Rapporto di diluizione. Analisi biotest: un metodo integrale per valutare la qualità degli oggetti ambientali Manuale didattico e metodologico

Ordinanza del Ministero delle Risorse Naturali della Russia del 4 dicembre 2014 N 536 "Approvazione dei criteri per classificare i rifiuti nelle classi di pericolo I - V in base al grado di impatto negativo sull'ambiente" (Registrato presso il Ministero della Giustizia Russia il 29 dicembre 2015 N 40330)

III. Rapporto di diluizione dell'estratto acquoso dai rifiuti, al quale non si riscontra alcun effetto dannoso sugli organismi acquatici

III. TASSO DI DILUIZIONE DELL'ACQUA ESTRATTA DAI RIFIUTI,

IN CUI NON VI È EFFETTO DANNOSO SUGLI IDROBIONI

12. La determinazione del fattore di diluizione (Cr) di un estratto acquoso dai rifiuti, in cui non vi è alcun effetto dannoso sugli organismi acquatici, si basa sul biotest di un estratto acquoso di rifiuti - uno studio sull'effetto tossico sugli organismi acquatici di un estratto acquoso da rifiuti ottenuti utilizzando acqua, le cui proprietà sono stabilite dal metodo di biotest utilizzato con un rapporto di massa tra rifiuti e acqua pari a 1:10.

13. La determinazione del fattore di diluizione dell'estratto acquoso dai rifiuti, in cui non vi è alcun effetto dannoso sugli organismi acquatici, viene effettuata secondo tecniche (metodi) di misurazione certificate, le cui informazioni sono contenute nel Fondo informativo federale per la garanzia l'uniformità delle misurazioni in conformità con la legge federale del 26 giugno 2008. N 102-FZ "Garantire l'uniformità delle misurazioni" (Legislazione raccolta della Federazione Russa, 2008, N 26, Art. 3021; 2011, N 30, Art. 4590, N 49, Art. 7025; 2012, N 31, Art. 4322; 2013, N. 49, articolo 6339; 2014, N. 26, articolo 3366).

14. Quando si determina il rapporto di diluizione di un estratto acquoso dai rifiuti, in cui non vi è alcun effetto dannoso sugli idrobionti, vengono utilizzati almeno due oggetti di prova provenienti da diversi gruppi sistematici (dafnie e ciliati, ceriodafnia e batteri o alghe), ad esempio, il tasso di mortalità dei crostacei Ceriodaphnia affinis non è superiore al 10% in 48 ore (BKR10-48), la mortalità dei crostacei Ceriodaphnia dubia non è superiore al 10% in 24 ore (BKR10-24) o la mortalità dei crostacei Daphnia magna Straus non più del 10% in 96 ore (BKR10-96) e una diminuzione del livello di fluorescenza della clorofilla e una diminuzione del numero di cellule dell'alga Scenedesmus quadricauda del 20% in 72 ore (BKR20-72). Come risultato finale viene considerata la classe di pericolo identificata sull'oggetto in prova che ha mostrato una maggiore sensibilità ai rifiuti analizzati.

Quando si studiano gli estratti d'acqua da rifiuti ad alto contenuto di sale (il contenuto di residuo secco nell'estratto d'acqua studiato è superiore a 6 g/dm3), vengono utilizzati almeno due oggetti di prova resistenti all'alto contenuto di sale di diversi gruppi sistematici, per Ad esempio, la mortalità dei crostacei Artemia salina non supera il 10% in 48 ore (BKR10-48) e da una diminuzione del livello di fluorescenza della clorofilla e una diminuzione del numero di cellule dell'alga Phaeodactylum tricomutum del 20% in 72 ore (BKR20-72).

La diluizione è uno dei fattori principali nel trattamento delle acque reflue. Sebbene la diluizione non modifichi la quantità totale di sostanze inquinanti che entrano nel corpo idrico (ricevitore delle acque reflue), l'effetto neutralizzante è molto significativo. La diluizione ha lo stesso effetto sia sulle sostanze conservatrici che su quelle non conservatrici. La diluizione delle acque reflue nel flusso ricevente delle acque reflue è causata dalla miscelazione di flussi contaminati con flussi adiacenti più puliti sotto l'influenza di una miscelazione turbolenta.

Nella pratica di calcolo vengono utilizzati i seguenti concetti: fattore di diluizione N e fattore di miscelazione UN. Il fattore di diluizione è una caratteristica quantitativa dell'intensità del processo di riduzione della concentrazione di inquinanti nei serbatoi o nei corsi d'acqua causato dalla miscelazione e dalla diluizione delle acque reflue nell'ambiente acquatico circostante.

La molteplicità della diluizione generale (totale) è espressa dal prodotto:

n = n n ·n fondamentale(2.3)

Dove n n– molteplicità della diluizione iniziale, dovuta alla diluizione più intensa nella zona di diluizione iniziale; nbase– molteplicità della diluizione principale.

Quando si scaricano le acque reflue nei corsi d'acqua e nelle zone di flussi unidirezionali stabili dei serbatoi, la diluizione iniziale viene calcolata secondo N.N. Lapshev.

