Fortynningsforhold. Biotestanalyse - en integrert metode for å vurdere kvaliteten på miljøobjekter Pedagogisk og metodisk manual

Ordre fra departementet for naturressurser i Russland datert 4. desember 2014 N 536 "Om godkjenning av kriteriene for klassifisering av avfall i fareklasser I - V i henhold til graden av negativ innvirkning på miljøet" (Registrert hos Justisdepartementet av Russland 29. desember 2015 N 40330)

III. Fortynningsforhold av vandig ekstrakt fra avfall, der det ikke er noen skadelig effekt på vannlevende organismer

III. FORTYNNING AV VANN EKSTRAKT FRA AVFALL,

SOM DET IKKE ER INGEN SKADELIG VIRKNING PÅ HYDROBIONER

12. Bestemmelse av fortynningsfaktoren (Cr) til et vandig ekstrakt fra avfall, der det ikke er skadelig effekt på vannlevende organismer, er basert på biotesting av et vandig ekstrakt av avfall - en studie av den toksiske effekten på vannlevende organismer av en vandig ekstrakt fra avfall oppnådd ved bruk av vann, hvis egenskaper er etablert ved biotestmetoden som brukes ved masseforholdet mellom avfall og vann er 1:10.

13. Bestemmelse av fortynningsfaktoren til det vandige ekstraktet fra avfallet, der det ikke er noen skadelig effekt på vannlevende organismer, utføres i henhold til sertifiserte måleteknikker (metoder), informasjon om hvilke finnes i Federal Information Fund for Ensuring ensartetheten av målinger i samsvar med den føderale loven av 26. juni 2008. N 102-FZ "Om å sikre ensartethet av målinger" (Samlet lovgivning i den russiske føderasjonen, 2008, N 26, Art. 3021; 2011, N 30, art. 4590, N 49, art. 7025; 2012, N 31, art. 4322, 2013, nr. 49, artikkel 6339, 2014, nr. 26, artikkel 3366).

14. Ved bestemmelse av fortynningsforholdet til et vandig ekstrakt fra avfall, hvor det ikke er skadelig effekt på hydrobionter, brukes minst to testobjekter fra forskjellige systematiske grupper (dafnier og ciliater, ceriodaphnia og bakterier eller alger), f.eks. dødeligheten for krepsdyrene Ceriodaphnia affinis er ikke mer enn 10 % på 48 timer (BKR10-48), dødeligheten for krepsdyrene Ceriodaphnia dubia ikke mer enn 10 % på 24 timer (BKR10-24) eller dødeligheten til krepsdyrene Daphnia magna Straus ikke mer enn 10 % på 96 timer (BKR10-96) og en reduksjon av nivået av klorofyllfluorescens og en reduksjon i antall celler i algen Scenedesmus quadricauda med 20 % på 72 timer (BKR20-72). Det endelige resultatet anses å være fareklassen identifisert på testobjektet som viste høyere følsomhet for det analyserte avfallet.

Ved studier av vannekstrakter fra avfall med høyt saltinnhold (innholdet av tørre rester i det undersøkte vannekstraktet er mer enn 6 g/dm3), brukes minst to testobjekter som er motstandsdyktige mot høyt saltinnhold fra ulike systematiske grupper, f.eks. for eksempel er dødeligheten til krepsdyrene Artemia salina ikke mer enn 10 % på 48 timer (BKR10-48) og ved en reduksjon i nivået av klorofyllfluorescens og en reduksjon i antall celler i algen Phaeodactylum tricomutum med 20 % i 72 timer (BKR20-72).

Fortynning er en av hovedfaktorene ved behandling av avløpsvann. Selv om fortynning ikke endrer den totale mengden forurensning som kommer inn i vannforekomsten (avløpsvannmottakeren), er den nøytraliserende effekten svært betydelig. Fortynning har samme effekt på både konservative og ikke-konservative stoffer. Fortynningen av avløpsvann i avløpsvannmottakerstrømmen er forårsaket av blanding av forurensede bekker med tilstøtende, renere bekker under påvirkning av turbulent blanding.

I beregningspraksis brukes følgende begreper: fortynningsfaktor n og blandingsfaktor EN. Fortynningsfaktoren er en kvantitativ karakteristikk av intensiteten i prosessen med å redusere konsentrasjonen av forurensninger i reservoarer eller vassdrag forårsaket av blanding og fortynning av avløpsvann i det omkringliggende vannmiljøet.

Multiplisiteten av den generelle (totale) fortynningen er uttrykt av produktet:

n = n n ·n grunnleggende(2.3)

Hvor n n– mangfoldet av innledende fortynning, på grunn av mer intens fortynning i innledende fortynningssone; n base– mangfoldet av hovedfortynningen.

Ved utslipp av avløpsvann til vassdrag og inn i soner med stabile ensrettede vannstrømmer av magasiner, beregnes startfortynningen etter N.N. Lapshev.

