Санитарная охрана водозаборов подземных вод (стр. 5 )

При санитарно-бактериологическом исследовании воды обяза­тельному учету подлежат Escherichia paracoli, имеющие большое эпидемиологическое значение.

При санитарной оценке качества подземных вод отсутствие в составе воды колиформных бактерий обычно считалось призна­ком отсутствия и патогенных. Однако в литературе описаны случаи нахождения в подземных водах энтеровирусов при отсутствии или количестве коли-форм менее двух в 100 мм (данные С. Герба). Согласно данным Г. Битона и др. [33], выживаемость энтеровиру-сов в подземных водах может характеризоваться большими сро­ками, чем выживаемость санитарно-показательных микроорганиз­мов. Это указывает на недостаточность распространенных стан­дартных методов определения бактериологической безопасности воды только по количеству кишечных палочек. Случаи бактери­ального загрязнения используемых в водоснабжении подземных вод многократно описаны в литературе.

При поступлении загрязненных бактериями и вирусами сточ­ных и поверхностных вод в почвы, породы зоны аэрации и водо­носный горизонт количество бактерий и вирусов, как правило, уменьшается — происходит «почвенная очистка воды». Интенсив­ность и механизм удаления микроорганизмов контролируются двумя главными факторами: 1) выживаемостью бактерий и вирусов в данных биологических, химических и термодинамических усло­виях зоны аэрации и водоносного горизонта; 2) физическими и физико-химическими процессами, определяющими перенос микро­организмов в подземных водах.

Таблица 4

Микроорганизмы в подземных водах в районе городских водозаборов (данные )

Гидробиологические характеристики воды	Содержание (число) в 1 см8
Подземные воды	Поверхност­ные воды на участках сбро­са неочищен­ных сточных вод
вдали от го­рода (неза­грязненное)	в районе города
Сестон*	Нет	0,04 — 410	0,5 — 62
Зоопланктон**	"	n*10	n*10
Простейшие**	"	n*10	до n*105
Бактерии:***	120	n *(102 — 105)	до п * 104
палочки	Есть	Нет	Есть
дрожжевые клетки	"	Есть	"
кокки	Единичные	Нет	"
нитчатые бактерии	Нет	Есть	"
железобактерии	"	"	"
серобактерии	"	Нет	"
актиномицеты	V	Есть	Нет
споры грибков	Есть	"	"
споры растительных организмов	Нет	"	„
зооглейные бактерии	"	"	Есть
Обрывки и остатки высшей водной ра- стительности, водных мхов, грибов	"	До 120	До п - 10*
Железистые соединения	„	Есть	Есть

* Общая величина загрязняющих примесей в воде дана в граммах на кубический метр (сухая масса остатка на фильтре, высушенного при t=60 °С).