La diluizione iniziale deve essere presa in considerazione nei seguenti casi:

– per scarichi di acque reflue in pressione, concentrati e dispersivi al rapporto delle velocità nel ricevitore delle acque reflue ( V p) e nella sezione di uscita dello scarico delle acque reflue ( V fuori): V uscita > 4 V R;

– quando il valore assoluto della velocità del flusso nella sezione di uscita dello scarico delle acque reflue è superiore a 2 m/s (a velocità inferiori la diluizione iniziale non viene calcolata).

Il fattore di diluizione iniziale viene calcolato come segue:

1) La velocità si trova sull'asse del getto

V 0 = V p + Δ V (2.4)

dove Δ V- eccesso della velocità del flusso del fiume rispetto alla velocità sull'asse del getto (impostato tra 0,1 e 0,15 m/s).

2) dato dal numero di bocche di uscita della testa di scarico del refluo e dalla portata nella sezione di scarico V uscita (2...5 m/s), determinare il diametro del tratto di uscita:

Dove Q– consumo di acque reflue scaricate attraverso lo scarico delle acque reflue, m 3 /s; il diametro è arrotondato per difetto a multipli di 0,05 m.

3) Il parametro viene calcolato T(rapporto di velocità) M = V R / V uscita e rapporto ( V 0 /V p) – 1

4) secondo il nomogramma (Figura 2.1) il rapporto tra il diametro del getto contaminato (punto) nell'area di diluizione iniziale ( D) al diametro della sezione di uscita dello scarico delle acque reflue ( D fuori);

5) Viene calcolato il diametro del getto non vincolato nella sezione di progettazione

6) Il rapporto della diluizione iniziale senza tener conto della restrizione del getto (quando il diametro dello spot ( D) è inferiore alla profondità media dell'acqua nel fiume ( N

(2.7)

7) Il rapporto tra la diluizione iniziale tenendo conto della restrizione del getto (quando il diametro dello spot ( D) maggiore della profondità media dell'acqua nel fiume ( N) nella zona di diluizione iniziale) è determinata dalla formula:

dove il fattore di correzione della riduzione determinato dalla Fig. 2.2).

Il rapporto della diluizione principale nel sito di progettazione è determinato dalla formula:

(2.9)

dov'è la portata stimata dell'acqua del fiume in m 3 /s coinvolta nel mescolamento; Q– portata delle acque reflue, m 3 /s, UN– coefficiente di miscelazione – un coefficiente adimensionale che mostra quale parte della portata del ricevitore delle acque reflue è miscelata con le acque reflue nel flusso contaminato massimo del sito di progettazione.

Fattore di miscelazione UN trovato dalla formula:

(2.10)

Dove e- base dei logaritmi naturali; L f. – distanza dall'obiettivo di progetto lungo il fairway, m (determinato secondo la pianta del corpo idrico - Fig. 2.3).

Teoricamente la distanza dallo scarico delle acque reflue al punto di miscelazione completo è infinita, quindi il valore del coefficiente UN, uguale a 1, nella pratica non si verifica.

Senso α trovato dalla formula:

Dove φ – coefficiente di tortuosità del fiume; ξ – coefficiente dipendente dal luogo di rilascio (per il rilascio onshore ξ = 1, con fairway ξ = 1,5); D - coefficiente di diffusione turbolenta, m/s; Q - flusso delle acque reflue, m 3 /s (secondo l'opzione di assegnazione).

Coefficiente di tortuosità φ determinato dalla formula:

Dove L- lunghezza fino al sito di progetto in linea retta, m (determinata secondo la pianta del corpo idrico - Fig. 2.3).

Tabella 2.1.

Coefficienti di rugosità per canali aperti di corsi d'acqua

Categoria corso d'acqua	Caratteristiche del letto	Coefficiente di rugosità
IO	Fiumi in condizioni molto favorevoli (letto pulito, diritto, con flusso libero, senza frane o canaloni profondi)	0,025
II	Fiumi in condizioni di flusso favorevoli	0,03
III	Fiumi in condizioni relativamente favorevoli, ma con alcune rocce e alghe	0,035
IV	Fiumi con canali relativamente puliti, tortuosi, con alcune irregolarità nella direzione dei corsi d'acqua, o diritti, ma con irregolarità nella topografia del fondo (secche, burroni, rocce in alcuni punti), un leggero aumento della quantità di alghe	0,04
V	I canali (dei fiumi grandi e medi) sono notevolmente intasati, tortuosi e parzialmente ricoperti di vegetazione, rocciosi, con una corrente irrequieta. Piane alluvionali di fiumi di grandi e medie dimensioni, relativamente sviluppate, ricoperte da una normale quantità di vegetazione (erbe, arbusti)	0,05
VI	Aree rapide dei fiumi di pianura. Alvei di ciottoli e massi di tipo montano con una superficie irregolare della superficie dell'acqua. Pianure alluvionali fluviali relativamente ricoperte di vegetazione, irregolari e poco sviluppate (burroni, cespugli, alberi, con presenza di ruscelli)	0,067
VII	I fiumi e le pianure alluvionali sono molto ricoperti di vegetazione (con correnti deboli) con canaloni ampi e profondi. Alvei di tipo masso, tipo montagna, con una corrente turbolenta e schiumosa, con una superficie bucherellata della superficie dell'acqua (con spruzzi d'acqua che volano verso l'alto)	0,08
VIII	Le golene sono le stesse della categoria precedente, ma con portata molto irregolare, ruscelli, ecc. Canale tipo cascata di montagna con struttura del letto di massi grossolani, le differenze sono pronunciate, la schiumosità è così forte che l'acqua, avendo ha perso la trasparenza, ha un colore bianco, il rumore del flusso domina su tutti gli altri suoni. Rende difficile la conversazione	0,1
IX	Le caratteristiche dei fiumi di montagna sono approssimativamente le stesse della categoria precedente. Fiumi di tipo paludoso (boschetti, collinette, acqua quasi stagnante in molti luoghi, ecc.). Piane alluvionali con spazi morti molto ampi, con locali depressioni, laghi, ecc.	0,133