Innledende fortynning bør vurderes i følgende tilfeller:

– for trykk, konsentrert og dispersivt utslipp av avløpsvann i forholdet mellom hastigheter i avløpsvannbeholderen ( V p) og i utløpsdelen av avløpsvannutløpet ( V ute): V ut > 4 V R;

– når den absolutte verdien av strømningshastigheten i utløpsdelen av avløpsvannutløpet er mer enn 2 m/s (ved lavere hastigheter beregnes ikke startfortynningen).

Den initiale fortynningsfaktoren beregnes som følger:

1) Hastigheten er plassert på strålens akse

V 0 = V p + Δ V (2.4)

hvor Δ V – overskridelse av elvestrømhastigheten over hastigheten på jetaksen (sett innenfor 0,1...0,15 m/s).

2) gitt av antall utløpsåpninger til avløpshodet for avløpsvann og strømningshastigheten i utløpsseksjonen V ut (2...5 m/s), bestemme diameteren til utløpsseksjonen:

Hvor q– forbruk av avløpsvann som slippes ut gjennom avløpsvannutløpet, m 3 /s; diameteren rundes ned i multipler på 0,05 m.

3) Parameteren beregnes T(hastighetsforhold) m = V R / V utgang og forhold ( V 0 /V p) – 1

4) i henhold til nomogrammet (figur 2.1) forholdet mellom diameteren til den forurensede strålen (flekken) i det innledende fortynningsområdet ( d) til diameteren på utløpsdelen av avløpsvannutløpet ( d ute);

5) Diameteren til den ubegrensede strålen i designdelen beregnes

6) Forholdet mellom den innledende fortynningen uten å ta hensyn til begrensningen av strålen (når flekkens diameter ( d) er mindre enn gjennomsnittlig vanndybde i elven ( N

(2.7)

7) Forholdet mellom den innledende fortynningen som tar hensyn til begrensningen av strålen (når flekkens diameter ( d) større enn gjennomsnittlig vanndybde i elven ( N) i den første fortynningssonen) bestemmes av formelen:

hvor reduksjonskorreksjonsfaktoren bestemt fra fig. 2.2).

Forholdet mellom hovedfortynningen på designstedet bestemmes av formelen:

(2.9)

hvor er estimert strømningshastighet for elvevann i m 3 /s involvert i blanding; q– avløpsvannstrøm, m 3 /s, EN– blandingskoeffisient – en dimensjonsløs koeffisient som viser hvilken del av avløpsvannmottakerens strømningshastighet som er blandet med avløpsvann i den maksimalt forurensede strømmen på designstedet.

Blandingskoeffisient EN funnet av formelen:

(2.10)

Hvor e – base av naturlige logaritmer; L f. – avstand til designmålet langs farleden, m (bestemt i henhold til vannforekomstens plan - Fig. 2.3).

Teoretisk er avstanden fra avløpsvannutløpet til det komplette blandepunktet uendelig, derfor verdien av koeffisienten EN, lik 1, forekommer ikke i praksis.

Betydning α funnet av formelen:

Hvor φ – elv tortuositetskoeffisient; ξ – koeffisient avhengig av utsettingssted (for landutsetting ξ = 1, med fairway ξ = 1,5); D – turbulent diffusjonskoeffisient, m/s; q – avløpsvannføring, m 3 /s (iht. oppdragsmulighet).

Tortuositetskoeffisient φ bestemt av formelen:

Hvor L – lengde til designstedet i en rett linje, m (bestemt i henhold til planen av vannforekomsten - Fig. 2.3).

Tabell 2.1.

Ruhetskoeffisienter for åpne kanaler i vassdrag

Vassdragskategori	Sengeegenskaper	Ruhetskoeffisient
Jeg	Elver under meget gunstige forhold (rent, rett lag med fri flyt, uten jordskred eller dype sluker)	0,025
II	Elver i gunstige strømningsforhold	0,03
III	Elver i relativt gunstige forhold, men med noe stein og alger	0,035
IV	Elver med relativt rene kanaler, svingete, med noen ujevnheter i retning bekkene, eller rette, men med ujevnheter i bunntopografien (stier, sluker, steiner på steder), en liten økning i mengden alger	0,04
V	Kanalene (av store og mellomstore elver) er betydelig tette, svingete og delvis gjengrodd, steinete, med en urolig strøm. Flomsletter av store og mellomstore elver, relativt utviklet, dekket med en normal mengde vegetasjon (gress, busker)	0,05
VI	Rask områder av lavlandselver. Småstein-elveleier av fjelltypen med uregelmessig overflate av vannflaten. Relativt gjengrodde, ujevne, dårlig utviklede elveflom (raviner, busker, trær, med tilstedeværelse av bekker)	0,067
VII	Elver og flomsletter er svært gjengrodde (med svak strøm) med store, dype sluker. Boulder-type, fjell-type, elveleier med en turbulent skummende strøm, med en groper overflate av vannoverflaten (med vannsprut som flyr oppover)	0,08
VIII	Flomslettene er de samme som i den forrige kategorien, men med svært uregelmessig strømning, bekker osv. En fjell-foss-type kanal med en grov fjellbunnstruktur, forskjellene er uttalte, skumdannelsen er så sterk at vannet har mistet sin gjennomsiktighet, har en hvit farge, støyen fra flyten dominerer over alle andre lyder. Gjør samtalen vanskelig	0,1
IX	Egenskapene til fjellelver er omtrent de samme som i forrige kategori. Elver av sumptype (kratt, pukkel, nesten stillestående vann mange steder osv.). Flomsletter med svært store døde rom, med lokale forsenkninger, innsjøer osv.	0,133

