và các số liệu khác không được là quá khó khăn và tốn kém; - Tính vạn năng: khả năng tính toán bức tranh phân bố nồng độ một số lượng lớn các chất ô nhiễm khác nhau theo không gian và thời gian. 6.3.3 Mô hình Paal - mô hình hóa quá trình hình thành chất lượng nước sông Trong việc dự báo chất lượng nước người ta thường xác định nồng độ các chất ô nhiễm (các chất lơ lửng, N, P…) hoặc là các chỉ số xác định trạng thái của nước (nhiệt độ, độ pH, sự sử dụng ôxy sinh học, ôxy hòa tan trong nước v.v…) ở các mặt cắt tính toán. Số liệu ban đầu để tính toán chất lượng nước là các đặc tính của nguồn thải và các đặc tính thủy lực của đối tượng nước. Sự nhiễm ô nhiễm có thể xâm nhập vào các đối tượng nước qua nước thải hoặc là khuếch tán với dòng chảy bề mặt. Cơ sở để tính toán nồng độ các chất ô nhiễm trong các đối tượng nước có thể là - Lý thuyết nửa kinh nghiệm về sự khuếch tán chảy rối; - Lý thuyết khuếch tán chảy rối với vận tốc giới hạn; - Các công thức kinh nghiệm để tính toán sự phân bố các chất trong dòng chảy rối. Trong số đó lý thuyết nửa kinh nghiệm về sự khuếch tán chảy rối và các công thức kinh nghiệm được xây dựng cụ thể hơn. Lý thuyết khuếch tán chảy rối với vận tốc giới hạn đến tận bây giờ vẫn hầu như chưa được áp dụng, mặc dù hiện nay người ta chú ý đến nó nhiều. Như đã biết, phương trình khuếch tán chảy rối biểu diễn định luật bảo toàn chất, và trong cơ sở của phương trình này là các giả thuyết sau đây: - Chất lỏng là không nén; - Số Reynolds đủ lớn để không tính đến hiệu ứng khuếch tán phân tử; - Số lượng các chất giải phóng ra trong 1 đơn vị thời gian trên 1 đơn vị thể tích rất ít, và có thể bỏ qua ảnh hưởng của chúng đến cấu trúc chảy rối. Trong việc dự báo chất lượng của nước người ta thường xác định nồng độ các chất bẩn (các chất lơ lửng, N, P, ...) hoặc là các chỉ số xác định trạng thái của nước (nhiệt độ, độ pH, sự sử dụng ôxy sinh học, ôxy hòa tan trong nước …v...và ) ở các mặt cắt tính toán. Số liệu ban đầu để tính toán chất lượng của nước là các đặc tính của nguồn bẩn và các đặc tính thủy lực của đối tượng nước. Sự nhiễm bẩn có thể xâm nhập vào các đối tượng nước qua nước thải hoặc là khuếch tán với dòng chảy bề mặt. 125
Để tính toán sự phân bố các chất bẩn dọc theo sông người ta sử dụng các đại lượng thủy lực đặc trưng như : vận tốc dòng chảy trung bình, bán kính thủy lực và góc lệch của lòng sông. Cơ sở để tính toán nồng độ các chất bẩn trong các đối tượng nước là lý thuyết khuếch tán rối nửa kinh nghiệm và các công thức kinh nghiệm để tính toán sự phân bố các chất trong dòng chảy rối. Những vấn đề lý luận liên quan tới mô hình chất lượng nước trên kênh sông được trình bày trong Báo cáo đề tài khoa học khác. Phần dưới đây chỉ trình bày ngắn gọn một số nét chính về mô hình trên. Với một số giả thiết nhất định, dựa trên định luật bảo toàn khối lượng, phương trình khuếch tán chảy rối nửa kinh nghiệm có dạng ∂S ⎞ ∂ ⎛ ∂S ⎞ ∂ ⎛ ∂S ∂S ∂S ∂S ∂ ⎛ ∂S ⎞ + Vx + Vy + Vz + ⎜ −kx ⎟ + ⎜ −k y ⎟ + ⎜ −k z ⎟=0 ∂t ∂x ∂y ∂z ∂x ⎝ ∂x ⎠ ∂y ⎝ ∂y ⎠ ∂z ⎝ ∂z ⎠ (6.16) trong đó S(x,y,z,t) là nồng độ trung bình theo thời gian của chất ô nhiễm, Vx, Vy, Vz – vận tốc trung bình theo các hướng x, y, z; kx, ky, kz – các hệ số khuếch tán chảy rối của các chất theo các hướng trục tọa độ x, y, z. Trong thực tế việc giải phương trình (6.16) với các hệ số khuếch tán gặp nhiều khó khăn nhất định, vì có rất ít thông tin về các qui luật thay đổi của các hệ số kx, ky, kz. Chính vì lý do này nên để giải bài toán xác định sự trộn lẫn các chất bẩn với nước mặt nhiều nghiên cứu đã đề xuất sử dụng các hệ số khuếch tán tích phân (theo khắp diện tích ướt của dòng chảy) có nghĩa là hệ số phân tán. Khi đó phương trình dành cho chất ô nhiễm bảo toàn có dạng ∂S ∂S ∂S ∂S ∂2S ∂2S ∂2S + Vx + Vy + Vz − Dx 2 − D y 2 − Dz 2 = 0 (6.17) ∂t ∂x ∂y ∂z ∂x ∂y ∂z trong đó Vx, Vy, Vz – vận tốc trung bình theo các hướng x, y, z; Dx, Dy, Dz – các hệ số phân tán. Trong điều kiện các hệ thống nước chảy theo một hướng chủ đạo (sông, kênh v.v..) có thể coi Vz = Vy = 0. Khi đó phương trình (6.2) có dạng ∂2S ∂2S ∂2S ∂S ∂S − Dx 2 − D y 2 − Dz 2 = 0 , + Vx (6.18) ∂z ∂y ∂x ∂x ∂t trong đó Vx – vận tốc trung bình ở tiết diện ướt của dòng chảy. Hệ số phân tán được xác định một cách trung bình đối với tiết diện ướt của dòng chảy, vì vậy chúng không phụ thuộc vào tọa độ và đại lượng của chúng có thể được xác định qua các chỉ số thủy lực lòng sông. Trong phương trình (6.3) hai số hạng đầu tiên xét đến sự thay đổi nồng độ của các chất theo thời gian, còn các số hạng còn lại - sự truyền tải đối lưu, tức là sự nhập vào lưu lượng bổ sung của nước chưa bẩn. Quá trình tự làm sạch trong các hệ thống sông nước tùy vào đặc tính của chất ô nhiễm. Người ta chia các chất ô nhiễm ra làm hai loại chất bảo toàn và không bảo toàn. Nồng độ các chất ô nhiễm bảo toàn chỉ thay đổi do sự pha loãng. Nồng độ các chất ô nhiễm không bảo toàn trong nước của các hệ thống nước thay đổi không chỉ do sự pha loãng, mà còn do các sự tương tác hóa học, các quá trình lý - hóa (sự hút, sự nhả, kết tủa, tách ra và v.v..) và các phản 126