Coefficiente di diffusione turbolenta (per fiumi di pianura) D trovato utilizzando le formule:

Per l'estate

Dove: G– accelerazione di caduta libera, g = 9,81 m/s 2 ; V – velocità media del corso d'acqua, m/s; H – profondità media del corso d'acqua, m; p w– coefficiente di rugosità del letto del fiume (tabella 2.1), S w– Coefficiente di Chezy, m 1/2 /s, determinato dalla formula N.N. Pavlovsky,

dove R è il raggio idraulico del flusso, m (R ≈ N); parametro sì, definito come.

Determinazione della classe di pericolo dei rifiuti mediante biotest

Tra gli animali, a livello di organizzazione cellulare, le dafnie hanno il valore indicatore più importante. Hanno un vantaggio rispetto ad altri gruppi di protozoi (sarcodi e flagellati) perché la loro composizione e numero di specie corrispondono più chiaramente a ciascun livello di saprofobicità dell'ambiente, sono altamente sensibili ai cambiamenti nell'ambiente esterno e hanno una reazione chiaramente espressa a questi cambiamenti, sono di dimensioni relativamente grandi e si moltiplicano rapidamente. Utilizzando queste caratteristiche della dafnia, è possibile stabilire con un certo grado di precisione il livello di saprobità nell'ambiente acquatico, senza coinvolgere a questo scopo altri organismi indicatori.

Determinazione della tossicità dell'acqua e degli estratti acquosi dei rifiuti in base alla mortalità delle Dafnie

Il manuale metodologico comprende tecniche di biotest utilizzando crostacei e alghe come oggetti di prova.

La tecnica si basa sulla determinazione dei cambiamenti nella sopravvivenza e nella fertilità delle dafnie esposte a sostanze tossiche contenute nell'acqua di prova rispetto al controllo.

I biotest a breve termine - fino a 96 ore - consentono di determinare l'effetto tossico acuto dell'acqua sulle dafnie in base alla loro sopravvivenza. Il tasso di sopravvivenza è il numero medio di oggetti di prova sopravvissuti nell'acqua di prova o nel controllo per un certo periodo. Il criterio per la tossicità acuta è la morte del 50% o più di dafnie per un periodo di tempo fino a 96 ore nell'acqua di prova, a condizione che nell'esperimento di controllo la morte non superi il 10%.

Negli esperimenti per determinare l'effetto tossico acuto, viene stabilita una concentrazione letale media delle singole sostanze che provoca la morte del 50% o più degli organismi sperimentali (LCR) e una concentrazione innocua che provoca la morte di non più del 10% degli organismi sperimentali ( TBR).

I biotest a lungo termine – 20 giorni o più – ci consentono di determinare l’effetto tossico cronico dell’acqua sulle dafnie riducendone la sopravvivenza e la fertilità. L'indicatore del tasso di sopravvivenza è il numero medio di dafnie femminili iniziali sopravvissute durante il biotest. Il criterio per la tossicità è una differenza significativa rispetto al controllo nel tasso di sopravvivenza o nella fertilità della dafnia.

Il materiale di partenza per la coltivazione (daphnia) viene ottenuto nei laboratori impegnati in biotest, che dispongono di una coltura della specie richiesta (Daphnia magna Straus).

Il biotest dell'acqua e degli estratti acquosi viene effettuato solo su una coltura sincronizzata di dafnie. Una cultura sincronizzata è una cultura della stessa età ottenuta da una femmina attraverso partenogenesi aciclica nella terza generazione. Una tale cultura è geneticamente omogenea. I crostacei che lo compongono presentano livelli simili di resistenza alle sostanze tossiche, maturano contemporaneamente e contemporaneamente producono una prole geneticamente omogenea. Una coltura sincronizzata si ottiene selezionando una femmina di medie dimensioni con una camera di covata piena di embrioni e ponendola in un bicchiere da 250 ml riempito con 200 ml di acqua di coltura. Gli avannotti emergenti vengono trasferiti in un cristallizzatore (25 individui per 1 dm di acqua) e coltivati. La terza generazione risultante è una coltura sincronizzata e può essere utilizzata per i biotest.