Turbulent diffusjonskoeffisient (for lavlandselver) D funnet ved hjelp av formlene:

For sommertid

Hvor: g– akselerasjon av fritt fall, g = 9,81 m/s 2 ; V – gjennomsnittshastighet for vassdraget, m/s; H – gjennomsnittlig dybde av vassdraget, m; p w– ruhetskoeffisient for elveleiet (tabell 2.1), S w– Chezy koeffisient, m 1/2 /s, bestemt av formelen N.N. Pavlovsky,

hvor R er den hydrauliske radiusen til strømmen, m (R ≈ N); parameter y, definert som.

Bestemmelse av fareklasse for avfall ved bruk av biotesting

Blant dyr, på cellulært organisasjonsnivå, har dafnier den viktigste indikatorverdien. De har en fordel fremfor andre grupper av protozoer (sarkoder og flagellater) fordi deres artssammensetning og antall mest tydelig samsvarer med hvert nivå av saprofobisitet i miljøet, de er svært følsomme for endringer i det ytre miljøet og har en tydelig uttrykt reaksjon på disse endringer, er de relativt store i størrelse og formerer seg raskt. Ved å bruke disse egenskapene til dafnia er det mulig å fastslå med en viss grad av nøyaktighet nivået av saprobity i vannmiljøet, uten å involvere andre indikatororganismer for dette formålet.

Bestemmelse av toksisiteten til vann og vandige ekstrakter fra avfall basert på Daphnia-dødelighet

Metodemanualen inkluderer biotestteknikker som bruker krepsdyr og alger som testobjekter.

Teknikken er basert på å bestemme endringer i overlevelsen og fruktbarheten til dafnier når den eksponeres for giftige stoffer i testvannet sammenlignet med kontrollen.

Kortsiktig biotesting - opptil 96 timer - gjør det mulig å bestemme den akutte toksiske effekten av vann på dafnier ved deres overlevelse. Overlevelsesraten er gjennomsnittlig antall testobjekter som overlevde i testvannet eller i kontrollen i en viss tid. Kriteriet for akutt toksisitet er døden av 50 prosent eller mer av dafnier over en tidsperiode på opptil 96 timer i testvannet, forutsatt at dødsfallet i kontrolleksperimentet ikke overstiger 10 %.

I eksperimenter for å bestemme den akutte toksiske effekten, er det etablert en gjennomsnittlig dødelig konsentrasjon av individuelle stoffer som forårsaker døden til 50 % eller flere testorganismer (LCR) og en ufarlig konsentrasjon som forårsaker døden til ikke mer enn 10 % av testorganismene ( TBR).

Langsiktig biotesting - 20 dager eller mer - lar oss bestemme den kroniske toksiske effekten av vann på dafnier ved å redusere deres overlevelse og fruktbarhet. Overlevelsesindikatoren er det gjennomsnittlige antallet innledende kvinnelige dafnier som overlevde under biotesting. Kriteriet for toksisitet er en signifikant forskjell fra kontrollen i overlevelsesraten eller fertiliteten til dafnier.

Utgangsmaterialet for dyrking (daphnia) oppnås i laboratorier som driver med biotesting, som har en kultur av den nødvendige arten (Daphnia magna Straus).

Biotesting av vann og vandige ekstrakter utføres kun på en synkronisert kultur av dafnia. En synkronisert kultur er en kultur av samme alder hentet fra en kvinne gjennom asyklisk partenogenese i tredje generasjon. En slik kultur er genetisk homogen. Krepsdyrene som utgjør den har lignende nivåer av motstand mot giftige stoffer, modnes samtidig og produserer samtidig genetisk homogent avkom. En synkronisert kultur oppnås ved å velge en mellomstor hunn med et yngelkammer fylt med embryoer og plassere det i et 250 ml beger fylt med 200 ml kulturvann. Den nye yngelen overføres til en krystallisator (25 individer per 1 dm vann) og dyrkes. Den resulterende tredje generasjonen er en synkronisert kultur og kan brukes til biotesting.