ứng sinh hóa. Trong các quá trình đó chất khởi điểm ban đầu chịu những chuyển hóa phức tạp theo các phản ứng song song và nối tiếp, tạo ra những sản phẩm trung gian và cuối khác nhau. Trong quá trình thành lập phương trình phân tán, thường người ta chỉ xem xét các chất bảo toàn. Tuy nhiên để dự báo chất lượng nước cần phải tính toán đến cả các chất không bảo toàn. Trong phương pháp mô hình hóa, để tính đến ảnh hưởng của sự không bảo toàn chất ô nhiễm người ta đưa vào phương trình lan truyền khuếch tán (6.2) hàm số tổng quát F(S) đặc trưng cho các quá trình hóa học, sinh hóa học và các quá trình khác xảy ra với các chất ô nhiễm trong hệ thống nước. Như vậy phương trình phân tán với chất ô nhiễm không bảo toàn có dạng ∂S ∂S ∂S ∂S ∂2S ∂2S ∂2S − Dx 2 − Dy 2 − Dz 2 + F ( S ) = 0 + Vx + Vy + Vz ∂t ∂x ∂y ∂z ∂x ∂y ∂z ( 6.19) Đối với từng chất ô nhiễm cụ thể hàm số F(S) được xác định tùy thuộc vào đặc tính của quá trình.Trong phần lớn các trường hợp người ta cho rằng quá trình này được miêu tả bởi phương trình phản ứng bậc nhất (sự ôxy hóa các chất hữu cơ, sự chết của vi khuẩn, sự thấm khí và ….) Nếu như chất thải xâm nhập đều theo thời gian thì chúng ta có sự thải dừng và các số hạng ∂S/∂t và ∂2S/∂x2 trong phương trình ( 6.19) bằng không và quá trình trộn lẫn trong sông khi Vy = Vz = 0 được miêu tả bằng phương trình ∂S ∂2S ∂2S − D y 2 − Dz 2 + F ( S ) = 0 Vx ( 6.20) ∂x ∂y ∂z Phương trình (6.5) cho nồng độ các chất ô nhiễm theo hướng ngang và hướng thẳng đứng. Đối với sông thường chấp nhận chiều rộng là lớn hơn nhiều so với chiều sâu B >> H (ở đây kí hiệu B là chiều rộng của sông còn H là chiều sâu). Trong trường hợp này có thể không tính đến phân tán theo phương thẳng đứng, có nghĩa là chấp nhận xấp xỉ ∂2S/∂z2 = 0. Khi đó phương trình (5.5) có dạng: ∂S ∂2S − D y 2 + F (S ) = 0 Vx ( 6.21) ∂x ∂y Khi giải bài toán phân tán dọc theo sông cần phải xác lập điều kiện ban đầu và điều kiện biên. Dựa vào các phương pháp toán học, các nhà khoa học Liên xô (cũ) trước đây đã xây dựng các nghiệm giải tích xấp xỉ cho bài toán biên cho phương trình (6.6). Các tham số cần thiết cho mô hình được trình bày trong Bảng 6.7. Bảng 6.7. Các ký hiệu các tham số trong mô hình Paal STT Ký hiệu ý nghĩa Thứ nguyên 1 Sct Nồng độ chất ô nhiễm trong chất lỏng thải (mg/l) (m3/s) 2 Q Lưu lượng nước thải từ cống thải 3 B Chiều rộng của sông (m) 4 Sp Nồng độ chất ô nhiễm trong nước sông ở (mg/l) phía trên mặt cắt thải 127
5 K1 Hệ số chuyển hoá chất ô nhiễm Không thứ nguyên 6 Vx Vận tốc trung bình của dòng chảy (m/s) 7 H Là độ sâu trung bình của sông (m) (m2/s) Dy Hệ số phân tán ngang theo hướng y 8 Hình 6.4. Hệ trục tọa độ và vị trí nguồn thải trong mô hình Paal Giả thiết rằng nước thải được xả ra trên bờ phải của sông. Hệ trục tọa độ được chọn như trên Hình 6.4. Trong trường hợp này sự phân bố các chất ô nhiễm thủy hóa được xác định theo công thức do nhà khoa học xô viết Paal cùng trường phái khoa học của ông tìm ra và đã đưa vào ứng dụng trong thực tế: ⎞ ⎛⎛ 2 ⎜ − ⎜ y + B ⎞ Vx ⎟ ⎟ x⎟ ⎜⎝ SCT q 1 2⎠ S= − k1 ⎟ , exp⎜ (6.22) ⎛BV ⎞ H πVx D y x 4 Dy x Vx ⎟ ⎜ erf ⎜ x⎟ ⎟ ⎜ ⎜ 2 Dy x ⎟ ⎠ ⎝ ⎝ ⎠ trong đó z 2 erf ( z ) = π∫ 2 e −ξ dξ ( 6.23) 0 Khi sự xả nước thải xảy ra từ khoảng cách b so với bờ thì sự phân bố nồng độ các chất ô nhiễm phụ thuộc vào vi trí xả y0 = -B/2 +b. Trong trường hợp này Paal đã nhận được công thức sau đây: 128
⎞ ⎛⎛ 2 ⎜ − ⎜ y + B − b ⎞ Vx ⎟ ⎟ x⎟ ⎜⎝ SCT q 1 2 ⎠ S= − k1 ⎟ exp⎜ ⎛ (B-b ) V ⎞ ⎛bV ⎞ H πVx D y x 4 Dy x Vx ⎟ ⎜ erf ⎜ x⎟ + erf ⎜ x⎟ ⎟ ⎜ ⎜ 2 Dy x ⎟ ⎜ 2 Dy x ⎟ ⎠ ⎝ ⎝ ⎠ ⎝ ⎠ (6.24) Hiện tại phương pháp thực nghiệm vẫn là phương pháp chủ yếu để xác định các hệ số phân tán. Các thực nghiệm được tiến hành trong điều kiện phòng thí nghiệm và điều kiện thực địa, thường thì các số liệu thực địa không nhiều lắm do sự khó khăn của công việc lấy mẫu. Theo kết quả nghiên cứu thực nghiệm của các tác giả có khá nhiều lựa chọn cho các hệ số phân tán. Trong tài liệu này sử dụng công thức sau đây: Dx = 1,5 B Vx ( 6.25) Còn để tính hệ số phân tán ngang sử dụng công thức 1, 3478 VH ⎛B⎞ Dy = x ⎜ ⎟ . ( 6.26) 3524 ⎝ H ⎠ Để lưu ý tới sự thay đổi cường độ thải theo thời gian của các cống xả (xem Hình 6.5), Paal đã đề xuất cách tính như sau: Giả thiết rằng các khối nước và chất ô nhiễm bị trôn lẫn hoàn toàn ở mặt cắt ban đầu. Để ý rằng nồng độ nền ở trong nước suối thường là đại lượng không đổi hay là ở sự xấp xỉ thứ nhất Sp = 0, khi đó thì nồng độ trung bình của các chất trong nước sông được xác định như là nồng độ cân trung bình SCTi qi S oi = (6.27) Q + qi trong đó - SCti – nồng độ ô nhiễm trong nước thải trong khoảng thời gian từ (i - 1)t đến it; - qi – lưu lượng nước thải trong khoảng thời gian đó. Khi đó công thức tính toán có dạng 129