Le dafnie devono essere alimentate con una dieta combinata a base di lievito e alghe. Come alimento vengono utilizzate le alghe verdi dei generi Chlorella, Scenedesmus, Selenastrum.

Le alghe vengono coltivate in cuvette di vetro, bicchieri a batteria o matracci a fondo piatto sotto illuminazione 24 ore su 24 con lampade fluorescenti da 3000 lux e soffiando costantemente aria sulla coltura utilizzando microcompressori. Dopo 7-10 giorni, quando il colore della coltura delle alghe diventa verde intenso, queste vengono separate dal mezzo nutritivo mediante centrifugazione o sedimentazione in frigorifero per 2-3 giorni. Il precipitato viene diluito due volte con acqua distillata. La sospensione viene conservata in frigorifero per non più di 14 giorni.

Per preparare l'alimentazione del lievito, 1 g di lievito fresco o 0,3 g di lievito essiccato all'aria viene versato in 100 ml di acqua distillata. Dopo il gonfiore, il lievito viene accuratamente miscelato. La sospensione risultante viene lasciata riposare per 30 minuti. Il liquido mancante viene aggiunto ai vasi con dafnia nella quantità di 3 ml per 1 litro d'acqua. La soluzione di lievito può essere conservata in frigorifero per un massimo di due giorni.

Negli esperimenti acuti le Dafnie vengono alimentate quotidianamente, una volta al giorno, aggiungendo 1,0 cm di sospensione algale concentrata o due volte diluita con acqua distillata per 100 cm di acqua di coltivazione.

In un esperimento cronico, vengono aggiunti ulteriori 0,1-0,2 cm di sospensione di lievito per 100 cm di acqua 1-2 volte a settimana.

I campioni di acque reflue per i biotest vengono prelevati in conformità con le istruzioni per il campionamento per l'analisi delle acque reflue NVN 33-5.3.01-85; standard di settore o altre normative. I campioni di acqua naturale vengono prelevati in conformità con GOST 17.1.5.05-85. Il campionamento, il trasporto e lo stoccaggio del suolo vengono effettuati in conformità con GOST 12071-84.

Il biotest dei campioni di acqua viene effettuato entro e non oltre 6 ore dalla loro raccolta. Se il periodo specificato non può essere rispettato, i campioni vengono conservati per un massimo di due settimane con il coperchio aperto sul fondo del frigorifero (a +4°C). Non è consentita la conservazione dei campioni utilizzando conservanti chimici. Prima del biotest, i campioni vengono filtrati attraverso carta da filtro con una dimensione dei pori di 3,5-10 micron.

Per effettuare il biotest, da campioni selezionati di fanghi e rifiuti di depurazione viene preparato un estratto acquoso; a tale scopo, l'acqua utilizzata per la coltivazione viene aggiunta nel recipiente di lisciviazione, dove è sospesa una massa secca di rifiuti o fanghi di depurazione con un massa secca assoluta di 100 ± 1 g . L'acqua viene aggiunta nel rapporto di 1000 cm3 di acqua per 100 g di massa assolutamente secca.

La miscela deve essere agitata delicatamente su un agitatore per 7-8 ore in modo che il solido sia sospeso. È inaccettabile frantumare particelle di scarto o sedimenti durante la miscelazione. Viene utilizzato un agitatore magnetico e la velocità di agitazione deve essere la più bassa possibile per mantenere il materiale in sospensione.

Terminata la miscelazione, la soluzione con il sedimento viene lasciata decantare per 10-12 ore. Il liquido sopra il sedimento viene quindi sifonato.

La filtrazione viene effettuata attraverso un filtro a nastro bianco su un imbuto Buchner utilizzando un basso vuoto.

La procedura di biotest viene eseguita non prima di 6 ore dalla preparazione dell'estratto dai fanghi o dai rifiuti. Se ciò non è possibile, l'estratto può essere conservato in frigorifero per non più di 48 ore.

L'estratto acquoso dovrebbe avere pH=7,0-8,2. Se necessario, i campioni vengono neutralizzati. Dopo la neutralizzazione, i campioni vengono aerati per 10-20 minuti. Prima del biotest, la temperatura del campione viene portata a 20 ± 2°C.

Per determinare l'effetto tossico acuto, viene effettuato il biotest dell'acqua di prova originale o di un estratto di acqua dal suolo, dai fanghi di depurazione, dai rifiuti e da molte delle loro diluizioni.

La determinazione della tossicità di ciascun campione senza diluizione e di ciascuna diluizione viene effettuata in tre serie parallele. Come controllo vengono utilizzate tre serie parallele con acqua di coltivazione.