Daphnia må gis en kombinert gjær-alge-diett. Grønnalger av slektene Chlorella, Scenedesmus, Selenastrum brukes som mat.

Alger dyrkes i glasskyvetter, batterikopper eller flatbunnede kolber under døgnbelysning med 3000 lux lysrør og konstant blåsing av kulturen med luft ved hjelp av mikrokompressorer. Etter 7-10 dager, når fargen på algekulturen blir intenst grønn, skilles de fra næringsmediet ved sentrifugering eller ved å sette seg i kjøleskapet i 2-3 dager. Bunnfallet fortynnes to ganger med destillert vann. Suspensjonen oppbevares i kjøleskapet i ikke mer enn 14 dager.

For å tilberede gjærfôr, helles 1 g fersk eller 0,3 g lufttørket gjær i 100 ml destillert vann. Etter svelling blandes gjæren grundig. Den resulterende suspensjonen får stå i 30 minutter. Den manglende væsken tilsettes karene med dafnier i mengden 3 ml per 1 liter vann. Gjærløsningen kan oppbevares i kjøleskapet i opptil to dager.

Daphnia i akutte forsøk mates daglig, en gang om dagen, og tilsettes 1,0 cm konsentrert eller to ganger fortynnet algesuspensjon med destillert vann per 100 cm dyrkingsvann.

I et kronisk forsøk tilsettes ytterligere 0,1-0,2 cm gjærsuspensjon per 100 cm vann 1-2 ganger i uken.

Avløpsprøver for biotesting tas i henhold til instruks for prøvetaking for avløpsanalyse NVN 33-5.3.01-85; bransjestandarder eller andre forskrifter. Naturlige vannprøver tas i samsvar med GOST 17.1.5.05-85. Jordprøvetaking, transport og lagring utføres i samsvar med GOST 12071-84.

Biotesting av vannprøver utføres senest 6 timer etter innsamling. Hvis den angitte perioden ikke kan overholdes, oppbevares prøvene i inntil to uker med åpent lokk i bunnen av kjøleskapet (ved +4°C). Konservering av prøver med kjemiske konserveringsmidler er ikke tillatt. Før biotesting filtreres prøver gjennom filterpapir med en porestørrelse på 3,5-10 mikron.

For å utføre biotesting tilberedes et vandig ekstrakt fra utvalgte prøver av kloakkslam og avfall, for dette formålet tilsettes vann som brukes til dyrking i utvaskingsbeholderen, der det er en suspendert lufttørr masse av avfall eller kloakkslam med en absolutt tørrmasse på 100 ± 1 g. Vann tilsettes i forholdet 1000 cm3 vann per 100 g absolutt tørr masse.

Blandingen bør røres lett på en rører i 7-8 timer slik at det faste stoffet blir suspendert. Det er uakseptabelt å knuse avfallspartikler eller sedimenter under blanding. Det brukes en magnetrører og rørehastigheten bør være så lav som mulig for å holde materialet i suspensjon.

Etter at blandingen er fullført, får løsningen med sedimentet stå i 10-12 timer. Væsken over sedimentet sifonerer deretter av.

Filtrering utføres gjennom et hvitt båndfilter på en Buchner-trakt ved bruk av lavvakuum.

Biotestprosedyren utføres tidligst 6 timer etter tilberedning av ekstraktet fra slammet eller avfallet. Hvis dette ikke er mulig, kan ekstraktet oppbevares i kjøleskapet i ikke mer enn 48 timer.

Vannekstraktet skal ha pH=7,0-8,2. Om nødvendig nøytraliseres prøver. Etter nøytralisering luftes prøvene i 10-20 minutter. Før biotesting bringes prøvetemperaturen til 20 ± 2C.

For å bestemme den akutte toksiske effekten, utføres biotesting av det originale testvannet eller et vannekstrakt fra jord, kloakkslam, avfall og flere av deres fortynninger.

Bestemmelse av toksisiteten til hver prøve uten fortynning og hver fortynning utføres i tre parallelle serier. Tre parallelle serier med dyrkingsvann brukes som kontroll.

Biotesting utføres i kjemiske begerglass med et volum på 150-200 cm3, som er fylt med 100 cm3 testvann, i dem legges ti dafnier i alderen 6-24 timer. krepsdyr. Alder bestemmes av størrelsen på krepsdyrene og sikres ved å filtrere krepsdyrene gjennom et sett med sikter. Daphnia fanges fra kultivatorer der det dyrkes en synkronisert kultur. Krepsdyr på samme alder legges i et eget glass etter at de er filtrert gjennom et sett med sikter, og deretter fanges de opp en etter en med en 2 cm pipette (med saget og slått ende) med en gummikule og legges i et glass med vannet som testes.