) ( 1⎧ x S= V x − V x2 + k1 D x ⎨exp 2⎩ 2 Dx ⎞⎤ ⎫ ⎡ ⎛ x − V (t − (i − 1)τ ) ⎞ ⎟ − erf ⎜ x − V x (t − iτ) ⎟⎥ ⎪ × ⎛ qi n ×∑ S CTi × ⎢erf ⎜ x ( 6.28) ⎜ 2 D (t − iτ ) ⎟⎥ ⎬ ⎢ ⎜ 2 D x (t − (i − 1)τ ) ⎟ Q + qi ⎠⎦ ⎪ ⎣⎝ ⎠ ⎝ i =0 ⎭ x ⎞ ⎛⎛ 2 ⎜ − ⎜ y + B − b ⎞ Vx ⎟ ⎟ ⎟ ⎜⎝ 1 2 ⎠ × exp⎜ ⎟ ⎟ + erf ⎜ (B-b ) V x ⎟ ⎛ b Vx ⎞ ⎛ ⎞ 4D y x ⎟ ⎜ erf ⎜ ⎟ ⎜ ⎜2 D x⎟ ⎜ 2 Dx ⎟ ⎠ ⎝ ⎝ y⎠ ⎝ ⎠ y S 1τ 2τ 3τ 4τ 5τ 6τ 7τ 8τ 9τ 10 τ Hình 6.5.Sự thay đổi nồng độ chất ô nhiễm trong cống nước thải theo thời gian 6.4 Mô hình toán sinh thái 6.4.1 Đặt vấn đề Trong giai hiện nay vấn đề bảo vệ môi trường và đánh giá tình trạng môi trường sinh thái của các đối tượng môi trường có một ý nghĩa đặc biệt quan trọng. Rất nhiều dạng hoạt động của con người gây tác động tiêu cực tới môi trường sinh thái dẫn tới những hậu quả rất khó khắc phục. Chính vì vậy điều quan trọng là trước khi thực hiện dự án này hay dự án khác cần thiết phải tiến hành nghiên cứu phân tích những hậu quả mà nó có thể gây ra cho môi trường thiên nhiên. Để thấy được mối quan hệ giữa phát triển kinh tế với bài toán bảo vệ môi trường, dưới đây xem xét một ví dụ thực tế cụ thể. Xét một vùng R nào đó mà ta đang quan tâm (xem Hình 6.6). Giả sử trên vùng R này có hồ (O), trong hồ này có K loại thủy sinh mà ta đã biết như tảo, cua, cá,... Tại vùng R này còn có khu rừng (L). Giả sử rằng, thành phần hệ sinh thái rừng gồm có (N -K) loại mà ta đã biết. Trạng thái sinh vật (phần sống của hệ sinh thái) của vùng được mô tả bởi một hàm vectơ theo thời gian t: 130
Y(t) = (y1(t) , ..., yK(t), yK+1 (t), ..., yN(t)), trong đó yi(t) - là số lượng (hay mật độ) vào thời điểm t của các thủy sinh với i ≤ K và dạng từ hệ sinh thái rừng với i > K. Trong một thời gian dài, các hệ sinh thái đã được hình thành và đang nằm trong trạng thái cân bằng, mật độ của đại đa số các dạng trong các hệ sinh thái này thay đổi không đáng kể. Trong trường hợp này, vectơ hàm số Y(t) có thể coi là một hàm không thay đổi theo thời gian. Trong trường hợp tổng quát, trạng thái của các thành phần sống trong hệ sinh thái đặc trưng bởi một quá trình thay đổi nào đó về mật độ (hay số lượng) của mỗi trong số chúng. Hình 6.6. Mối quan hệ giữa con người với các hệ sinh thái Giả thiết rằng, các cơ quan chính quyền đang xem xét kế hoạch xây dựng tại địa điểm A của vùng R một xí nghiệp nào đó với một công suất xác định, công suất của xí nghiệp này theo thiết kế sẽ thải vào khí quyển chất thứ I với một số lượng a Tấn/năm và thải vào hồ chất thứ II với một số lượng b Tấn/năm. Đây là một kịch bản hoàn toàn thực tế, thậm chí cả khi đã sử dụng các thiết bị làm sạch có hiệu suất cao thì vẫn luôn có một lượng chất thải nào đó gia nhập vào môi trường và sẽ lan truyền vào môi trường này. Như vậy ở đây ta đã mô tả một tác động mang yếu tố con người lên môi trường xung quanh (cụ thể ở đây là sự hoạt động của xí nghiệp tại địa điểm A của khu vực R của vùng đang xét). Trong quá trình mô tả này, ta sẽ xem xét tác động mang yếu tố con người này sẽ dẫn tới sự thay đối môi trường của vùng R và các khu vực phụ cận R như thế nào. Sự tác động của con người lên môi trường thể hiện ở những điểm sau đây : Thứ nhất là sự thay đổi nồng độ của chất I trong không khí do sự thải ra thường xuyên của xí nghiệp. Thứ hai, cũng do chính nguyên nhân trên mà nồng độ chất thứ II trong nước hồ cũng thay đổi. Ngoài sự phụ thuộc vào loại chất bẩn có thể xảy ra việc chuyển chất bẩn từ môi trường này vào môi trường khác. Ví dụ như do việc đốt than và dầu, cũng như do hoạt động của một loạt các xí nghiệp hóa học, các hợp chất của thủy ngân có thể rơi vào không khí. Trong không khí diễn ra quá trình lan truyền của chúng theo các dòng không khí. Các hợp chất này có thể chuyển từ không khí vào đất và ngược lại và ngược lại từ không khí vào môi trường nước, cũng như từ đất vào nước do gột rửa chúng vào các dòng nước. Trong môi trường nước thủy ngân dưới dạng các 131
hợp chất hòa tan có thể lan truyền do các dòng nước và do sự khuếch tán. Sự tách của các hợp chất thủy ngân từ môi trường nước vào môi trường không khí thường diễn ra chậm hơn các quá trình đã được mô tả ở trên. Vì vậy có thể coi rằng trong môi trường nước các hợp chất của thủy ngân được tích tụ lại. Trên Hình 6.7 có chỉ ra sơ đồ lan truyền chất thải thủy ngân trong môi trường thiên nhiên (một phần nhỏ các hợp chất của thủy ngân di chuyển từ thủy quyển vào môi trường không khí được đánh dấu bởi đường gạch đứt đoạn). Khí quyển Thủy quyển Đất Hình 6.7. Sự lan truyền của thủy ngân trong thiên nhiên Với điều kiện làm việc liên tục của xí nghiệp và do đó với sự phát thải thường xuyên các chất bẩn I và II vào môi trường thiên nhiên, các quá trình lan truyền và khuếch tán chất bẩn diễn ra theo các qui luật địa vật lý, địa hóa và các qui luật khí tượng thủy văn sẽ dẫn tới một sự cân bằng động nào đó. Điều này có nghĩa là, trong các môi trường thiên nhiên đang xét như - nước hồ, đất và không khí sẽ xuất hiện các nồng độ xác định của các chất đang xét. Chúng ta biểu diễn qua q = (q1B ,q1P ,q1A ,qIIB ,qIIP ,qIIA ) Trong ký hiệu vectơ các nồng độ này: chỉ số đầu tiên chỉ dạng chất bẩn, chỉ số thứ hai - dạng môi trường, B - môi trường nước, P – môi trường đất, A – môi trường không khí. Như vậy, tác động mang yếu tố con người ở đây cụ thể là sự hoạt động của một xí nghiệp mới xây dựng. Hoạt động của xí nghiệp này sẽ dẫn tới sự thay đổi trong thế giới vô sinh của môi trường (cụ thể ở đây là đất, nước, không khí). Rõ ràng, một trường nồng độ các chất bẩn do các xí nghiệp thải vào các môi trường thiên nhiên của vùng đang xét xuất hiện. Nếu