I biotest vengono eseguiti in contenitori chimici con un volume di 150-200 cm3, che vengono riempiti con 100 cm3 di acqua di prova, in essi vengono posti dieci dafnie di età compresa tra 6 e 24 ore. La sensibilità della dafnia alle sostanze tossiche dipende dall'età della crostacei. L'età è determinata dalla dimensione dei crostacei e viene garantita filtrando i crostacei attraverso una serie di setacci. Le dafnie vengono catturate da coltivatori in cui viene coltivata una cultura sincronizzata. I crostacei della stessa età vengono posti in un bicchiere a parte dopo essere stati filtrati attraverso una serie di setacci, quindi vengono pescati uno ad uno con una pipetta da 2 cm (con l'estremità segata e bruciacchiata) dotata di bulbo di gomma e posti in un bicchiere con l'acqua da analizzare.

La semina della dafnia inizia con una serie di controlli. Le dafnie vengono inserite nelle soluzioni di prova, partendo da diluizioni grandi (concentrazioni inferiori di inquinanti) fino a diluizioni più piccole. Per funzionare con la serie di controllo, deve esserci una rete separata.

Per ogni serie di acqua di prova vengono utilizzati 3 bicchieri.

La mortalità della dafnia nell'esperimento e nel controllo viene registrata ogni ora fino alla fine del primo giorno dell'esperimento, quindi 2 volte al giorno ogni giorno fino a quando non sono trascorse 96 ore.

Gli individui fermi sono considerati morti se non iniziano a muoversi entro 15 secondi dopo aver agitato delicatamente il bicchiere.

Se la morte di dafnie nel controllo supera il 10%, i risultati dell'esperimento non vengono presi in considerazione e devono essere ripetuti.

Per determinare la tossicità acuta delle acque di prova e dell'estratto di acqua, viene calcolata la percentuale di dafnie morte nell'acqua di prova rispetto al controllo:

dove X è il numero di dafnie sopravvissute nel controllo; X è il numero di dafnie sopravvissute nell'acqua testata; A - percentuale di dafnie morte nell'acqua testata.

Al 10% di A², l'acqua o l'estratto acquoso testato non presenta un effetto tossico acuto (AT). Al 50% di A², l'acqua testata, estratto acquoso, ha un effetto tossico acuto (AT).

Se sperimentalmente non è possibile stabilire il valore esatto del fattore di diluizione che causa la morte del 50% delle dafnie entro 96 ore dall'esposizione, allora per ottenere il valore esatto dell'LCR senza eseguire ulteriori esperimenti, si utilizza un metodo di determinazione grafico o non grafico usato.

Nel metodo grafico per determinare l'LCR, l'analisi probit viene utilizzata per ottenere una dipendenza lineare dal grafico. I risultati degli esperimenti per stabilire l'effetto tossico acuto dal registro di lavoro sono inseriti nella Tabella 1. I valori probit sono impostati secondo la Tabella 2. I valori probit per la percentuale di morte di dafnie determinata sperimentalmente e i valori di logaritmi decimali per le concentrazioni studiate di acque reflue, estratti di acqua dai suoli e sedimenti sono inseriti nella Tabella 3 liquami, rifiuti.

Sulla base dei valori dei probit (Tabella 2.8) e dei logaritmi decimali dei dati ottenuti sperimentalmente (Tabella 2.7), viene costruito un grafico, lungo l'ascissa vengono tracciati i valori dei logaritmi delle concentrazioni percentuali delle acque studiate asse delle ordinate, e lungo l'asse delle ordinate sono tracciati i probit dei valori della percentuale di morte delle dafnie. I dati sperimentali vengono inseriti nel sistema di coordinate e viene tracciata una linea retta attraverso i punti.

Sul grafico, parallela all'asse dei logaritmi delle concentrazioni (lgС), viene tracciata una linea retta dal punto corrispondente al valore probit di 5, che corrisponde al 50% della morte di dafnie (dalla Tabella 2). Dal punto di intersezione delle rette con il grafico della dipendenza del valore probit di inibizione del parametro di prova dal logaritmo delle concentrazioni, il valore del logaritmo delle concentrazioni delle acque studiate, estratti acquosi corrispondente all'LCR è ottenuto.

I dati ottenuti dai biotest vengono inseriti in una tabella, il cui modulo di registrazione è presentato nella Tabella 2.7

Tabella-2.7 Modulo per la registrazione dei risultati della determinazione della tossicità acuta delle acque reflue

I valori Probit per la mortalità determinata sperimentalmente della Daphnia dallo 0 al 99% sono presentati nella Tabella 2.8

Tabella -2.8 Valore probit

Nel metodo non grafico per determinare l'LCR, il logaritmo decimale della concentrazione delle acque reflue in studio è indicato con x, e i valori numerici dei probit di morte delle dafnie sono indicati con y. Di conseguenza, otteniamo una relazione lineare:

I valori numerici dei coefficienti k e b si calcolano utilizzando le formule:

Il logaritmo risultante della concentrazione percentuale dell'acqua in esame (lgC) viene convertito in concentrazione percentuale. Il fattore di diluizione innocuo (BKR10-96) viene calcolato dividendo il 100% per la concentrazione percentuale risultante.

La classe di pericolo è stabilita dal fattore di diluizione dell'estratto acquoso, al quale non è stato rilevato alcun impatto sugli organismi acquatici in conformità con i seguenti intervalli di fattori di diluizione secondo la tabella 2.8

Tabella - 2.8 Indicatori del fattore di diluizione dell'estratto acquoso

Risultati della determinazione della classe di pericolo.