Daphniaplanting begynner med en kontrollserie. Daphnia plasseres i testløsningene, fra store fortynninger (lavere konsentrasjoner av forurensninger) til mindre fortynninger. For å jobbe med kontrollserien må det være et eget nett.

For hver serie testvann brukes 3 begerglass.

Daphniadødelighet i forsøk og kontroll registreres hver time frem til slutten av første dag av forsøket, og deretter 2 ganger daglig hver dag til det har gått 96 timer.

Stasjonære individer regnes som døde hvis de ikke begynner å bevege seg innen 15 sekunder etter å ha ristet glasset forsiktig.

Hvis døden av dafnia i kontrollen overstiger 10 %, tas det ikke hensyn til resultatene av forsøket, og det må gjentas.

For å bestemme den akutte toksisiteten til testvannet og vannekstraktet, beregnes prosentandelen døde dafnier i testvannet sammenlignet med kontrollen:

hvor X er antallet overlevende dafnier i kontrollen; X er antallet overlevende dafnier i det testede vannet; A - prosentandel døde dafnier i det testede vannet.

Ved A? 10 % har ikke det testede vannet eller det vandige ekstraktet en akutt toksisk effekt (AT). Ved A? 50 % har det testede vannet, vandig ekstrakt, en akutt toksisk effekt (AT).

Hvis det eksperimentelt ikke er mulig å fastslå den eksakte verdien av fortynningsfaktoren som forårsaker 50 % død av dafnier innen 96 timer etter eksponering, er det en grafisk eller ikke-grafisk bestemmelsesmetode for å oppnå den nøyaktige verdien av LCR uten å utføre ytterligere eksperimenter. brukt.

I den grafiske metoden for å bestemme LCR, brukes probitanalyse for å oppnå en lineær avhengighet av grafen. Resultatene av eksperimenter for å fastslå den akutte toksiske effekten fra arbeidsloggen er lagt inn i tabell 1. Probit-verdiene er satt i henhold til tabell 2. Probit-verdiene for den eksperimentelt bestemte prosenten av død av dafnia og verdiene av desimallogaritmer for de studerte konsentrasjonene av avløpsvann, vannekstrakter fra jord og sedimenter er lagt inn i Tabell 3 avløp, avfall.

Basert på verdiene av probiter (tabell 2.8) og desimallogaritmer fra de eksperimentelt innhentede dataene (tabell 2.7), konstrueres en graf, verdiene av logaritmer av prosentkonsentrasjonene til de studerte vannet plottes langs abscisseaksen , og probits fra verdiene for prosentandelen av død av dafnia er plottet langs ordinataksen. Eksperimentelle data legges inn i koordinatsystemet, og en rett linje trekkes gjennom punktene.

På grafen, parallelt med aksen for logaritmer av konsentrasjoner (lgС), er en rett linje trukket fra punktet som tilsvarer probitverdien på 5, som tilsvarer 50% av døden til dafnia (fra tabell 2). Fra skjæringspunktet mellom de rette linjene med grafen for avhengigheten av probitverdien for inhibering av testparameteren på logaritmen av konsentrasjoner, verdien av logaritmen av konsentrasjonene til de studerte vannet, vandige ekstrakter som tilsvarer LCR er oppnådd.

De oppnådde biotestdataene legges inn i en tabell, hvis registreringsform er presentert i tabell 2.7

Tabell-2.7 Skjema for registrering av resultater ved bestemmelse av akutt toksisitet av avløpsvann

Probitverdier for eksperimentelt bestemt dødelighet av Daphnia fra 0 til 99 % er presentert i tabell 2.8

Tabell -2.8 Probitverdi

I den ikke-grafiske metoden for å bestemme LCR, er desimallogaritmen for konsentrasjonen av avløpsvannet som studeres, utpekt som x, og de numeriske verdiene til dødsprobitene til dafnier er utpekt som y. Som et resultat får vi en lineær sammenheng:

De numeriske verdiene til koeffisientene k og b beregnes ved å bruke formlene:

Den resulterende logaritmen av prosentkonsentrasjonen av vannet som studeres (lgC) konverteres til prosentkonsentrasjon. Den harmløse fortynningsfaktoren (BKR10-96) beregnes ved å dele 100 % på den resulterende prosentvise konsentrasjonen.

Fareklassen fastsettes av fortynningsfaktoren til det vandige ekstraktet, hvor det ikke ble påvist noen påvirkning på vannlevende organismer i henhold til følgende fortynningsfaktorområder i henhold til tabell 2.8

Tabell - 2.8 Indikatorer for fortynningsfaktoren til det vandige ekstraktet

Resultater av å bestemme fareklassen.

Etter å ha utført en rekke eksperimenter, ble følgende data innhentet for å etablere fareklassen for bedrifter i byene Saratov og Engels.

