Bản đồ nhập l€ợng tới hạn

Để bảo vệ các hồ n‡ớc, đất rừng, nhập l‡ợng tới hạn vμ nhập l‡ợng mục tiêu đã l‡u tâm đến sự ô nhiễm, bao gồm nhập l‡ợng l‡u huỳnh ở hồ (cả ẩm ‡ớt vμ khô, , SO2) vμ trầm tích ion H+ ở đất rừng (vì nó bao gồm những ảnh h‡ởng của cả axít sulfuric vμ axít nitric vμo trong lòng đất). Smith cùng cộng sự (1993) chỉ ra rằng trầm tích khí quyển bao gồm ion hidro vμ canxi đọng trong

ó khả năng tạo ra những thay đổi về pH từ 0,2 y 0,6 đơn vị, nhanh

‡ớc đây chúng ta từng biết. Thêm vμo đó rừng vμ đất rừng có thể

‡ởng với l‡ợng nitơ tác động (bão hoμ nitơ) nên nhập l‡ợng tới hạn của nitơ đang đ‡ợc tìm hiểu ( cùng cộng sự, 1993). Sự tập trung sunfat ở các hồ đang đ‡ợc dùng để đặt ra nhập l‡ợng tới hạn, thay vì trầm tích l‡u huỳnh (Posch cùng cộng sự, 1993) vμ ANC đ‡ợc dùng nh‡ một giới hạn cho chất l‡ợng n‡ớc để chống lại những tác động trong hồ (tỷ lệ cá chết). Giá trị ANC ở 20 Peq/l (Henriksen, 1992), 25 Peq/l vμ 0 Peq/l (Holdren cùng cộng sự, 1993) đ‡ợc đ‡a ra dùng để xác định nhập l‡ợng tới hạn. Trầm tích ion H+ ở đất rừng lμ một tham số tiêu biểu đ‡ợc ‡ớc tính tỷ lệ các cation bazơ kết hợp với ion nhôm trong độ ẩm của đất. Sverdrup cùng cộng sự (1992) thừa nhận rằng tỷ lệ phân tử gam tới hạn (Ca2+ + Mg2+)/Al lμ 1:1; ở tỷ lệ nμy, rễ cây đ‡ợc bảo vệ khỏi độc tính của nhôm vμ sự thiếu hụt magiê. Tỷ lệ phân tử gam tới hạn đ‡ợc dùng với hằng số hoμ tan gibbsit (([Al3+]/[H+]) = 108,3) để ‡ớc tính độ kiềm (hoặc các cation bazơ) đ‡ợc lọc từ đất, giúp tránh hình thμnh nhôm từ sự hoμ tan đất. Hình 7.14 lμ một bản đồ nhập l‡ợng tới hạn về các giai đoạn của trầm tích axít (cả trầm tích ‡ớt vμ khô) ở Châu Âu ( cùng cộng sự, 1992). Trầm tích ion H+ đ‡ợc xác định lμ sự ô nhiễm cần đ‡ợc kiểm soát vμ yếu tố của hệ sinh thái tới hạn đ‡ợc xác lập, nó sẽ đ‡ợc đ‡a đến mỗi n‡ớc để xác định các nhập l‡ợng mục tiêu. Các nhập l‡ợng mục tiêu có tính đến sự l‡u tâm về chính trị, kinh tế, xã hội vμ kỹ thuật bao gồm những gì đã đạt đ‡ợc vμ cái gì còn lμ mong ‡ớc ở mỗi Quốc gia. Mối quan hệ giữa nhập l‡ợng tới hạn vμ nhập l‡ợng mục tiêu lμ t‡ơng đ‡ơng cho tới hạn chất l‡ợng n‡ớc vμ tiêu chuẩn chất l‡ợng n‡ớc ở Hoa Kỳ. Nhập l‡ợng mục tiêu giống nh‡ chuẩn chất l‡ợng n‡ớc mμ theo luật pháp bắt buộc phải tuân theo. Để chắc chắn an toμn vμ tránh sự giảm giá trị cho chất l‡ợng tμi nguyên, nhập l‡ợng mục tiêu có thể đ‡ợc đặt ra một cách nghiêm ngặt hơn nhập l‡ợng tới hạn. Mặt khác, nhập l‡ợng mục tiêu có thể đ‡ợc đ‡a ra ít nghiêm ngặt hơn nhập l‡ợng tới hạn, vì vậy có lẽ chấp nhận nhập l‡ợng mục tiêu chính xác hơn đ‡ợc đ‡a 4 SO than bùn c hơn so với tr rất dễ bị ảnh h ri a m a K ri a m a K