Dopo aver condotto una serie di esperimenti, sono stati ottenuti i seguenti dati per stabilire la classe di pericolo per le imprese nelle città di Saratov ed Engels.

L'esperimento condotto su oggetti di dafnia per stabilire i cambiamenti nella loro fertilità per l'impresa JSC SEMZ "Electrodetal" ha dato i seguenti risultati, presentati nella tabella 2.9. Sulla base dei dati ottenuti, l’IFR50-96 calcolato è pari a 219,3, che corrisponde alla tossicità acuta dei rifiuti, e l’IFR10-96 è pari a 1466,2, il cui valore è compreso tra 10000 e 1001, che corrisponde alla classe di pericolo 2 secondo la tabella 2.8 della metodologia.

L'esperienza condotta sugli oggetti di prova Daphnia per l'impresa OJSC Gazprommash Plant ha dato i seguenti risultati, presentati nella Tabella 2.10. Sulla base dei dati ottenuti è stato calcolato IKR50-96 pari a 312,6, che corrisponde alla tossicità acuta dei rifiuti e IKR10-96 pari a 910,7, il cui valore è compreso tra 1000 e 101, che corrisponde alla classe di pericolosità 3 in conformità con la Tabella 2.8 della metodologia.

L'esperienza condotta sugli oggetti di prova Daphnia per l'impresa OJSC della raffineria di Saratov ha dato i seguenti risultati, presentati nella Tabella 2.11. Sulla base dei dati ottenuti, ICR50-96 è stato calcolato pari a 3,8, quindi non ha effetto tossico acuto, e BCR10-96 è pari a 13,7, il cui valore è compreso tra 1 e 100, che corrisponde alla classe di pericolo 4 secondo la tabella 2.8 della metodologia.

L'esperienza condotta sugli oggetti di test Daphnia per l'impresa JSC Fax-Auto ha dato i seguenti risultati, presentati nella Tabella 2.12. Sulla base dei dati ottenuti, ICR50-96 è stato calcolato pari a 0,95, quindi non ha effetto tossico acuto, e BCR10-96 è pari a 1,61, il cui valore è compreso tra 1 e 100, che corrisponde alla classe di pericolo 4 secondo la tabella 2.8 della metodologia.

L'esperienza condotta sugli oggetti di test Daphnia per l'impresa OJSC ATP-2 ha dato i seguenti risultati, presentati nella Tabella 2.13. In base ai dati ottenuti, ICR50-96 è stato calcolato pari a 0,49, quindi non ha effetto tossico acuto, e BCR10-96 è pari a 1,001, il cui valore è compreso nell'intervallo ?1, che corrisponde a classe di pericolo 5 secondo la tabella 2.8 della metodologia.

L'esperienza condotta sugli oggetti di test Daphnia per l'impresa OJSC SGATP-6 ha dato i seguenti risultati, presentati nella Tabella 2.14. In base ai dati ottenuti, ICR50-96 è stato calcolato pari a 0,199, quindi non ha effetto tossico acuto, e BCR10-96 è pari a 0,409, il cui valore è compreso nell'intervallo ?1, che corrisponde a classe di pericolo 5 secondo la tabella 2.8 della metodologia.

Data la composizione nota dei contaminanti e delle portate delle acque reflue, il tasso di diluizione richiesto dipende principalmente dalle dimensioni geometriche del serbatoio, dalla velocità e dalla direzione del movimento dell'acqua al suo interno.

Quando le acque reflue vengono rilasciate nei corpi idrici, la concentrazione di inquinanti diminuisce a causa della miscelazione delle acque reflue con l'ambiente acquatico. Questo processo è caratterizzato quantitativamente dal fattore di diluizione:

Dove C dentro– concentrazione di inquinanti nelle acque reflue rilasciate da un serbatoio;

Da 0 E CON– concentrazione degli inquinanti nel serbatoio prima e dopo il rilascio delle acque reflue.

Tuttavia, la formula è scomoda da usare nella pratica.

Per i bacini con movimento direzionale (fiumi), si consiglia di determinarlo utilizzando la formula:

(2.2)

Dove Q V, Q 0– portata volumetrica rispettivamente delle acque reflue e del serbatoio

γ – coefficiente di spostamento, che mostra quale parte della portata Q è coinvolta nello spostamento.

Nel tratto iniziale il fattore di diluizione è 1; Perché

γ = 0 ; Quello = 1.

Concentrazione di inquinanti in un serbatoio in qualsiasi momento:

(2.3)

Dove τ = V*(Q 0 + ∑Q V – Q V) il periodo di completo scambio d'acqua in un serbatoio;

V– volume del serbatoio;

QV– perdita di flusso d'acqua (ad esempio a causa dell'evaporazione);

La concentrazione di inquinanti per il corso d'acqua più inquinato di un fiume senza specificarne la posizione, la forma, le dimensioni viene determinata utilizzando il metodo Florov-Rodziller:

Cmax = C+ (C0 – C)* (2.4)

Dove α – coefficiente caratterizzante le condizioni idrauliche di spostamento;

X– coordinata nella direzione della velocità e del flusso, la cui origine è (x=0) il luogo di scarico delle acque reflue.