các chất I và II với một lượng nào đó đã có mặt trong các môi trường thiên nhiên thì hoạt động của xí nghiệp sẽ dẫn tới sự thay đổi các nồng độ ban đầu của nó. Ví dụ như các hợp chất của chì có thể rơi vào khí quyển bằng các con đường tự nhiên khác - kết quả từ các nguồn khoáng khác nhau trong lòng đất. Do sự tạo thành hay thay đổi nồng độ q của các chất I và II trong môi trường tự nhiên của vùng bắt đầu diễn ra các quá trình thay đổi trong thế giới sinh vật hệ sinh thái vùng. Những thay đồi này có thể mang đặc tính định lượng hay định tính. Những thay đổi định lượng thực chất là những thay đổi về số lượng (hay mật độ) các loài đang sống trong vùng R đang xét và trước khi bắt đầu xét ảnh hưởng mang yếu tố con người. Nếu xí nghiệp thải ra chất SO2 và trong hệ sinh thái rừng có thông thì sự ra tăng nồng độ của SO2 trong khí quyển 132
dẫn tới sự giảm mức tăng trưởng của loài thông trong năm. Kết quả là sự giảm dần sinh khối thông trên một đơn vị điện tích . Dưới đây có đẫn ra các dữ liệu trong phần trăm về sự giảm độ tăng truởng năm của thông loại Pinus silvestris L, phụ thuộc vào nồng độ của SO2 trong không khí so với các vùng cách khá xa nguồn thải SO2 (nồng độ SO2 trong khí quyển tại các vùng "sạch" như vậy gọi là nồng độ nền) Bảng 6.8. Độ nhạy cảm của thông với sự có mặt của SO2 trong khí quyển Nồng độ trong khí quyển Độ giảm tốc độ tăng trưởng % mg/m3 100 20 140 25 30 180 Sự thay đổi định tính thực chất là sự biến mất một số dạng của hệ sinh thái trước đây tồn tại trong vùng cũng như xuất hiện một số dạng trong của hệ sinh thái trước đây không tồn tại. Ví dụ như có thể chỉ ra sự vắng mặt địa y trong thành phố nơi nồng độ SO2 trong không khí rất cao do sự hoạt động của các xí nghiệp công nghiệp, sự hoạt động của trạm nhiệt điện cũng do một loạt các nguyên nhân khác. Địa y là một loại khá nhạy cảm với SO2. Dưới đây, trong bảng có dẫn ra các dữ liệu về sự nhạy cảm của một số loài địa y đối với SO2. Dấu cộng (+) có nghĩa là khi nồng độ SO2 lên cao sẽ làm giảm loại này, còn dấu trừ (-) có nghĩa là khi nồng độ SO2 lên cao nó sẽ không gặp. Bảng 6.9. Độ nhạy cảm một số dạng địa y đối với SO2 Phạm vi nồng độ mg/m3 Tên loài 2,85 ÷ 5,70 5,70 ÷ 8,55 > 8,55 + + + Bacidia chloroccoca (Graewe) Lett + + - Parmelia sulcata Tayl + - - Cetraria chia Tuck Do sự thay đổi nồng độ của các chất hóa học trong nước cho nên ngoài các quá trình định lượng diễn ra còn có thể các quá trình định tính trong các hệ sinh thái diễn ra. Ví dụ khá điển hình trong trường hợp này là sự thích nghi dinh dưỡng. Chúng ta cùng nhau giải thích hiện tượng này. Sự có mặt trong nước của hồ các phần tử sống ở trong trạng thái hòa tan – các hợp chất nitơ, phốtpho, sắt và một loạt các phần tử khác – là các chất cần thiết cho sự phát triển của tảo. Tảo sử dụng năng lượng mặt trời và các chất sinh học để xây dựng các phân tử protit thực vật. Trong các hồ nghèo các chất sinh học, mật độ tảo không cao, và do đó mật độ của các dạng sinh học lấy tảo làm thức ăn (động vật nổi, các loài cá ăn sinh vật nổi). Mật độ cá ăn thịt cũng ít. Các loại hồ nước dạng như vậy người ta gọi là ngèo dinh dưỡng, ví dụ điển hình thuộc loại này là hồ trên núi. Nếu nồng độ các chất sinh học trong nước tăng lên thì mật độ tảo bắt đầu tăng lên, dạng của chúng cũng thay đổi theo. Với nồng độ các phần tử sinh học lớn mật độ tảo trở nên rất lớn, hồ trở nên “có màu thay đổi”. Với sự thối rữa của tảo liên quan tới một phần lớn oxy hòa tan trong nước. Hồ trở nên “giàu chất sống hơn”, thành phần dạng của hệ sinh thái thay đổi. Quá trình dinh dưỡng thích hợp của các hồ nước với sự tăng nồng độ các phần tử sinh 133
vật trong chúng cũng diễn ra gần tương tự như vậy. Các hồ nước như vậy gọi là các hồ thích nghi dinh dưỡng. Sự thay đổi định tính vừa xét ở trên xuất hiện trong thế giới sinh vật của các hệ sinh thái thiên nhiên phản ứng lại những thay đổi trong thế giới vô sinh là các ví dụ của hiện tượng diễn thế ngoại sinh. Thực chất của hiện tượng này giải thích như sau. Mỗi trạng thái của thế giới vô sinh, như ánh sáng, nhiệt độ và các chế độ thủy văn, nồng độ các chất hóa học trong thế giới tự nhiên và các tham số khác tương ứng với một trạng thái gần cân bằng (trạng thái cực đỉnh) của thế giới sinh vật của hệ sinh thái, được đặc trưng bởi thành phần xác định và các mật độ xác định (hay với số lượng xác định) của các dạng sinh vật trong một hệ sinh thái. Với sự thay đổi của môi trường vô sinh (ví dụ như sự thay đổi trường nồng độ của một vài chất nào đó), trạng thái cực đỉnh trước đây sẽ thay đổi. Bắt đầu quá trình thay đổi đến một trạng thái cân bằng mới tương ứng với trạng thái mới của môi trường vô sinh. Qúa trình này gọi là quá trình diễn thế ngoại sinh. Bây giờ chúng ta có thể phát biểu bài toán dự báo môi trường liên quan tới kế hoạch xây dựng nhà máy tại khu vực R. Bài toán này bao gồm hai phần: Xác định nồng độ của các chất bẩn: q = (qIB, qIP, qIA, qIIB, qIIP,qIIA) Theo trường nồng độ q đã tìm xác định trạng thái cân bằng mới Y của thế giới sinh vật trong hệ sinh thái, nghĩa là mô tả thành phần dạng và mật độ (số lượng) của dạng đại diện trong hệ sinh