** В единицах на кубический дециметр. *** В единицах на кубический сантиметр.

При инфильтрации загрязненных вод через зону аэрации ко­личество патогенных микроорганизмов и интенсивность их по­ступления в подземные воды регулируются аэробными процесса­ми, а также воздействием разнообразных аутохтонных микроорга­низмов, являющихся естественными антагонистами бактерий и вирусов. При соответствующих химическом составе, строении и мощности пород зоны аэрации степень очистки вод от бактери­ального загрязнения при инфильтрации может быть значительной. На последующей фазе горизонтального перемещения биологиче­ских загрязнений по водоносному горизонту вместе с потоком подземных вод возможностей для естественной очистки меньше, тем не менее патогенные микроорганизмы в подземных водах не могут существовать очень долгое время. В благоприятных услови­ях в первые 1 — 7 сут они могут выжить без заметного снижения их количества или даже слабо размножаются, но затем количест­во патогенных бактерий и вирусов убывает. Биологическая дегра­дация патогенных микроорганизмов связана с тем, что в присут­ствии растворенных и адсорбированных органических веществ, а также нитратов и фосфора, вызывающих интенсивное развитие сапрофитных бактерий, на частицах пород формируется биологи­ческая пленка, которая превращает породы в более эффективный фильтр для задержания разнообразных микроорганизмов. Даль­нейшее снижение количества патогенных микроорганизмов по пути фильтрации происходит вследствие общего уменьшения со­держания в воде биологических форм из-за неблагоприятных для их существования условий: низких температур, ограниченных воз­можностей питания, присутствия антагонистических организмов и веществ — бактериальных вирусов, антибиотиков, вырабатывае­мых другими микроорганизмами, и т. д. Как показал Б. Меркли, уменьшение во времени количества аллохтонных микроорганизмов подчиняется экспоненциальной зависимости. При этом коэф­фициент биологической деградации различен для разных микро­организмов и сильно зависит от химического состава и темпера­туры воды, от концентрации автохтонных бактерий и бактериофагов и других факторов, поэтому определения этого коэффициента необходимо проводить экспериментально. Время «полураспада» для бактерий и вирусов, в течение которого их на­чальная концентрация в подземных водах снижается в два раза, составляет от 1 до 20 сут. Затем уменьшение их концентрации замедляется и некоторое количество бактерий и вирусов может сохраниться еще на значительное время.

В благоприятных условиях при температуре 15°С выживае­мость патогенных бактерий и вирусов, по данным Г. Мэтчеса и А. Пекдегера, составляет для Escherichia Coli и Salmonella ty-phi более 100 сут, для Salmonella typhimurium — менее 230 сут, для Versinis sp. — менее 200 сут, а для Poliovirus — более 250 сут. По данным советских исследователей ( и др.), выживаемость некоторых микроорганизмов в подземных водах до­стигает 400 сут (энтерококк, сальмонеллы паратифа В, фаг Esche­richia Coli).

При определении размеров зон санитарной охраны водозабо­ров в СССР в соответствии с рекомендациями [24] расчетное вре­мя выживаемости болезнетворных микроорганизмов принимается равным 100 — 400 сут в зависимости от климатических условий и степени связи подземных вод с источниками загрязнения.

Перенос микроорганизмов в подземных водах, кроме выжи­ваемости, контролируется еще и такими физическими и физико-хи­мическими факторами, как фильтрация, адсорбция и дисперсия.

При фильтрации перенос микроорганизмов может быть огра­ничен малым, по сравнению с размером микроорганизмов, разме­ром пор породы. Но поскольку диаметр бактерий (0,2 — 5 мкм) и вирусов (0,25 — 0,03 мкм) очень мал, то уже в крупнозернистых песках и тем более в гравии микроорганизмы могут свободно про­ходить через поры между частицами этих отложений и перено­ситься на значительные расстояния в соответствии со скоростью движения подземных вод, которая изменяется от долей до десят­ков и сотен метров в сутки.

По данным М. Хатчисона, в натурных условиях продвижение аллохтонных микроорганизмов наблюдалось в почвенном слое на 100 м, в песках и гравии на 75 м, а в трещиноватых мелах на рас­стояние более 1 км. Возможность дальнего переноса микроорга­низмов увеличивается в трещиноватых и закарстованных породах не только из-за большой скорости движения воды, но и из-за зна­чительного размера трещин.

Большое влияние на задержку движения микроорганизмов при фильтрации в пористой и трещиноватой средах может оказы­вать их адсорбция, приближенно описываемая изотермами сорб­ции Фрейндлиха или Лэнгмюра. Параметры, характеризующие соотношение между количеством микроорганизмов, адсорбированных и находящихся во взвешенном состоянии, зависят от состава пород и подземных вод и вида микроорганизмов. Однако, по дан­ным полевых опытов Г. Мэтчеса и А. Пекдегера, скорость продви­жения бактерий Escherichia Coli u Serratia marcescens в подзем­ных водах была близка средней скорости движения воды, т. е. адсорбция происходила в очень малой степени.

