Estimering af nogle fælles forurenende egenskaber

Læs denne artikel for at lære om estimeringen af ​​nogle fælles forurenende egenskaber: 1. Totalresidu 2. Opløst residual 3. Faststof og flygtige faste stoffer 4. Suspended Solids 5. Fast Suspended Solids 6. Turbiditet 7. Farve 8. Lugt 9. Ledningsevne 10. Hårdhed 11. Alkalinitet 12. Alkalinitet 13. pH 14. Temperatur 15. Olier, fedtstoffer og fedtstoffer m.fl.

Totalresidans:

Den samlede rest i en spildevandsprøve anslås ved inddampning og tørring af et kendt prøvevolumen i en ovn som opsamlet / modtaget, det vil sige sammen med de tilhørende suspenderede faste stoffer i en afvejet tørdigel på 103-105 ° C. Vægtens stigning i smeltedigelen repræsenterer den samlede rest af prøven, og den udtrykkes i mg / l-enhed.

Opløst residu:

Når processen beskrevet i den samlede restkoncentration bæres med et kendt volumen en filtreret spildevandsprøve, vil vægtenes stigning i vægten repræsentere mængden af ​​opløste faste stoffer, som er til stede i prøven. Det udtrykkes også i mg / l-enhed.

Faste faste stoffer og flygtige faste stoffer:

Diglen indeholdende den samlede restkoncentration skal antændes i en ovn ved ca. 500 ° C. Som følge heraf vil de organiske stoffer, som er til stede i resten, blive brændt, og de uorganiske stoffer kan omdannes til deres oxider. Diglen med indholdet afkøles til stuetemperatur, og derpå tilsættes et par milliliter ammoniumcarbonatopløsning til digelen for at fugte resten.

Endelig skal smeltediglen med indholdet tørres i en ovn ved 103-105 ° C. Vægten af ​​resten ville repræsentere de faste faste stoffer, som udtrykkes i enheden mg / L. Forskellen mellem Total Restid og Fixed Solids ville repræsentere de flygtige faste stoffer (VS) i spildevandsprøven.

Suspended Solids (SS):

For at estimere det suspenderede faste indhold i en spildevandsprøve filtreres et kendt volumen af ​​prøven gennem et 2 mm tykt syre-alkalisk vasket asbestlag i en Gooch-smeltedigel. Diglen sammen med de tilbageholdte faste stoffer tørres i en ovn ved 103-105 ° C og vejes. Forøgelsen af ​​vægten over den oprindelige tørvægt af diglen med asbestmåtte ville være vægten af ​​de opsamlede suspenderede faste stoffer. Det udtrykkes i enheden mg / L.

Fast suspenderet faststof :

Gooch-smeltedigelen indeholdende tørret suspenderet faststof underkastes den samme fremgangsmåde som beskrevet under faste faste stoffer og flygtige faste stoffer. Vægten af ​​den endelige rest vil repræsentere prøvenes faste suspenderede faste stoffer.

uklarhed:

Uklarheden af ​​en vandprøve udtrykkes som Jackson Candle Unit (JCU). En lysmåler kalibreres med enten vand fra en naturlig kilde eller en specielt fremstillet kaolin suspension i vand. Grundlaget for turbiditetsmåling er det faktum, at fine faste partikler suspenderet i en væske forstyrrer transmission af indfaldende lys ved absorption og spredning.

Graden af ​​interferens afhænger af partiklernes koncentration, størrelse og farve såvel som på væskens farve. Derfor afslører turbiditetstest af en væskeprøve ikke et præcist skøn over mængden af ​​fint suspenderede partikler, der er til stede i prøven. Det giver imidlertid en indirekte foranstaltning af mængden af ​​fint suspenderede faste partikler, der er til stede i en prøve.

Den klassiske metode til turbiditetsmåling består i at hælde en prøve af uklart vand i et langt, fladbundet standardglasrør, under hvilket et standardlyst lys staar. Yderligere hældning af prøven fortsættes, indtil flamens profil blot udslettes. Prøvens højde i et rør er omvendt relateret til dets turbiditet.

For at estimere grumligheden af ​​en prøve er dens højde i et glasrør fundet ud som beskrevet ovenfor. På lignende måde findes højden af ​​en prøve med kendt turbiditet. Ud fra disse data beregnes prøvenes turbiditet.

Den nuværende praksis er ikke at anvende den klassiske metode, men at anvende enten et fotometer (baseret på lysabsorptionsprincippet) eller et nephelometer (baseret på lysspredningsprincippet). Når et nephelometer anvendes, udtrykkes turbiditeten af ​​en prøve i NTU (naphelometrisk turbiditetsenhed).

Farve:

Grundlaget for farvemåling er sammenligning af farven på en vandprøve med den for standardvandsprøver farvet med kaliumchloroplatinat og koboltchlorid (blandet i forskellige proportioner). Prøven, der skal testes, skal centrifugeres for fjernelse af suspenderede partikler (herunder coloider) forud for dens farvetestning.