Eksperimentet utført på testobjekter av dafnier for å etablere endringer i deres fruktbarhet for bedriften JSC SEMZ "Electrodetal" ga følgende resultater, presentert i tabell 2.9. Basert på dataene som er oppnådd, er den beregnede IFR50-96 lik 219,3, som tilsvarer den akutte toksisiteten til avfallet, og IFR10-96 er lik 1466,2, hvis verdi ligger i området fra 10000 til 1001, som tilsvarer fareklasse 2 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Erfaringene utført på Daphnia-testobjekter for bedriften OJSC Gazprommash Plant ga følgende resultater, presentert i tabell 2.10. Basert på de innhentede dataene ble IKR50-96 beregnet lik 312,6, som tilsvarer den akutte toksisiteten til avfallet og IKR10-96 lik 910,7, hvis verdi ligger i området fra 1000 til 101, som tilsvarer fareklasse 3 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Erfaringene utført på Daphnia-testobjekter for Saratov Refinery OJSC-bedriften ga følgende resultater, presentert i tabell 2.11. Basert på dataene som ble oppnådd, ble ICR50-96 beregnet til å være lik 3,8, derfor har den ikke en akutt toksisk effekt, og BCR10-96 er lik 13,7, hvis verdi ligger i området fra 1 til 100, som tilsvarer fareklasse 4 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Erfaringene utført på Daphnia-testobjekter for bedriften JSC Fax-Auto ga følgende resultater, presentert i tabell 2.12. Basert på dataene som ble oppnådd, ble ICR50-96 beregnet til å være lik 0,95, derfor har den ikke en akutt toksisk effekt, og BCR10-96 er lik 1,61, hvis verdi ligger i området fra 1 til 100, som tilsvarer fareklasse 4 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Erfaringene utført på Daphnia-testobjekter for bedriften OJSC ATP-2 ga følgende resultater, presentert i tabell 2.13. Basert på dataene som ble oppnådd ble ICR50-96 beregnet til å være lik 0,49, derfor har den ikke en akutt toksisk effekt, og BCR10-96 er lik 1,001, hvis verdi ligger i området?1, som tilsvarer fareklasse 5 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Erfaringene utført på Daphnia-testobjekter for bedriften OJSC SGATP-6 ga følgende resultater, presentert i tabell 2.14. Basert på dataene som ble oppnådd ble ICR50-96 beregnet til å være lik 0,199, derfor har den ikke en akutt toksisk effekt, og BCR10-96 er lik 0,409, hvis verdi ligger i området?1, som tilsvarer fareklasse 5 i henhold til tabell 2.8 i metodikken.

Gitt den kjente sammensetningen av forurensninger og avløpsvannstrømningshastigheter, avhenger den nødvendige fortynningshastigheten hovedsakelig av de geometriske dimensjonene til reservoaret, hastigheten og bevegelsesretningen til vannet i det.

Når avløpsvann slippes ut i vannforekomster, synker konsentrasjonen av forurensninger på grunn av blanding av avløpsvann med vannmiljøet. Denne prosessen er kvantitativt preget av fortynningsfaktoren:

Hvor C inn– konsentrasjon av forurensninger i avløpsvann som slippes ut av et reservoar;

Fra 0 Og MED– konsentrasjon av forurensninger i reservoaret før og etter utslipp av avløpsvann.

Formelen er imidlertid upraktisk å bruke i praksis.

For reservoarer med retningsbestemt bevegelse (elver), anbefales det å bestemme det ved hjelp av formelen:

(2.2)

Hvor Q V, Q 0– volumetrisk strømningshastighet for henholdsvis avløpsvann og reservoar

γ – forskyvningskoeffisient, som viser hvilken del av strømningshastigheten Q som er involvert i forskyvningen.

I den innledende delen er fortynningsfaktoren 1; fordi

γ = 0 ; At = 1.

Konsentrasjon av forurensninger i et reservoar til enhver tid:

(2.3)

Hvor τ = V*(Q 0 + ∑Q V – Q V) perioden med fullstendig utveksling av vann i et reservoar;

V- volum av reservoaret;

Q V- tap av vannstrøm (for eksempel på grunn av fordampning);

Konsentrasjonen av forurensninger for den mest forurensede strømmen av en elv uten å spesifisere dens plassering, form, størrelse bestemmes ved hjelp av Florov-Rodziller-metoden:

C maks = C + (C 0 – C)* (2.4)

Hvor α - koeffisient som karakteriserer de hydrauliske forskyvningsforholdene;

x– koordinat i retning av hastighet og strømning, hvis opprinnelse er (x=0) utslippsstedet for avløpsvann.

Fortrengningsområdet i reservoaret er konvensjonelt delt inn i tre soner (Fig. 2.1).