đ‡ợc bảo vệ lμ rừng. Theo nghiên cứu, ảnh h‡ởng sinh học lμ sự giảm xuống của rừng đang giúp đất thoát khỏi sự chua hoá trong thời gian một thập kỷ hay hμng thế kỷ qua. Chỉ một phần tμi nguyên đ‡ợc bảo vệ còn loại đất rừng dễ bị ảnh h‡ởng nhất có thể không; vì vậy, có quyết định rằng bao gồm 95% đất rừng nằm trong khu vực cơ sở (ví dụ: 5% đất rừng sẽ cần nhập l‡ợng tới hạn chính xác hơn các phần khác, đ‡ợc giới hạn trong mỗi ô nhỏ với kích thích 150 u 150 km thể hiện trong hình 7.14).

Hình 7.14. Bản đồ nhập l‡ợng tới hạn với sự che phủ 95% đất rừng ở Châu Âu (trong phạm vi kinh độ 10vμ vĩ độ 0,50 các đ‡ờng kẻ ô) sử dụng ph‡ơng pháp cân bằng khối l‡ợng ổn định (SMB). Trầm tích bao gồm tổng trầm tích axít khô vμ ‡ớt với đơn vị meq/m2.năm. (Karmari cùng cộng sự, 1992)

Ph‡ơng pháp cân bằng khối l‡ợng ổn định (SMB) mμ Hettelingh cùng cộng sự (1991) đ‡a ra đ‡ợc dùng để vẽ bản đồ trong hình 14. Sự quan tâm hiện tại lμ h‡ớng về đất rừng do các phần cây bị mục rữa ở Đức, Ba Lan vμ Tiệp Khắc cũ, vμ do có những bằng chứng cho thấy đất bị chua trong suốt thế kỷ 20 ở miền nam Thuỵ Điển (Erikson cùng cộng sự, 1992). Nh‡ng Henriksen cùng cộng sự (1992) trình bμy rằng các hồ n‡ớc lμ những cơ quan nhạy cảm nhất ở các n‡ớc Bắc Âu. Tuy nhiên 82% đất rừng ở các n‡ớc Bắc Âu có trầm tích v‡ợt quá nhập l‡ợng tới hạn, nh‡ hình 7.14; vì vậy, nhập l‡ợng mục tiêu phải đ‡ợc đ‡a ra

nghiêm ngặt hơn nhập l‡ợng tới hạn để mμ tác động đến sự khôi phục (Kamaricùng cộng sự, 1992; Sverdrup cùng cộng sự, 1992).

Nhập l‡ợng mục tiêu ban đầu đ‡ợc đ‡a ra cho các n‡ớc Bắc Âu gồm: Thuỵ

vùng để hợp nhất các hμm số thay đổi trong mô hình EMEP, từ đó kết hợp chất thải của một Quốc gia với trầm tích ở 150 km ứng với các ô trong bản đồ. Các mô hình nh‡ RAINS sẽ cần cho việc ‡ớc tính nhập l‡ợng mục tiêu.

Điển, Nauy, Phần Lan vμ Đan Mạch (Broden vμ Kuylenstierna, 1992) lμ 0,5 g S/m2.năm, ngoại trừ miền nam Thuỵ Điển nơi mμ nhập l‡ợng mục tiêu lμ 0,3 g S/m2.năm; ở trung tâm vμ phía bắc Phần Lan có nhập l‡ợng mục tiêu theo thứ tự lμ 0,4 vμ 0,2 g S/m2.năm. Đó lμ những cái mục tiêu chắc chắn cần tuân theo vμ hầu hết các vùng sẽ phải giảm l‡ợng chất thải hơn nữa để có thể đáp ứng đ‡ợc nhập l‡ợng mục tiêu. Bản đồ hệ thống kiểm soát tổng l‡ợng trầm tích l‡u huỳnh ở Châu Âu (EMEP) đ‡ợc nêu ra trong hình 15 cho thấy rằng hầu hết Châu Âu nhận l‡ợng trầm tích lớn hơn 0,5 g/m2.năm vμo năm 1985. Alcamo cùng cộng sự (1990) đã phát triển một mô hình (RAINS) đánh giá

Hình 7.15. Bản đồ hệ thống kiểm soát (EMEP) tổng l‡ợng trầm tích l‡u huỳnh (g S/m2.năm) năm 1985 7.6.2 Mô hình đánh giá nhập l€ợng tới hạn