thái cực đỉnh mới. Chúng ta mô tả ở phần trên bài toán dự báo môi trường cụ thể chỉ theo kế hoạch nghiên cứu khoa học kỹ thuật. Như vậy, dự báo có thể được sử dụng trong thực tế chỉ với mục đích thông qua quyết định đối với việc xây dựng một xí nghiệp cụ thể ? Chúng ta xét một trong số các phương án thông qua các quyết định. Giả sử rằng trong thẩm quyền của chúng ta có một tiêu chuẩn Q nào đó cho phép đánh giá lợi ích hoạt động của xí nghiệp cũng như mức độ thích hợp, có lợi của một trạng thái của hệ sinh thái so với trạng thái khác. Giả sử Qp – là mức độ lợi ích của xí nghiệp đang được thiết kế. Mức độ phát thải đã được định mức trước là V = (a,b) xác định trường nồng độ các chất bẩn trong môi trường thiên nhiên, trường nồng độ này ứng với một trạng thái cực đỉnh mới Y của thế giới sinh vật của hệ sinh thái khác với trạng thái ban đầu Y0; khi đó [Q(Y) - Q(Y0)] – là số gia mức độ lợi ích trạng thái của hệ sinh thái. Qui tắc thông qua quyết định trong trường hợp này sẽ như sau: nếu tổng lợi ích Q = [Qp + Q(Y) - Q(Y0)] dương (Q > 0), thì quyết định xây dựng xí nghiệp sẽ được thông qua, nếu giá trị này âm (Q < 0), thì quyết định xây dựng xí nghiệp sẽ không được thông qua. Sơ đồ này được xây dựng trên một quá trình (linh cảm) so sánh các lợi ích của việc xây dựng xí nghiệp với các chi phí theo nghĩa thay đổi tình trạng môi trường. Ta có thể lưu ý rằng tiêu chuẩn Q được xác định không chỉ bằng các lợi ích kinh tế. Khi soạn thảo các tiêu chuẩn người ta còn lưu ý đến các yếu tố xã hội, chính trị hay thẩm mỹ. Như vậy, việc giải bài toán điển hình của chúng ta trong việc dự báo môi trường có thể trình bày trên Hình 6.8. 134
Hình 6.8. Bài toán dự báo môi trường với lợi ích kinh tế 6.4.2 Xây dựng mô hình toán mô tả một số hệ sinh thái Như đã biết, các phương pháp hiện đại dự báo sự phát triển của các hệ sinh thái trong điều kiện có sự tác động mạnh mẽ của con người dựa trên cơ sở ứng dụng các mô hình toán sinh thái khác nhau và trên cơ sở tiến hành các tính toán mô phỏng trên các mô hình này. Mô hình là sự mô tả trừu tượng hiện tượng này hay hiện tượng khác của thế giới thực cho phép dự báo hiện tượng này. Mô hình toán học mô tả hiện tượng thực bằng các phương tiện toán học như hệ phương trình vi phân, đồ thị, hệ các phương trình sai phân … Mô hình toán học trong lĩnh vực môi trường sinh thái phát triển mạnh mẽ trong thời gian qua. Việc sử dụng mô hình toán học để mô tả sự phát triển và dự báo tình trạng môi trường đã mang lại những hiệu quả to lớn. Bắt đầu từ năm 1926, Volterra đã ứng dụng công cụ toán học nhằm làm sáng tỏ mối quan hệ giữa hai loài cạnh tranh đến nay số lượng các mô hình lên tới hàng trăm và đang tiếp tục phát triển. Các mô hình này mô tả động lực học của các quá trình khác nhau với sự tham gia của nhiều tham số và với độ chính xác khác nhau dự báo sự thay đổi của chúng. Hệ sinh thái là tổ hợp của một quần xã sinh vật với môi trường vật lý mà quần xã đó tồn tại, trong đó các sinh vật tương tác với nhau và với môi trường để tạo nên chu trình vật chất và sự chuyển hóa của năng lượng. Hệ sinh thái được nghiên cứu từ lâu và vì vậy, khái niệm này đã ra đời ở cuối thế kỷ XIX dưới cái tên khác nhau như “Sinh vật quần lạc”, sau này được mở rộng thành khái niệm “sinh vật địa quần lạc” (biogeocenose) vào năm 1944. Từ “hệ sinh thái” (ecosystem) được A. Tansley nêu ra vào năm 1935 và trở thành phổ biến, được sử dụng rộng rãi nhất vì nó không chỉ bao hàm các hệ sinh thái tự nhiên mà cả các hệ sinh thái nhân tạo. Hệ sinh thái luôn là một hệ động lực mở, bởi vì trong quá trình tồn tại và phát triển, hệ phải tiếp nhận cả nguồn vật chất và năng lượng từ môi trường. Các dạng vật chất của một hệ sinh thái ứng với một điều kiện nhất định được gọi là một trạng thái của hệ và gọi là biến trạng thái (State variables). Các yếu tố bên ngoài có ảnh hưởng tác động đến các biến trạng thái được gọi là các biến ngoại sinh (exogenous variables) 135
như mưa, nắng, gió, nhiệt độ, áp suất … . Các yếu tố do con người đưa vào để điều khiển sự biến động của hệ được gọi là biến điều khiển (decision variables). Các trạng thái khi mà thời gian biến đổi nó vẫn giữ nguyên được gọi là trạng thái bền vững (Steady state). Trong nghiên cứu các hệ sinh học người ta đặc biệt quan tâm tới việc đi tìm phương pháp giải thích sự biến đổi trạng thái của hệ và sự dẫn tới các trạng thái bền vững. Một số vấn đề cần quan tâm ở đây khi nghiên cứu hệ như: cỡ của hệ (tức là độ lớn của hệ như chiều dài, độ cao, …), thời gian tồn tại của hệ (tuổi thọ), khả năng phát triển (sinh sản, chết chóc), sự tổn thất đối với hệ (như bệnh tật, thiên tai…) … Công việc thiết lập các mối liên hệ nào đó trong một hệ được gọi là mô hình hóa hệ sinh thái. Lưu ý rằng, một hệ có thể có nhiều loại đối tượng như quần thể, loài, cá thể …. Để xây dựng được mô hình cho một hệ sinh thái cần thiết đến các kiến thức về môi trường, phương trình vi phân, tích phân, xác suất thống kê, lý thuyết tối ưu. 6.4.2.1 Tốc độ dòng Một hệ sinh thái S gồm các thành phần (biến trạng thái) ký hiệu là Si . Khi đó có thể biểu diễn dưới dạng 1 vec tơ như sau: S = (S1, S2, … , Sn). n gọi là chiều của hệ sinh thái. Với n =1, S được gọi là hệ 1 chiều, n ≥ 2 , S được gọi là hệ nhiều chiều. Ngoài các thành phần là biến trạng thái ra hệ còn có các biến ngoại sinh và biến điều khiển ảnh hưởng đến các biến trạng thái. Ví dụ: Hệ sinh thái nước Dinh dưỡng trong nước (S1) Thực vật nổi (S2) Mưa, gió, nhiệt độ, bức xạï, áp suất, không khí Động vật nổi (S3) Động vật đáy (S4) Cá (S5) Chế độ đánh bắt cá và bổ sung dinh dưỡng Hình 6.9. Sơ đồ hệ sinh thái nước Định nghĩa. 1. Dòng dịch chuyển vật chất từ trạng thái này đến trạng thái khác của hệ trong một đơn vị thời gian được gọi là tốc độ dòng giữa 2 trạng thái. Ký hiệu J(i,j) là tốc độ dòng từ trạng thái i đến trạng thái j. Ví dụ dưới đây là ví dụ của hệ thú mồi. 136