L'area di spostamento nel serbatoio è convenzionalmente divisa in tre zone (Fig. 2.1).

Fig.2.1. Schema di distribuzione delle acque reflue in un serbatoio:

Zona I – la concentrazione di inquinanti diminuisce a causa dello spostamento causato dalla differenza di velocità del flusso di acque reflue e del serbatoio;

Zona II – zona di mescolamento turbolento;

III – zona – l’area di completa miscelazione, quando le velocità dei getti delle acque reflue e del serbatoio sono completamente equalizzate.

Per stimare il rapporto di diluizione più piccolo per i serbatoi a bassa resistenza, viene utilizzato un altro metodo, il cosiddetto metodo N.N. Lapshev. Viene utilizzato per calcolare il rapporto di diluizione degli scarichi di acque reflue distribuite e concentrate con la portata dai dispositivi di scarico W0≥ 2m/s:

……………………………………(2.5)

Dove UN– coefficiente che caratterizza l'uniformità dell'output; per rilascio concentrato A = I, e per rilascio distribuito:

(2.6)

IO– distanza tra i dispositivi di sblocco; d0– diametro dell'uscita; R– coefficiente che caratterizza il grado di flusso di un bacino (lago, bacino);

S– un parametro determinato dalla profondità relativa del giacimento.

Per un serbatoio in cui il movimento dell'acqua è determinato dal flusso delle acque reflue scaricate:

Dove In– distanza dal punto di scarico delle acque reflue alla riva nella direzione della velocità del flusso delle acque reflue, m; F0– superficie totale delle aperture di uscita, m3.

Per uno specchio d'acqua in cui la corrente è determinata dal vento, il coefficiente è:

, (2.8)

Dove W n– velocità del flusso, m/s;

W0– velocità del refluo all'uscita della testa, m/s.

Calcolo del rapporto di diluizione delle acque reflue nei fiumi

La diluizione delle acque reflue è il processo di riduzione della concentrazione di inquinanti derivante dalla miscelazione delle acque reflue con l'ambiente acquatico. L'intensità del processo è caratterizzata quantitativamente dal fattore di diluizione (n), che per i serbatoi con movimento diretto dell'acqua (flusso del fiume) è determinato dalla formula:

, (2.9)

Dove QV E Q0– rispettivamente, le portate volumetriche di parte dell'acqua del serbatoio e delle acque reflue;

γ – coefficiente di miscelazione, che mostra la proporzione di acqua nel serbatoio che partecipa al processo di miscelazione:

Dove l– lunghezza del canale dal punto di scarico delle acque reflue al punto di consumo dell'acqua, m;

α – coefficiente dipendente dalle condizioni di miscelazione idraulica – coefficiente:

Dove ξ – coefficiente che tiene conto dell'ubicazione dello scarico delle acque reflue (per scarico a terra ξ = 1, per scarico nel canale ξ = 1,5);

δ – coefficiente di tortuosità del canale;

D– coefficiente di diffusione turbolenta,

, (2.12)

Dove Q– accelerazione di caduta libera, m/s 2 ;

H– profondità media del canale, m;

Pallido– velocità media del flusso d'acqua in un serbatoio, m/s;

S w– Coefficiente di Chezy, (1/m*s);

Mg- Coefficiente Boussinesq, 1/m*s (per acqua M g = 22,3 (1/m*s)).

Calcolo del rapporto di diluizione delle acque reflue nei canali tortuosi

Il metodo sopra discusso non tiene conto delle componenti trasversali della velocità del flusso d'acqua nei canali tortuosi, che possono accelerare significativamente il processo di miscelazione delle acque reflue. Ciò si spiega con il fatto che tali correnti hanno luogo da zone con alte concentrazioni di inquinanti verso zone con concentrazioni minori e viceversa.

La diluizione totale più bassa per lo scarico concentrato di acque reflue è determinata dalla formula:

, (2.13)

Dove β – coefficiente che tiene conto dei parametri relativi del canale B/N E R/B(Fig.2.2);

IN– larghezza del fiume, m;

N– profondità, m;

R– raggio di curvatura dello scarico, m;

l– distanza dalla presa alla sezione di progetto, m;

Il fattore di diluizione viene calcolato nel seguente ordine:

1. La sezione curva viene divisa in m sezioni con gli stessi valori dei relativi parametri B/H e R/H.

2. Determinare le lunghezze L1, L2, …, Lm e secondo il grafico (Fig. 2.2) trovano i valori β1, β2, …, β m. In questo caso, cambiando il segno della curvatura non cambia il metodo di calcolo.

3. Rapporto di diluizione nella prima sezione, e quindi consumo di una miscela di acqua domestica e di fiume a distanza L 1:

Q1 = n1 *Q

4. Rapporto di diluizione, consumo della miscela di acque reflue nelle sezioni successive:

Q io = n 1 *n 2 *…*n io *Q 0 .

5. Rapporto di diluizione generale:

n = n1 *n2 *…*n m .