Các mô hình trạng thái ổn định đơn giản đ‡ợc sử dụng để xác định nhập l‡ợng

ngay, có thể lμ có sự phản ứng chậm chạp vì phản ứng trao đổi ion có thể cung tới hạn cho các hồ vμ rừng. Nguyên tắc bazơ lμ chất khoáng phong hoá trong các l‡u vực cung cấp chủ yếu các cation chính vốn lμ những nhân tố cần thiết cho thảm thực vật vμ n‡ớc hồ để đảm bảo l‡ợng ANC cần thiết (xem định nghĩa ANC ở trên nh‡ tổng số các cation bazơ trừ anion axít). Nếu axít bị trầm tích trong l‡u vực nhiều hơn sự phong hoá hoá học có thể trung hoμ thì hiện t‡ợng chua hoá đất vμ n‡ớc cuối cùng cũng sẽ xuất hiện. Nó không thể xảy ra

cấp những cation bazơ cho thảm thực vật vμ n‡ớc trong một giai đoạn, nh‡ng

sự (1992) đã phát triển mô hình PROFILE vốn dựa vμo

‡ơng thức toμn diện

Ph‡ơng pháp tính nhập l‡ợng tới hạn từ mô hình trạng thái ổn định không tính đến tỷ lệ thời gian lúc chua hoá vμ phục hồi. Mô hình trạng thái ổn định chi tiết đ‡ợc dùng để ‡ớc tính nhập l‡ợng mục tiêu cho 3 l‡u vực ở NaUy vμ Phần Lan (Warfvinge cùng cộng sự, 1992). Ba mô hình khác nhau đ‡ợc sử dụng theo ph‡ơng pháp dự đoán để nhập l‡ợng đ‡ợc điều chỉnh cho đến khi chất hoá học trong đất có đ‡ợc tỷ lệ 1 : 1 nh‡ mong muốn giữa các cation bazơ vμ nhôm cho đến năm 2037 (giả thuyết khoảng 50 năm). Cả 3 mô hình đ‡a ra những kết quả t‡ơng tự về các vũng n‡ớc chỗ đất trũng, nh‡ng sự khác nhau lμ lớn khi đất trở nên sâu vμ những giả thuyết thuỷ văn học trong các mô hình thay đổi căn cứ vμo n‡ớc thấm qua đất vμo những dòng chảy nh‡ thế nμo. Vịnh Birkenes ở phía nam Nauy bị chua hoá, nên nhập l‡ợng mục tiêu phải hạ xuống ít hơn 0 meq/m2.năm về l‡ợng trầm tích l‡u huỳnh để đến năm 2037 cuối cùng khả năng trao đổi của đất sẽ không còn, vμ sự chua hoá sẽ có kết quả. Thời kỳ trì hoãn nμy có thể đ‡ợc‡ớc tính nh‡ khả năng trao đổi các cation bazơ của đất (có thể đổi đ‡ợc các ion Ca, Mg, Na vμ K), đ‡ợc phân theo tỷ lệ xói mòn cation tiêu biểu lμ theo thứ tự của một vμi thập niên về đất nghèo axít. Đối t‡ợng trao đổi (tổ hợp trao đổi cation) đ‡ợc thiết lập bởi khoáng vật học vμ thạch học của vật liệu gốc, vμ điều nμy đã xác định khả năng trao đổi cơ bản, thậm chí cả tính chất hoá học của đất.

Sverdrup cùng cộng

nguyên tắc về tính liên tục của độ kiềm hay ANC trong đất. Nhập l‡ợng tới hạn đ‡ợc định nghĩa nh‡ trầm tích axít có thể cho phép mμ không lμm chua hoá đất rừng vμ không gây ra sự xâm nhập các ion nhôm vμ hiđrô vμo đất hoμ tan:

CL = BCw - AlkL (21)

trong đó: CL lμ nhập l‡ợng tới hạn (meq/m2.năm) BCw lμ tỷ lệ phong hoá (meq/m2.năm) AlkL lμ sự rửa lũa kiềm (meq/m2.năm)

L‡ợng kiềm cần để lọc từ đất có thể đ‡ợc ‡ớc tính từ tỷ lệ giữa các cation bazơ với nhôm, (Ca, Mg)/Al, giả sử nhập l‡ợng giới hạn cho ảnh h‡ởng sinh học lμ 1 : 1. Sau đó, dựa vμo độ hoμ tan gippsit vμ một l‡ợng nhỏ tập hợp cation bazơ đủ cho nhu cầu dinh d‡ỡng của rừng khoảng 5 meq/m2.năm, nó có thể tính đ‡ợc l‡ợng kiềm cần thiết cho loại đất tốt. Mô hình SMB bao gồm 1/3 vế phải của ph‡ơng trình (21) để thảm thực vật hấp thụ cation, đây lμ một ảnh h‡ởng lμm chua hoá khác đối với đất rừng mμ phải đ‡ợc loại ra khỏi mức độ phong hoá (Posch cùng cộng sự, 1993). Furrer cùng cộng sự (1989) có một mô hình trạng thái ổn định, chi tiết hơn lμ SMB vμ PROFILE. Nó bao gồm sự phong hoá, trao đổi ion, sự hấp thụ cation của cây, hoạt động vận chuyển nitơ, tính chất hoá học cân bằng của đất d‡ới điều kiện ổn định. Mô hình đó không đ‡ợc sử dụng