Снижение скорости движения вирусов в грунтах значительно больше (для полиовирусов — до 500 раз) и также зависит от свойств воды, грунтов и вирусов. Однако вирусы могут десорби-роваться и вновь перемещаться с потоком, С. Дюбуа, Б. Мур и Б. Сейджик отмечали, что это происходит, например, после интен­сивных дождей. Бактерии десорбируются в меньшей степени; они могут необратимо прикрепляться к поверхности частиц грунта и некоторое время жить в адсорбированном состоянии.

Хотя адсорбция вирусов происходит более интенсивно, чем ад­сорбция бактерий, имеются данные о том, что вирусы в песчаном водоносном горизонте распространялись на расстояние около 60 м от источника загрязнения (септика). Кроме этого, перенос виру­сов сильно зависит от минерализации воды и при опреснении под­земных вод, например после выпадения дождей, вирусы могут десорбироваться и вновь попадать в воду.

Некоторые экспериментальные данные по кинетике адсорбции микроорганизмов [21] позволяют охарактеризовать эти процессы математически в виде уравнения нелинейной кинетики, в котором учитываются число сорбированных организмов, их текущее содер­жание в воде, полная сорбционная емкость породы, в которой происходит фильтрация содержащей микроорганизмы воды, а так­же кинетический коэффициент. Это дает возможность использо­вать для прогноза миграции биологических загрязнений в потоке подземных вод дифференциальное уравнение переноса и его ре­шение, действительное для условий постоянной скорости фильтра­ции и входной концентрации микроорганизмов Свх [3].

Параметры массопереноса микроорганизмов в подземных водах отличаются большой изменчивостью, так как зависят от вида и начального содержания микроорганизмов, литологического соста­ва и структуры пород водоносного горизонта, химического состава подземных вод и др. В трещиноватых и закарстованных породах роль адсорбции относительно невелика и «очистка» подземных вод происходит главным образом путем их разбавления и сниже­ния концентрации микроорганизмов.

Гидродинамическая дисперсия микроорганизмов в породах определяется не только коэффициентом диффузии и дисперсии, но и коэффициентом собственной активной мобильности бактерий М, причем со снижением температуры воды М уменьшается: по ла­бораторным данным для Escherichia Coli при t=20 °С М= =0,1 м/сут [44].

Существуют большие расхождения в данных о параметрах процессов дисперсии, адсорбции и отмирания микроорганизмов, что связано, в частности, с различной методикой экспериментов и их условиями, поэтому параметры модели переноса и выживаемо­сти микроорганизмов необходимо определять всякий раз для кон­кретных условий.

Оценка опасности биологического загрязнения подземных вод и водозаборов имеет большое значение не только для обоснова­ния размеров зон санитарной охраны, но и для выбора метода складирования отходов и участков размещения животноводческих
ферм, свалок, полей фильтрации, полей орошения сточными вода­ми, при выяснении безопасных расстояний от источников бакте­риального загрязнения до водозаборов, при искусственном попол­нении запасов подземных вод поверхностными и сточными водами.

ПОВЫШЕННЫЕ МИНЕРАЛИЗАЦИЯ И ОБЩАЯ ЖЕСТКОСТЬ

Увеличение минерализации и общей жесткости подземных вод, проявляющееся обычно в возрастании концентрации хлоридов и сульфатов кальция, натрия и магния, часто происходит в резуль­тате привлечения к водозабору некондиционных солоноватых и соленых природных вод из смежных по разрезу водоносных гори­зонтов, удаленных частей эксплуатируемого водоносного горизон­та и поверхностных вод. Предусмотреть и исключить эти нежела­тельные явления можно путем детального изучения гидрогеологи­ческих и гидрохимических условий района расположения водоза­бора с соответствующим обоснованием выбора участка располо­жения, схемы и производительности водозабора.