Fig.2.1. Ordning for distribusjon av avløpsvann i et reservoar:

Sone I – konsentrasjonen av forurensninger reduseres på grunn av forskyvning forårsaket av forskjellen i hastigheten til avløpsvannstrømmen og reservoaret;

Sone II - område med turbulent blanding;

III – sone – området for fullstendig blanding, når hastighetene til avløpsvannstrålene og reservoaret er fullstendig utlignet.

For å estimere det minste fortynningsforholdet for reservoarer med lav styrke, brukes en annen metode, den såkalte N.N. Lapshev-metoden. Den brukes til å beregne fortynningsforholdet for distribuerte og konsentrerte avløpsvannutslipp med strømningshastigheten fra utløpsanordninger W 0≥ 2 m/s:

……………………………………(2.5)

Hvor EN– koeffisient som karakteriserer enhetligheten i produksjonen; for konsentrert utgivelse A = I, og for distribuert utgivelse:

(2.6)

Jeg– avstand mellom utløserinnretninger; d 0- diameter på utløpet; R- koeffisient som karakteriserer strømningsgraden til et reservoar (innsjø, reservoar);

S– en parameter bestemt av den relative dybden til reservoaret.

For et reservoar hvor bevegelsen av vann bestemmes av strømmen av sluppet avløpsvann:

Hvor I n– avstand fra avløpspunktet til land i retning av avløpsvannets strømningshastighet, m; F 0– totalt areal av utløpsåpningene, m3.

For en vannmasse der strømmen bestemmes av vinden, er koeffisienten:

, (2.8)

Hvor Wn– strømningshastighet, m/s;

W 0– hastighet på avløpsvann ved utløpet av hodet, m/s.

Beregning av fortynningsforhold av avløpsvann i elver

Fortynning av avløpsvann er prosessen med å redusere konsentrasjonen av forurensninger som følge av blanding av avløpsvann med vannmiljøet. Intensiteten til prosessen er kvantitativt preget av fortynningsfaktoren (n), som for reservoarer med rettet vannbevegelse (elvestrøm) bestemmes av formelen:

, (2.9)

Hvor Q V Og Q 0– henholdsvis volumetriske strømningshastigheter for en del av vannet i reservoaret og avløpsvannet;

γ – blandingskoeffisient, som viser andelen vann i reservoaret som deltar i blandeprosessen:

Hvor L– lengden på kanalen fra utslippspunktet for avløpsvannet til vannforbrukspunktet, m;

α – koeffisient avhengig av de hydrauliske blandingsforholdene – koeffisient:

Hvor ξ – koeffisient som tar hensyn til plasseringen av avløpsvannutløpet (for landutløp ξ = 1, for kanalutløp ξ = 1,5);

δ – kanal tortuositetskoeffisient;

D- koeffisient for turbulent diffusjon,

, (2.12)

Hvor q– akselerasjon av fritt fall, m/s 2 ;

H– gjennomsnittlig kanaldybde, m;

W a n– gjennomsnittlig hastighet på vannstrømmen i et reservoar, m/s;

S w– Chezy koeffisient, (1/m*s);

M g- Boussinesq koeffisient, 1/m*s (for vann M g = 22,3 (1/m*s)).

Beregning av fortynningsforhold av avløpsvann i viklingskanaler

Metoden diskutert ovenfor tar ikke hensyn til de tverrgående komponentene av vannstrømningshastigheten i viklingskanaler, noe som betydelig kan fremskynde prosessen med å blande avløpsvann. Dette forklares med at slike strømmer foregår fra områder med høye konsentrasjoner av miljøgifter til områder med lavere konsentrasjoner og omvendt.

Den laveste totale fortynningen for utslipp av konsentrert avløpsvann bestemmes av formelen:

, (2.13)

Hvor β – koeffisient som tar hensyn til de relative parameterne til kanalen B/N Og R/B(Fig.2.2);

I– elvebredde, m;

N– dybde, m;

R– krumningsradius av avløpet, m;

L– avstand fra utløpet til designseksjonen, m;

Fortynningsfaktoren beregnes i følgende rekkefølge:

1. Den buede seksjonen er delt inn i m seksjoner med samme verdier av de relative parameterne B/H og R/H.

2. Bestem lengdene L 1, L2, …, L m og ifølge grafen (Fig. 2.2) finner de verdiene β 1, β 2, …, β m. I dette tilfellet endrer ikke beregningsmetoden å endre krumningstegnet.

3. Fortynningsforhold i den første delen, og deretter forbruket av en blanding av husholdnings- og elvevann i en avstand L 1:

Q 1 = n 1 *Q

4. Fortynningsforhold, forbruk av avløpsvannblanding i påfølgende avsnitt:

Qi = n 1 *n 2 *…*n i *Q 0 .

5. Generelt fortynningsforhold:

n = n 1 *n 2 *…*n m .

Beregning av fortynningsforhold av avløpsvann i magasiner og innsjøer

Betingelsene for å blande avløpsvann med vann fra magasiner og innsjøer skiller seg vesentlig fra forholdene for blanding i elver.