Mồi S1 Thú S2 J(1,2) J(2,2) J(1,1) Hình 6.10 Sơ đồ thú mồi Nếu quần thể chỉ có sinh, không chết, các điều kiện môi trường là dừng (trong một khoảng thời gian nào đó) thì J (1,1) ≡ rS1 trong đó r – là tốc độ sinh sản của một cá thể. Nếu quần thể có sự hạn chế bão hòa của môi trường là K thì Verhulst đã đề xuất công thức: ⎛ K − S1 ⎞ J (1,1) ≡ r ⎜ ⎟ S1 ⎝K⎠ trong đó K – là mức bão hòa. Dựa vào qui luật biến đổi các quần thể trong điều kiện có sự cạnh tranh giữa hai loài quần thể Volterra và các nhà nghiên cứu sau ông đã thiết lập: J (1,2) ≡ a1 S1 S 2 J (2,2) ≡ r2 S 2 6.4.2.2 Tốc độ biến đổi Định nghĩa 2. Tốc độ biến đổi của một biến trạng thái i của hệ bằng tổng tất cả các hiệu quả thực sự của các dòng vật chất đối với biến đó trong một đơn vị thời gian. Nói một cách khác là bằng tổng tất cả các dòng vật chất đi vào trừ đi tổng tất cả các dòng vật chất đi ra từ biến i trong 1 đơn vị thời gian. Ký hiệu tốc độ biến đổi của một biến trạng thái i là Fi . Khi đó N Fi = ∑αij J ( j, i) − ∑ J (i, j' ) j =1 j '≠i 137
Trong đó N – là số các biến trạng thái của hệ, trong đó αji - là tỷ lệ chuyển hóa vật chất từ j vào I (j=1,2,…, N). Ví dụ trong trường hợp hệ sinh thái gồm hai loài quần thể cạnh tranh nhau ta có F1 = J (1 ,1 ) − J (1 , 2 ) = r1 Q 1 − a 1 Q 1 Q 2 F 2 = α 12 J (1 , 2 ) + J ( 2 , 2 ) = r2 Q 2 + a 2 Q 1 Q 2 6.4.2.3 Phương trình dự báo Phương trình dS i = Fi (t ). dt Được gọi là phương trình dự báo trạng thái (Si (t)) Ví dụ như hệ thú – mồi ta có hệ phương trình Volterra – Lotka: (trong ví dụ này ta ký hiệu lại S1 được thay bằng N, S2 được thay bằng P) dN = (r1 − K1 P ) N dt (1) dP = ( K 2 N − r2 ) P dt - N – mật độ con mồi, t: thời gian, r1- hệ số sinh trưởng tiềm năng của con mồi khi không có vật ăn thịt; P – mật độ vật ăn thịt, t: thời gian, r2- hệ số chết tiềm năng của vật ăn thịt khi không có con mồi. - K1 : Hệ số thể hiện mức giảm sự phát triển của quần thể con mồi do một cá thể vật ăn thịt; - K2 : Hệ số thể hiện mức tăng sự phát triển của quần thể vật ăn thịt theo một đơn vị (hoặc sinh khối) con mồi; - Các điều kiện ban đầu là số lượng mồi và thú tại thời điểm ban đầu: N(0) = N0, P(0) = P0 . Dưới đây ta gọi bài toán này là bài toán A. 6.4.2.4 Mô hình hệ sinh thái nước: Vào năm 1971, Ditoro có đưa ra mô hình hệ sinh thái nước với 3 biến trạng thái là dinh dưỡng (S1), thực vật nổi (S2) và động vật nổi (S3). Sơ đồ dòng thông tin và các tốc độ dòng được thể hiện trên Hình 6.11. 138
Hình 6.11. Sơ đồ hệ sinh thái nước với các tốc độ dòng chuyển hóa vật chất Việc xác định các tốc độ dòng đã được Diroto thực hiện như sau: - Động vật nổi không hút dinh dưỡng trực tiếp mà qua thực vật nổi: J(1,3)=0; - Thực vật nổi không ăn động vật nổi nên J(3,2)=0 - Động vật nổi ăn thức qua sự lọc bởi thực vật nổi nên xem nó là vật chủ, thực vật là vật C mồi và do đó thỏa phương trình Volterra J(2,3)= g S2S3 trong đó Cg là tốc độ lọc của V mỗi cá thể; V: thể tích; - J(1,2) là tốc độ tiêu thụ dinh dưỡng của thực vật nổi phụ thuộc vào một số biến ngoại sinh như: nhiệt độ, bức xạ, tổng số dinh dưỡng S1. aKSS J (1,2) = GT ( X T )G S ( X S ). 1 1 1 2 M K 1 + S1 GT(XT) và GS(XS) – là các hàm số lưu ý tới sự ảnh hưởng của nhiệt độ XT và bức xạ XS. M: tốc độ tăng trưởng cực đại; K1: là hệ số bán bão hòa giữa thực vật nổi và dinh dưỡng; a1:hệ số kinh nghiệm; - J(2,1) là tốc độ tái sinh dinh dưỡng qua thực vật nổi bài tiết và chết, nó phụ thuộc vào thời tiết và số lượng thực vật nổi: J (2,1) = S 2 GTp ( X T ) J(3,1) là tốc độ tái sinh dinh dưỡng qua động vật nổi , tức là do sự thối rữa của - động vật nổi, và phần dinh dưỡng qua thực vật đến với động vật nổi, sau khi dùng không hết lại trở về với dinh dưỡng. 139