‡ợng tới hạn, nh‡ng nó đ‡a ra một ph để xác định nhập l

hơn.

vịnh nμy sẽ phục hồi lại đ‡ợc.

Holdren cùng cộng sự (1993) nhận ra rằng những mô hình động lực đó đ‡a ra những kết quả nhập l‡ợng mục tiêu khác nhau trong số 762 hồ từ Đông bắc Pennsylvania đến Maine. Đây lμ số l‡ợng hồ tiêu biểu đ‡ợc chọn qua cuộc nghiên cứu các hồ phía Đông (ELS) trong sự phân loại ngẫu nhiên 7150 hồ trong vùng. Trong dự án phục hồi bị hoãn lại tức thời, 3 mô hình đ‡ợc dùng để đánh giá dự đoán sự phục hồi của các hồ nμy với dự án giảm 30% trầm tích l‡u huỳnh, đúng trong kết quả báo cáo bổ sung các hμnh động lμm sạch không khí ở Hoa Kỳ năm 1990. Ba mô hình gồm: mô hình ILWAS của Gherini cùng cộng sự (1685), mô hình MAGIC của Cosby cùng cộng sự (1985) vμ mô hình Enhanced Trickle - Down (ETD) của Nikolaidis cùng cộng sự (1988). Mô hình ILWAS lμ chi tiết nhất, nó bao gồm cả những thông số thuỷ văn vμ những tính chất hoá học trao đổi trong đất. Mô hình ILWAS đòi hỏi số liệu đầu vμo lớn, vì vậy nó bị giới hạn, ứng dụng của nó để đánh giá khoanh vùng mật độ những hồ lớn. Mô hình MAGIC lμ một mô hình cân bằng hoá học đất, nó đ‡ợc ứng dụng rất thμnh công ở Châu Âu vμ Hoa Kỳ. Nó không chỉ bao gồm một phần nhỏ về thuỷ văn mμ nó liên kết với các mô hình thuỷ văn khác. Mô hình MAGIC đ‡ợc thiết kế để dự báo trung bình hμng năm đã trải qua một thời gian dμi bởi vì tính đơn giản của nó, nh‡ng không đánh giá đ‡ợc những sự kiện rời rạc điều mμ nó chắc chắn có thể đe doạ đến các sinh vật trong các hồ, nồng độ kiềm nhỏ trung bình hμng năm nh‡ng tuỳ thuộc vμo l‡ợng tuyết tan hay hμnh trình của dòng chảy axít.

axít iảm. Điều nμy đ‡a ra một vμi bằng chứng về

F bằng 0,5. Độ kiềm lμ một l‡ợng có thể thay đổi từ các cation Mỗi dữ kiện đ‡a ra trong hình 7.16 đại diện cho một hồ đ‡ợc chọn lựa trong sự phân tầng mẫu tuỳ ý với sự khác nhau các nhân tố thêm vμo; mỗi điểm đại diện cho khoảng 12 đến 27 hồ trong vùng với những đặc tr‡ng thuỷ địa hoá khác nhau. Trong số những hồ nμy hầu hết các hồ dễ bị ảnh h‡ởng trong vùng có nền đá kết tinh nơi mμ có sự thay đổi chậm vμ những biểu đồ thuỷ văn không thật. Hình 16 chỉ ra mối t‡ơng quan với giả thuyết rằng sunfat lμ một chìa khoá có thể thay đổi đ‡ợc nồng độ ANC của các hồ trong vùng. Trong những hồ có nồng độ sunfat cao (trong những vùng nhận đ‡ợc trầm tích lớn hơn), nồng độ ANC th‡ờng g

trầm tích axít sulfuric lμ nguyên nhân gây ra tính axít của các hồ trong một số loại hồ dễ bị ảnh h‡ởng lớn ở vùng Đông bắc Mỹ. Nét kẻ nhỏ chính lμ đ‡ờng hồi quy qua các điểm đánh dấu bằng hình vuông trên hình 16 theo sau lμ một hệ số F = 0,8, trong đó hệ số F lμ tỷ số sự thay đổi của tổng nồng độ các cation bazơ trong các hồ với sự thay đổi nồng độ anion sunfat:

F = {'6Các cation bazơ}/'{SO42} (22)

Ph‡ơng trình (22) dùng để đo mức độ của dung dịch đệm cái mμ l‡u vực có thể cung cấp để tăng trầm tích l‡u huỳnh. Ví dụ, nhờ có trầm tích axít mμ khi nồng độ anion sunfat trong hồ tăng lên 50 Peq/l thì sự trao đổi ion tăng lên vμ sự phong hoá có thể cung cấp thêm vμo một l‡ợng 25 Peq/l các cation bszơ, kết quả lμ hệ số

bazơ trong hình 7.16, bởi vì sự giải phóng cation bazơ từ sự phong hoá hoặc sự trao đổi dẫn đến tổng đ‡ơng l‡ợng kiềm đ‡ợc sinh ra. Trong ví dụ, nhờ có 50 Peq/l axít mạnh mμ khi giải phóng 25 Peq/l các cation bazơ sẽ cung cấp 25 Peq/l độ kiềm vμ giảm đi 25 Peq/l sẽ lμm thay đổi độ kiềm trong hồ. Độ dốc của đ‡ờng thẳng hồi quy trong hình 7.16 từ các hồ trong cuộc điều tra các hồ phía Đông chỉ ra hệ số F bằng 0,66.

Hình 7.16. ANC chống lại nồng độ sunfat (Peq/l) đại diện cho 43 hồ ở Đông bắc Mỹ, một phần số liệu cơ bản của cuộc nghiên cứu các hồ phía Đông (ELS). Những hồ nμy hầu hết lμ những hồ dễ bị ảnh h‡ởng của 762 mẫu hồ đại diện cho toμn bộ số liệu cơ bản của 7150 hồ từ Đông bắc Pennsylvania tới Maine. (Linthurst cùng nnk, 1986)

Mô hình ETD đ‡ợc thiết kế nh‡ sự gộp thông số mô hình l‡u vực cái mμ đã tác dụng tới độ kiềm nh‡ lμ biến số chính. Các cation vμ anion đặc biệt không đ‡ợc mô phỏng trong mô hình. Sự gần đúng nμy gồm cả điểm mạnh lẫn điểm yếu. Nó lμ mô hình độ kiềm duy nhất mμ sự ‡ớc tính đơn giản nhất vμ thừa nhận mô hình ETD chi tiết hơn mô hình thuỷ văn cái mμ có khả năng mô phỏng các sự kiện với thời gian có thể thay đổi d‡ợc từ 10 phút đến 1 ngμy. Tuy nhiên, nếu dinh d‡ỡng của rừng đặt câu hỏi nh‡ nồng độ nhôm vμ magiê cần gì? Mμ mô hình ETD không cập nhật ngay lập tức để hoμn thμnh điều nμy. Kết quả lμ mô hình ETD từ 81 hồ trong cuộc điều tra ELS thể hiện trong hình 7.17. Giảm 30% tổng l‡ợng trầm tích S đ‡ợc sử dụng nh‡ lμ đầu vμo của mô hình; sự giảm đầu vμo nh‡ một hμm độ dốc đang đi xuống qua thời gian 15 năm vμ kết quả thể hiện ở hình 7.17 lμ sự thay đổi ANC vμ nồng độ ion sunfat trong hồ sau 50 năm (gần đúng với trạng thái ổn định). Kết quả đáng ngạc nhiên lμ các hồ không phản ứng lại độ dốc trầm tích với một phạm vi rộng. Độ dốc của đ‡ờng thẳng hồi quy biểu thị hệ số F bằng 0,9. Các hồ đều có liên quan đến dung dịch đệm bởi vì sự đa dạng của các cơ chế bao gồm sự trao đổi ion, sự phong hoá hoá học vμ sự hấp thụ sunfat (nó khó khăn để thay đổi ANC vμ trị số pH của các hồ, đột ngột hoặc tăng hoặc giảm l‡ợng trầm tích. Trong tr‡ờng hợp nμy, thăm dò cải tạo các hồ do sự thải ra giảm xuống lμ bình th‡ờng). Sáu hồ của mẫu đ‡ợc phân cấp ngẫu nhiên trong 81 hồ đ‡ợc bù lại từ ANC nhỏ hơn 0 tới mức

ANC tuyệt đối. Ban đầu có 15 hồ axít với nồng độ ANC nhỏ hơn 0. Trung bình nồng độ ANC của hồ tăng xấp xỉ 6 Peq/l.