Наблюдающиеся тем не менее случаи увеличения минерали­зации и жесткости воды в водозаборах связаны с недостаточным учетом деталей природной гидрохимической обстановки или с нарушением заданного режима водоотбора.

Нередки также техногенные влияния, например утечки и филь­трация минерализованных промышленных и сточных вод с по­ступлением их в эксплуатируемый водоносный горизонт. Часто повышение минерализации подземных вод происходит вследствие выноса солей из почв оросительными водами. В таких районах высокую минерализацию имеет и вода в дренажных каналах, пе­рехватывающих подземные воды, что, в свою очередь, приводит к росту минерализации воды в реках, принимающих дренажные воды. Таким образом, непригодные для питьевых целей минерали­зованные воды отбирают не только водозаборные скважины, рас­положенные на орошаемых массивах или ниже по потоку, но и скважины, использующие приречные и приканальные линзы под­земных вод.

Широко известны также случаи внедрения (интрузии) соленых морских вод на побережьях в водоносный горизонт после сниже­ния в нем уровней вследствие интенсивного водоотбора.

Интрузия океанических вод в водоносный горизонт в районе г. Санта-Барбара (шт. Калифорния, США) описана П. Мартином в 1984 г. За период с июля 1978 г. по январь 1980 г. уровни под­земных вод понизились здесь более чем на 30 м вследствие увеличения отбора подземных вод городскими водозаборами. (Это увеличение отбора было частью исследований для определения экс­плуатационных запасов подземных вод.) Водоотбор, сконцентри­рованный в городе на расстоянии до 1,6 км от побережья, вызвал понижение уровня подземных вод ниже уровня океана, в связи с чем увеличились размеры интрузии соленых океанических вод и ухудшилось качество воды в прибрежных водозаборных скважи­нах: в четырех скважинах концентрация хлоридов превысила 1 г/дм3, а в остальных стала более 0,25 г/дм3. Ранее предпола­галось, что интрузия соленых вод может происходить только в неглубокой прилегающей к берегу части водоносного горизон­та, так как вследствие тектонических нарушений далее залегают слабопроницаемые породы. Гидрогеологические исследования, од­нако, показали, что океаническая вода внедрилась на большую глубину и за пределы прибрежного тектонического сброса, кото­рый, таким образом, не стал барьером для интрузии. Поэтому при дальнейшем намеченном программой увеличении водоотбора кон­тур деградации состава воды будет еще больше удаляться от бе­рега и по расчетам через 20 лет достигнет городских скважин. С целью управления и контроля за интрузией предусмотрены сни­жение производительности городских водозаборов, развитие водо­снабжения за счет использования поверхностных вод, искусствен­ное пополнение подземных вод через нагнетательные скважины, передислокация водозаборных скважин в удаленные от берега участки.

Г Л А В А 5.

МЕТОДЫ ПРОГНОЗА КАЧЕСТВА ПОДЗЕМНЫХ ВОД НА ВОДОЗАБОРАХ

Как отмечалось выше, в условиях длительной эксплуатации водозабора состав отбираемой воды иногда изменяется по срав­нению с составом, характерным непосредственно для участка рас­положения водозабора и изученным при разведке подземных вод. Причиной изменений может быть привлечение к водозабору во­ды другого состава из удаленных участков эксплуатируемого во­доносного горизонта, переток из выше - и нижележащих водонос­ных горизонтов, привлечение поверхностных вод (речных, морских, из промышленных бассейнов — накопителей сточных вод) и т. д. В результате в отбираемой водозабором воде могут появиться различные загрязняющие вещества.

Эти изменения следует учитывать при оценке эксплуатацион­ных запасов подземных вод, определяемых с учетом требования о сохранении качества отбираемых подземных вод в течение всего расчетного срока работы водозабора, а также при обосновании зон санитарной охраны водозабора. Надежность прогноза качест­ва подземных вод для условий эксплуатации водозабора, завися­щая от сложности гидрохимических условий района его расположения, правильности их систематизации при проведении прогноз­ных расчетов, полноты исходных параметров, является одним из критериев отнесения эксплуатационных запасов подземных вод по степени изученности к категориям А, В, С.