⎡ aK ⎤ J (3,1) = K 3 S 3 + α 23 ⎢a − 2 2 ⎥ S 2 S 3 K 2 + S2 ⎦ ⎣ K3, α23 , a, a2 - là các hệ số thực nghiệm. Dựa trên định luật cân bằng Ditoro đã xây dựng phương trình dự báo như sau: ⎡ ⎤ aK ⎞ ⎛ S dS1 = F1 = qD1 (v) − q 1 + α 21S2GTp ( X T ) + α31 ⎢K3S3 + α 23 ⎜ a − 2 2 ⎟S2 S3 ⎥ + K 2 + S2 ⎟ ⎜ V dt ⎠ ⎝ ⎣ ⎦ a1K1S1S2 − GT ( X T )GS ( X S )M K1 + S1 dS2 S aKSS = F2 = qC2 − q 2 + α12 1 1 1 2 MGT ( X T )Gs ( X s ) − a2GTp ( X T ) − aS2 S3 K1 + S1 dt V ⎡ ⎤ aK ⎞ ⎛ dS3 S F3 = qC3 − q 3 + α 23aS2 S3 − ⎢K3S3 + α 23 ⎜ a − 2 2 ⎟S2 S3 ⎥ = K 2 + S2 ⎟ ⎜ dt V ⎠ ⎝ ⎣ ⎦ Các hệ số thực nghiệm được xác định dựa trên các nghiên cứu thí nghiệm thực tế. Hệ phương trình trên cùng với điều kiện ban đầu S1(0) = S1 , S2(0) = S2 , S3(0) = S3 tạo thành bài toán Cauchy. Tiếp theo đây ta sẽ gọi bài toán này là bài toán B. Để giải số bài toán A và B người ta xây dựng nhiều giải thuật khác nhau dựa trên giải số bài toán Cauchy cho hệ phương trình vi phân thường. Một trong những thuật toán thường được áp dụng là thuật toán Runge – Kutta. Câu hỏi và bài tập 1. Mô hình là gì và vì sao cần thiết phải xây dựng và ứng dụng mô hình. 2. Trình bày các khái niệm phát tán, lan truyền, khuếch tán, lắng đọng trong bài toán mô hình lan truyền chất trong môi trường không khí. 3. Hãy trình bày bốn phạm vi không gian – thời gian của đối tượng cần mô hình hóa trong nghiên cứu môi trường. 4. Hãy trình bày công thức Berliand cho trường hợp khí và bụi nhẹ. Làm rõ các giả thiết để nhận được công thức này cũng như ý nghĩa các tham số tham gia vào công thức Berliand. 5. Hãy trình bày công thức Berliand cho trường hợp bụi nặng. Nêu rõ ý nghĩa các tham số tham gia vào công thức Berliand. 6. Hãy trình bày công thức Gauss cho nguồn liên tục. Làm rõ các điều kiện để nhận được công thức Gauss. 7. Thế nào là nguồn vùng. 8. Hãy trình bày mô hình Hanna – Gifford cho nguồn vùng. 9. Hãy trình bày mô hình Paal cho nguồn điểm nằm trên bờ phải của sông. 140
10. Tốc độ dòng là gì? 11. Hãy trình bày phương trình Lotka – Volterra. Tài liệu tham khảo 1. Falcovskya và các cộng sự, 1982. Cơ sở dự báo chất lượng nước mặt. Nhà xuất bản Khoa học, Matxcơva. 181 trang. 2. Lê Thị Quỳnh Hà và các cộng sự, 2000. Mô hình hóa quá trình hình thành chất lượng nước sông Đồng Nai.// Đề tài nhánh của đề tài KH.07.17 “Xây dựng một số cơ sở khoa học phục vụ cho việc quản lý thống nhất và tổng hợp chất lượng môi trường nước lưu vực sông Đồng Nai”. 75 trang. 3. Phạm Ngọc Đăng, 1997. Môi trường không khí. Nhà xuất bản khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. 371 trang. 4. Trần Ngọc Chấn, 2000. Ô nhiễm môi trường không khí và xử lý khí thải. Tập 1, Nhà xuất bản Khoa học và Kỹ thuật, Hà Nội. 214 tr. 5. Chu Đức, 2001. Mô hình toán các hệ thống sinh thái. Nhà xuất bản Đại học quốc gia Hà Nội. 204 trang. 141
PHẦN THỨ BA CHƯƠNG 7 PHƯƠNG PHÁP XÂY DỰNG HỆ THỐNG THÔNG TIN – MÔ HÌNH MÔI TRƯỜNG TÍCH HỢP VỚI GIS Trong chương này trình bày phương pháp xây dựng các Hệ thống thông tin – mô hình môi trường tích hợp với GIS thành một công cụ duy nhất cho người sử dụng trên những ví dụ các phần mềm ENVIMWQ 2.0, ENVIMAP 2.0, ECOMAP 2.0. Các phần mềm này đã được tác giả giáo trình này đưa vào giảng dạy tại một số Trường Đại học trong nước. Tại các Hội nghị khoa học về GIS và viễn thám, các nghiên cứu và ứng dụng này thường được xếp vào tiểu ban « GIS và các hệ hỗ trợ thông qua quyết định » Một số kết quả nghiên cứu theo hướng này được trình bày trong các công trình /[1] – [9]/. 7.1 Mở đầu Tình trạng môi trường được đánh giá bởi nhiều tham số ràng buộc với nhau, và sự ràng buộc đó lại chịu ảnh hưởng của các thay đổi thường xuyên nên đã gây không ít khó khăn cho bài toán đánh giá và dự báo hệ quả tiêu cực do hoạt động kinh tế của con người lên môi trường. Nghiên cứu môi trường được nhiều Trung tâm khoa học trên thế giới tiến hành, các tập thể khoa học tập trung vào làm rõ các hệ quả có thể của các dự án lớn lên môi trường và sức khỏe con người. Có thể lưu ý tới một số đặc điểm trong các công trình khoa học nghiên cứu môi trường trong những năm gần đây : - Cường độ hoạt động kinh tế của con người đã đạt tới mức khi mà ảnh hưởng lên môi trường là không thể tránh khỏi nên sự cần thiết ở đây không chỉ là bài toán bảo vệ môi trường mà là bài toán quản lý sự phát triển của nó. Bài toán bảo vệ môi trường cần phải xem xét ở giai đoạn lựa chọn quyết định (dự án, vị trí, công nghệ), phát hiện và thấy trước những hệ quả tiêu cực có thể gây ra cho thiên nhiên ở giai đoạn chờ thông qua quyết định. - Hệ quả của một dự án nào đó được đưa vào thực hiện có liên quan tới sự thay đổi môi trường, động chạm tới nhiều người có vai trò, trách nhiệm, thẩm quyền nhưng họ lại sử dụng các thông tin, phương pháp (thậm chí cả nguyên lý) khác nhau, không có phương pháp thống nhất trong việc tìm và đánh giá quyết định. Vì vậy cần phải thiết lập các phương tiện công cụ để họ cùng tham gia vào việc tìm kiếm các lời giải bài toán môi trường. - Trong nghiên cứu đã sử dụng phương pháp tích hợp các mô hình khác nhau như tích hợp mô hình lan truyền chất với các mô hình đánh giá ảnh hưởng lên các hệ sinh thái. Lồng ghép mô hình các quá trình môi trường với các mô hình kinh tế. Trong hai mươi năm qua, rất nhiều phần mềm máy tính được phát triển để ứng dụng trong quản lý môi trường. Các bộ chương trình phần mềm tổng quát và đa năng đang đóng vai trò quan trọng trong mọi lĩnh vực quản lý môi trường. Những thành tựu gần đây trong lĩnh vực công nghệ thông tin đã dẫn tới một thực tế là người cán bộ quản lý môi trường hiện nay đều có thể (và trên thực tế đã diễn ra) sử dụng máy tính để lưu trữ, xử lý 142