Den klassiske metode er at tage en suspenderet, fastfrit vandprøve i et Nessler-rør og sammenligne farven med farven på standardprøver i Nessler-rør. Den nuværende praksis er at anvende fotoelektriske farvemålere.

Lugt:

Et korrekt instrument til identifikation og kvantitativ estimering af lugt af en spildevandsprøve er endnu ikke udviklet. Afprøvningen er helt afhængig af en testeres lugtfuldt sanser. Lugt af en spildevandsprøve identificeres først som en kendt naturlig lugt og derefter kvantificeres det som et tærskel lugt nummer.

Tværnets lugtnummer af en prøve er fortyndingsforholdet, hvor lugt næppe kan påvises ved sniffing. Fortynding skal udføres med lugtfri vand. Sniffing kan ske enten ved 20 ° C (kold lugtkvalitet) eller ved 58-60 ° C (varm lugtkvalitet).

Ledningsevne:

Den specifikke elektriske ledningsevne af en vandprøve udtrykkes i form af mikro-mho / cm eller μS cm- ¹ . Det afhænger af koncentrationen af ​​de opløste ioniserede stoffer, der er til stede i en vandprøve, og den temperatur, ved hvilken måling foretages. Den specifikke konduktans stiger med stigning i ionkoncentration og temperatur. Ledningsevnen udtrykkes undertiden i mg / L af det totale opløst faststof (TDS).

Den elektriske ledningsevne af en prøve i mikro-mho / cm eller μS cm ^-1 ved 25 ° C, når multipliceret med en bestemt faktor giver et groft estimat af den opløste uorganiske tilstedeværelse i prøven i enheden af ​​mg / L. Faktoren er omkring 0, 55 for en prøve indeholdende en mærkbar koncentration af fri syre / alkali, og den er ca. 0, 70 til 0, 75, når en prøve er mærkbart saltopløsning.

Instrumentet, der normalt anvendes til ledningsevne måling, er enten en parallel plade ledningsevne celle sammen med en Wheatstone-broenhed eller en multi-elektrode potentiometrisk sensor. Til måling af ledningsevne skal der anvendes en suspenderet faststoffri prøve.

Hårdhed:

Vandets hårdhed er et mål for dets kapacitet til udfældning af sæbe. Sæbe udfældes hovedsageligt af Ca og Mg ioner, der almindeligvis er til stede i vand. Andre polyvalente metalioner såsom Al, Fe, Mn, Sr, Zn forårsager også hårdhed. Hårdhed forårsager forurening af varmeveksler.

For at evaluere hårdheden af ​​en vandprøve er det nødvendigt at estimere koncentrationen af ​​hver af de ovennævnte ioner i prøven. Hårdheden af ​​en vandprøve rapporteres som CaCO3 ækvivalent (mg / L, CaCO3).

Det beregnes ved at multiplicere koncentrationen af ​​hver polyvalent kation (i mg / L) med en specifik faktor og tilføje disse produkter. En mindre præcis metode er at estimere koncentrationerne af Ca og Mg ioner kun ved EDTA titrering og beregne hårdheden baseret på disse oplysninger.

alkalitet:

Alkaliteten af ​​en vandprøve reflekterer dens evne til at neutralisere en stærk syre til en udpeget pH. Det estimeres ved at titrere et målt volumen af ​​en vandprøve med en standardopløsning af svovlsyre eller saltsyre til et forud valgt slutpunkt (pH). Titrering kan udføres enten ved brug af en indikator (bromocresol green-methyl red) eller ved hjælp af en potentiometrisk titrator.

pH:

PH-værdien af ​​en vandprøve er et mål for dets surhed eller alkalitet. kvantitativt,

pH = log ₁₀ l / [H ⁺ ]

hvor [H ⁺ ] står for hydrogenionkoncentration udtrykt i g-ion / liter af prøven.

Det ioniske produkt af vand er repræsenteret ved Kw = [H ⁺ ] x [OH ^- ]. Den numeriske værdi er ^10-14

Hvis koncentrationen af ​​hydrogenion [H ⁺ ] i en vandprøve er mere end den for hydroxylion [OH ^- ], betegnes prøven som sur. Når de ([H ⁺ ] og [OH ^- ]) er ens, det vil sige, hver har en koncentration på ^10-7 g-ion / L prøven betegnes som neutral.

Men hvis hydroxylionkoncentrationen i en prøve er mere end den af ​​hydrogenion, så betegnes den som alkalisk. PH af en sur vandprøve kan variere mellem 0 og 7 og den for en alkalisk prøve mellem 7 og 14.

PH-værdien af ​​en vandprøve kan estimeres ca. ved anvendelse af nogle organiske kemiske opløsninger (refereret til som indikatorer), som ændrer farve ved en bestemt koncentration af hydrogen / hydroxylion. For at måle pH-nøjagtigt nu en dag anvendes en pH-meter, som består af en pH-probe og en millivoltmeter.

En pH-probe er en samling af en hydrogenionpermeabel beklædt glaselektrode og en referenceelektrode. Forskellen i emf mellem glaselektroden og referenceelektroden afhænger af hydrogenionkoncentrationen af ​​en prøve vand, i hvilken sonden er dyppet og dens temperatur. Millivoltmåleren, der er specielt konstrueret til en bestemt probe, er udstyret med et temperaturkompenserende element. Måleren er gradueret med hensyn til millivolt samt pH.