Прогноз качества подземных вод выполняется при оценке влия­ния на подземные воды объектов — потенциальных источников за - - грязнения, а также при обосновании и разработке проектов про­филактических, локализационных и восстановительных мероприя­тий, имеющих целью защиту подземных вод от загрязнения.

Прогноз качества подземных вод на водозаборах складывает­ся из оценки возможности подтягивания к водозабору некондици­онных по качеству вод, определения сроков их появления в водо­заборе и прогноза изменения во времени состава и качества отби­раемой воды.

Движение растворенных, взвешенных или эмульгированных ве­ществ в водоносных горизонтах в области активного водообмена контролируется в первую очередь теми же гидрогеологическими факторами, которые определяют фильтрацию подземных вод, — геологическим строением, структурой и свойствами водоносных горизонтов, условиями пополнения запасов подземных вод (ин­фильтрация атмосферных осадков, питание из водотоков и водо­емов, переток их соседних водоносных горизонтов), интенсивностью отбора воды из водоносного горизонта водозаборами, дренажами и т. д. Все это в целом определяет направления и скорости дви­жения подземных вод вместе с содержащимися в них веществами к естественным дренам и к водозабору.

Кроме фильтрационных факторов большое влияние оказывают физико-химические процессы трансформации веществ в подземных водах и их взаимодействие с вмещающими породами — ионный обмен, физическая и химическая сорбция, разложение, выпадение в осадок и растворение, радиоактивный распад, дисперсия и дру­гие процессы, приводящие к изменению скорости движения и кон­центрации мигрирующих в водоносном горизонте веществ.

При прогнозировании изменения качества воды в водозаборе должны быть учтены гидрогеологическая обстановка и гидрохи­мические условия района размещения водозабора, выявлены ис­точники питания подземных вод, установлены существующие и возможные источники загрязнения и их гидродинамическая актив­ность, т. е. влияние на уровни, скорости и расходы естественного потока подземных вод.

Теоретической основой прогноза качества подземных вод явля­ется теория массопереноса в фильтрующей среде, а применитель­но к гидрогеологическим задачам — теория миграции веществ в горных породах и в подземных водах, в которой в схематизиро­ванном виде учитываются некоторые гидрогеологические и физи­ко-химические факторы.

Таблица 5

Параметры сорбции некоторых загрязняющих веществ

Мигрирующее вещестзо-загрязнитель	Порода	Характеристика сорбционного процесса	Автор
Стронций	Кварцевый песок,	е=10-3 — 10-2	, 1984 г.
	Суглинки	е = 0,3	Р. Джексон. 1980 г.
	Пески	v=33; |З=10
Цезий	— « —	v=330; |З=100
Талловые мыла	Ленточные глины	|З=0,1 — 0,5
	Суглинки	|З=0, 3 — 0,7	, 1982 г.
	Пески	|З=0,8 — 1,4
Фосфаты	Ленточные глины	|З=0,2 — 0,3
	Суглинки	|З = 0, 1 — 0,7
	Пески	|З=1,2
Фториды	— « —	|З=2, 1 — 9,5
Хлороформ, бромо-форм, трихлорэтан, хлорбензол	Пески	v=3 — 35	П. Роберте, А. Валокки, 1981 г.
Масляная кислота, фенолы, хлорфенол, диметилфталат	—	v= 1	П. Сеттон, Дж. Баркер, 1985 г.

Примечания. Для стронция и цезия приведены данные, полученные при прове­дении полевых и лабораторных опытов, для талловых мыл, фосфатов, фторидов, хлоро­форма, трихлорэтана и хлорбензола — только лабораторных опытов и для масляной кисло­ты, фенолов, хлорфенола и диметилфтолата — только полевых опытов.