Forurensningsgraden av vannforekomster avtar intensivt i kort avstand fra utslippsstedet, men fullstendig blanding av avløpsvann med vannvolumet i innsjøen skjer i svært store avstander fra utslippsstedet.

Beregning av fortynningsfaktor utføres for spredning og konsentrerte utslipp ved avløpsvannets utstrømningshastighet W 0

Ved beregning av merverdiavgiften for lokalt avløpsvann, anbefales det å bruke den semi-empiriske metoden som benyttes i etablert praksis ved beregning av MPC-standarden («Metode for beregning av MPC for stoffer i vannforekomster med avløpsvann», 1990).

Den grunnleggende ligningen for å beregne PDS er:

Q,q-beregnede vannstrømmer i vannforekomster og avløpsvann,

Konsentrasjonen av forurensninger av samme type i avløpsvann og i vannforekomsten frem til utslippspunktet,

- blandingskoeffisient,

– aksepteres som maksimalt tillatt konsentrasjon på designstedet for en gitt vannforekomst.

Bestemmelsen av standard utslipp av forurensninger avhenger av blandingsfaktoren eller det mer vanlig brukte konseptet fortynningsfaktor.

Fortynningsfaktoren er relatert til blandingskoeffisienten ved følgende omtrentlige forhold:

Avløpsvannfortynningsprosessen skjer i 2 trinn: innledende og hovedfortynning.

Den totale fortynningsfaktoren presenteres som produktet:

-Multiplisiteten av hovedfortynningen.

1.2. Bestemmelse av initial fortynningsfaktor.

Den initiale reduksjonen i konsentrasjonen av forurensninger er assosiert med injeksjon (penetrering) av avfallsvæske i tilløpsstrømmen til vassdraget.

Det anbefales å beregne startfortynningen når avløpsvann slippes ut i vannforekomster basert på forholdet mellom hastighetene i det (elvehastighet og utslippshastighet). Eller ved absolutte hastigheter for jetstrøm fra utløpet. Ved lavere hastigheter beregnes ikke startfortynningen.

Startfortynningsfaktoren beregnes i samsvar med metoden til N.N. Lapsheva "Beregninger av utslipp av avløpsvann" Moskva, Stroyizdat, 1978.

Innledende data for beregning.

Det er installert et kanalkonsentrert utløp i elva som slipper ut avløpsvann med en maksimal strømningshastighet på q=17,4 m 3 /h=0,00483 m 3 /sek.

Estimert minimum gjennomsnittlig månedlig elveføring 95 % sannsynlighet Q=0,3 m 3 /sek.

Gjennomsnittlig elvstrømningshastighet.

Gjennomsnittlig dybde H av = 0,48 m.

Hastigheten på jetstrøm fra utløpet, mens

Vi aksepterer =0,1 m

Korrigert utløpshastighet fra vannutløpet

Innledende fortynningsfaktor

Relativ diameter på strålen i designdelen

Definisjon av parameter m

Den relative diameteren til strålen i designdelen vil bli bestemt ved hjelp av et nomogram.

Den innledende fortynningen ender ved seksjonen der strålen ikke kan tilføre strømning. I følge eksperimentelle studier bør dette tverrsnittet være betinget akseptert der hastigheten på strålens akse er 10-15 cm/sek høyere enn hastigheten til elvestrømmen.

Innledende fortynningsfaktor

På grunn av distriktets begrensning av væsketilgang vil fortynningsraten avta.

For å kvantifisere dette fenomenet, er det nødvendig å beregne forholdet, hvor

– dybden av vassdraget,

Ubegrenset strålediameter

1.3 Bestemmelse av hovedfortynningsfaktor.

Utenfor det innledende fortynningsområdet utføres blanding på grunn av diffusjonen av urenheten. For å beregne hovedfortynningen av avløpsvann, vil vi bruke metodikken til N.D. Rodziller "Instruksjoner for metoder for beregning av blanding og fortynning av avløpsvann i elver, innsjøer og reservoarer", Moskva 1977. Denne teknikken kan brukes til å relatere avløpsvannstrøm til vannstrøm i en vannforekomst.

Innledende data.

Estimert vannføring i vassdraget i bakgrunnssnitt Q = 0,3 m 3 /sek

Estimert strømningshastighet for avløpsvann i utløpet q=0,00483 m 3 /sek.

Gjennomsnittlig hastighet for vassdraget ved beregnet strømningshastighet V c р =0,11 m/sek.

Gjennomsnittlig dybde av vassdraget ved estimert vannføring N av = 0,48 m

Avstand fra utløp til kontrollpunkt i rett linje L p =500 m

Avstand fra utløpet til kontrollpunktet langs foroverkanalen L f =540 m

1) Bestemmelse av blandingskoeffisienten