Calcolo del rapporto di diluizione delle acque reflue in bacini artificiali e laghi

Le condizioni per la miscelazione delle acque reflue con l'acqua proveniente da bacini artificiali e laghi differiscono in modo significativo dalle condizioni di miscelazione nei fiumi.

Il grado di inquinamento dei corpi idrici diminuisce intensamente a breve distanza dal luogo di scarico delle acque reflue, ma la completa miscelazione delle acque reflue con il volume d'acqua nel lago avviene a distanze molto grandi dal luogo di scarico.

Il calcolo del fattore di diluizione viene effettuato per scarichi sparsi e concentrati alla velocità di deflusso delle acque reflue W0

Nel calcolare l'IVA per lo scarico locale delle acque reflue, si raccomanda di utilizzare il metodo semi-empirico utilizzato nella pratica consolidata nel calcolo dello standard MPC ("Metodologia per il calcolo dell'MPC delle sostanze nei corpi idrici con acque reflue", 1990).

L’equazione di base per il calcolo del PDS è:

Flussi d'acqua calcolati Q,q nei corpi idrici e nelle acque reflue,

La concentrazione di inquinanti dello stesso tipo nelle acque reflue e nel corpo idrico fino al punto di scarico delle acque reflue,

– coefficiente di miscelazione,

– è accettata come la concentrazione massima ammissibile nel sito di progettazione per un dato corpo idrico.

La determinazione dello scarico standard degli inquinanti dipende dal fattore di miscelazione o dal concetto più comunemente usato di fattore di diluizione.

Il fattore di diluizione è legato al coefficiente di miscelazione dalla seguente relazione approssimativa:

Il processo di diluizione delle acque reflue avviene in 2 fasi: diluizione iniziale e principale.

Il fattore di diluizione totale è presentato come il prodotto:

-molteplicità della diluizione principale.

1.2. Determinazione del fattore di diluizione iniziale.

L'iniziale diminuzione della concentrazione degli inquinanti è associata all'iniezione (penetrazione) dei liquidi di scarico nel flusso di afflusso del corso d'acqua.

Si consiglia di calcolare la diluizione iniziale durante il rilascio delle acque reflue nei corpi idrici in base al rapporto tra le velocità in esso contenute (velocità del fiume e velocità di rilascio). Oppure a velocità assolute di deflusso del getto dall'uscita. A velocità inferiori la diluizione iniziale non viene calcolata.

Il fattore di diluizione iniziale viene calcolato secondo il metodo di N.N. Lapsheva “Calcoli dello scarico delle acque reflue” Mosca, Stroyizdat, 1978.

Dati iniziali per il calcolo.

Nel fiume è installato un canale di scarico concentrato che scarica le acque reflue con una portata massima di q=17,4 m 3 /h=0,00483 m 3 /sec.

Portata fluviale media mensile minima stimata Probabilità del 95% Q=0,3 m 3 /sec.

Velocità media del flusso del fiume.

Profondità media H av = 0,48 m.

La velocità del deflusso del getto dall'uscita, mentre

Accettiamo =0,1 m

Corretta la velocità di deflusso dallo scarico dell'acqua

Fattore di diluizione iniziale

Diametro relativo del getto nella sezione di progettazione

Definizione del parametro m

Il diametro relativo del getto nella sezione di progettazione sarà determinato utilizzando un nomogramma.

La diluizione iniziale termina nella sezione in cui il getto non può aggiungere flusso. Secondo studi sperimentali, questa sezione trasversale dovrebbe essere accettata con riserva laddove la velocità sull'asse del getto sia 10-15 cm/sec superiore alla velocità del flusso del fiume.

Fattore di diluizione iniziale

A causa della restrizione dell'accesso ai fluidi da parte del distretto, il tasso di diluizione diminuirà.

Per quantificare questo fenomeno è necessario calcolare il rapporto, dove

– profondità del corso d’acqua,

Diametro del getto non vincolato

1.3 Determinazione del principale fattore di diluizione.

Al di fuori della zona di diluizione iniziale, la miscelazione viene effettuata per diffusione dell'impurezza. Per calcolare la diluizione principale delle acque reflue, utilizzeremo la metodologia di N.D. Rodziller "Istruzioni per i metodi per il calcolo della miscelazione e della diluizione delle acque reflue nei fiumi, laghi e bacini artificiali", Mosca 1977. Questa tecnica può essere utilizzata per mettere in relazione il flusso delle acque reflue con il flusso dell'acqua in un corpo idrico.

Dati iniziali.

Portata stimata nel corso d'acqua nella sezione di fondo Q = 0,3 m 3 /sec

Portata stimata delle acque reflue in uscita q=0,00483 m 3 /sec

Velocità media del corso d'acqua alla portata calcolata V c ð =0,11 m/sec

Profondità media del corso d'acqua alla portata stimata N av = 0,48 m

Distanza dallo sbocco al punto di controllo in linea retta L p =500 m

Distanza dallo sbocco al punto di controllo lungo il canale anteriore L f =540 m

1) Determinazione del coefficiente di miscelazione