số liệu trên máy tính. Điều thực tế này đang thúc đẩy các nhà nghiên cứu môi trường xây dựng các bộ chương trình máy tính riêng phục vụ cho công việc của mình. Trên cơ sở lý luận và thực tiễn được đúc kết trong thời gian qua, nhóm nghiên cứu ENVIM (www.envim.com.vn) đã xây dựng một số phần mềm máy tính khác nhau phục vụ cho công tác quản lý môi trường. GIS được sử dụng trong hầu hết các phần mềm nhóm ENVIM nên phần dưới đây sẽ làm quen với các bạn mức độ ứng dụng của GIS trong các phần mềm được xây dựng. Tiếp theo sẽ trình bày các phần mềm: ENVIMWQ (ENVironmental Information Management and Water Quality simulation phiên bản 2.0 (11/2005), ENVIMAP (ENVironmental Information Management and Air Pollution estimation) phiên bản 2.0 (11/2005), ECOMAP (Management software for Air Pollution for Central EConomic key regiOn) phiên bản 2.0 (11/2005). 7.2 GIS như một thành phần quan trọng trong xây dựng Hệ thống thông tin – mô hình môi trường Việc tạo ra các công nghệ mới có khả năng kết nối các dữ liệu có bản chất khác nhau luôn được đặt ra và vào cuối thế kỷ XX một công nghệ liên kết dữ liệu rất hiệu quả ra đời đó là công nghệ hệ thông tin địa lý GIS (Geographic Information System). Hệ thống thông tin địa lý GIS ra đời vào đầu thập kỷ 70 của thế kỷ trước và ngày càng phát triển trên nền tảng của tiến bộ công nghệ máy tính, đồ họa máy tính, phân tích dữ liệu không gian và quản lý dữ liệu. Hệ GIS đầu tiên được ứng dụng trong công tác quản lý tài nguyên ở Canada với tên gọi là “Canadian Geographic Information System” bao gồm các thông tin về nông nghiệp, lâm nghiệp, sử dụng đất và động vật hoang dã. Từ những năm 80 trở lại đây, công nghệ GIS đã có sự nhảy vọt về chất, trở thành một công cụ hữu hiệu trong công tác quản lý và trợ giúp quyết định. Các phần mềm GIS đang hướng tới đưa công nghệ GIS thành hệ tự động thành lập bản đồ và xử lý dữ liệu, hệ chuyên gia, hệ trí tuệ nhân tạo. Các phần mềm GIS xử lý dữ liệu không gian khá hiệu quả. Tuy nhiên, so với các hệ thống quản trị cơ sở dữ liệu truyền thống khác thì có thể thấy rằng hầu hết các hệ thống GIS chưa mạnh trong việc xử lý thông tin phi không gian, đặc biệt với dữ liệu theo thời gian. Chính nguyên nhân này đòi hỏi các nhà nghiên cứu ứng dụng công nghệ thông tin trong nghiên cứu môi trường tìm cách xây dựng các hệ quản trị dữ liệu môi trường riêng nhằm một mặt vẫn sử dụng sức mạnh của GIS, mặt khác vẫn lưu ý tới yếu tố thời gian trong bài toán môi trường. Những nghiên cứu như vậy đang được tiến hành tại nhiều Trung tâm khoa học trên thế giới. Trong các nghiên cứu của nhóm ENVIM đã kết nối GIS với các hệ quản trị CSDL liệu mạnh để phát huy ưu thế tổng hợp. Các phần mềm ENVIMWQ, ENVIMAP, ECOMAP là phần mềm tích hợp GIS, CSDL môi trường (các điểm quan trắc chất lượng nước, không khí, các ống khói, phát thải, khí tượng, cống xả, lưu lượng nước thải, tải lượng ô nhiễm trong nước thải … ) và mô hình toán học mẫu sự lan truyền chất ô nhiễm trong môi trường không khí và môi trường nước. Các CSDL như khí tượng, các điểm lấy mẫu chất lượng không khí, các nguồn thải điểm, các phát thải phải được gắn với vị trí địa lí nhằm thể hiện hiện trạng môi trường. Bên cạnh đó để mô phỏng các quá trình lan truyền các chất ô nhiễm thường xuất hiện sự cần thiết phải thực hiện các bài toán chuẩn như: lấy CSDL cần thiết cho mô phỏng từ các dữ liệu khí tượng cũng như từ các ống khói (hay phát thải), biểu diễn kết quả tính toán mô phỏng dưới các dạng khác nhau, chồng lớp thông tin giữa lớp kết quả tính toán mô phỏng với các lớp không gian gắn với địa phương cụ thể. 143
Quá trình làm việc, các hệ mô phỏng trong ENVIMWQ, ENVIMAP, ECOMAP diễn ra trong sự phối hợp thông tin chặt chẽ với GIS. Các mô hình nhận được các dữ liệu từ GIS, còn kết quả làm việc được thông báo ngược trở lại vào GIS dưới hình thức thông tin bản đồ. Như vậy ở đây chúng ta thấy diễn ra quá trình phân công chức năng tự nhiên: GIS đảm nhận việc biểu diễn thông tin, mô hình đảm nhận thực hiện các xử lý thuật toán xử lý thông tin. 7.3 Xây dựng phần mềm ENVIMWQ – quản lý và mô phỏng chất lượng nước Phần mềm ENVIMWQ phiên bản 1.0 ra đời năm 2003 dựa trên cơ sở nâng cấp và chỉnh sửa phần mềm Donawasp 2.0 (sản phẩm của dự án Sài Gòn – Đồng Nai do GS. Lâm Minh Triết, Viện môi trường và tài nguyên chủ trì). Sau gần 2 năm vận hành, dựa vào nhu cầu công tác nghiên cứu và giảng dạy, tới tháng 11/2005 phần mềm ENVIMWQ 1.0 được nâng cấp thành phiên bản mới 2.0. ENVIMWQ 2.0 được thiết kế lại hoàn toàn với những ý tưởng mới cho phù hợp với thực tế. 7.3.1 Mục tiêu của phần mềm ENVIMWQ Cũng giống như những phần mềm khác, ENVIMWQ phiên bản 2,0 có những mục tiêu của mình, đó là : - nhận và lưu trữ các dữ liệu liên quan tới đánh giá chất lượng nước của một đối tượng nước cụ thể; - nhận và lưu trữ các dữ liệu liên quan tới thủy văn; - giúp trả lời các câu hỏi liên quan tới cấp nước cũng như chất lượng nước của một vùng cụ thể; - tính toán các đặc trưng của đối tượng nước trong vùng chịu sự ảnh hưởng các hoạt động kinh tế của con người; - tích hợp các văn bản pháp lý liên quan tới quản lý chất lượng nước; - hình thành các mẫu báo cáo khác nhau phục vụ cho mục tiêu quản lý. 7.3.2 Sơ đồ cấu trúc và các chức năng chính của phần mềm ENVIMWQ Sơ đồ cấu trúc của ENVIMWQ 2.0 được trình bày trên Hình 7.1. 144