Temperatur:

Temperaturen af ​​en vandprøve kan måles ved hjælp af et termometer med flydende glas eller et termoelement eller et modstandstermometer. Til måling af temperaturen på en flydende strøm eller en vandkrop anvendes normalt et termoelement. Den målte temperatur rapporteres normalt i ° C.

Olier, fedtstoffer og fedtstoffer:

Olier, fedtstoffer og fedtstoffer kan være til stede i fri form eller i form af en emulsion i spildevand. Disse er uopløselige i vand, men opløselige i forskellige organiske opløsningsmidler. Til estimering af disse i en vandprøve ekstraheres de ud fra et kendt volumen af ​​prøven med en let petroleumsfraktion (betegnet som petroleumsether) med et kogepunktsinterval på 40 til 60 ° C. Fra ekstraktet skal det meste af petroleumsetheret destilleres ud og efterlade en lille del af opløsningsmidlet sammen med de ekstraherede olier, fedtstoffer og fedtstoffer. Endelig inddampes de sidste spor af opløsningsmidlet på et vandbad i en strøm af varm luft. Vægten af ​​resterende rester er vægten af ​​olier, fedtstoffer og fedtstoffer, der er til stede i prøven. Det udtrykkes i mg / l enhed.

Opløst oxygen:

Opløseligheden af ​​ilt i vand er lav. Mætningskoncentrationen af ​​ilt i vand afhænger af vandtemperaturen og det overordnede ilttryk. Tabel 7.1 viser opløseligheden af ​​ilt fra luft (ved 1 atm tryk) i ferskvand ved forskellige temperaturer.

Da vandflora og fauna, herunder de vandbårne mikroorganismer, opfylder deres iltbehov fra det opløste ilt, er skønnen afgørende for at vurdere kvaliteten af ​​en vandkrop / strøm. Den klassiske metode til estimering af opløst oxygen (DO) er kendt som Winklers metode.

Winklers metode udføres gennem følgende tre trin:

Trin-I:

Et kendt volumen af ​​en prøve, som skal testes, blandes med opløsninger af mangansulfat (MnSO4) og alkalisk kaliumiodid (NaOH og KI).

Som følge heraf finder følgende reaktioner sted:

Blandingen surgøres derefter med svovlsyre, hvorved iod frigives i overensstemmelse med reaktionen.

Endelig estimeres det frigjorte jod kvantitativt ved titrering med en standard natriumthiosulfatopløsning i nærvær af stivelse som indikator ifølge reaktionen nedenfor:

Eftersom alle ovennævnte reaktioner forekommer kvantitativt, er det muligt at estimere koncentrationen af ​​opløst oxygen i prøven ud fra volumenet og koncentrationen af ​​thiosulfatopløsning anvendt til titrering af det frigjorte jod. Opløst oxygen udtrykkes i enheden mg O2 pr. Liter af en prøve.

En passende modificeret Winklers metode anvendes, når interfererende kemikalier, såsom nitrat-, nitrogen-, jern- og jernsalte osv. Er til stede i en prøve. Estimering af opløst oxygen ved Winklers metode kræver en dygtig hånd. Det er ikke en bekvem metode til estimering af DO i et felt.

Den nuværende praksis er at anvende en elektrisk enhed bestående af en DO-probe og et mikro-ammeter. En DO-probe består af to elektroder isoleret fra hinanden, og samlingen er dækket af en oxygengennemtrængelig membran.

Når en sådan sonde dyppes i en vandprøve gennemblader det opløste oxygen gennem membranen, og en galvanisk celle opstilles som et resultat af hvilken en strøm strømmer gennem ammeteret, som forbinder de to elektroder.

Størrelsen af ​​strømmen afhænger af oxygenpermeationshastigheden, som igen afhænger af koncentrationen af ​​opløst oxygen i prøven. Denne metode er meget hurtig. Det kan bruges både i laboratorium og i marken. Desuden er der ingen færdigheder til brug for et sådant instrument.

Biochemical Oxygen Demand (BOD):

Opløste og suspenderede organiske stoffer, der er til stede i en vandkrop / strøm kan virke som fødevare for de mikroorganismer, der er til stede i den. (Mikroorganismer er til stede overalt, medmindre der lægges særlig vægt på at udelukke dem fra et bestemt område). Processen med assimilering af opløste / og eller suspenderede organiske stoffer ved hjælp af aerobe organismer sker gennem en række reaktioner, der betegnes som biokemiske veje. I nogle af disse reaktioner vil det opløste oxygen i vand deltage, hvilket resulterer i, at koncentrationen af ​​opløst oxygen i vand vil falde.

Satsen for iltudtømning i en vandkrop / strøm vil afhænge af følgende faktorer:

1. De nuværende organismer og deres befolkning,

2. Arten og koncentrationerne af de tilstedeværende organiske stoffer,

3. Temperaturen og

4. Koncentrationen af ​​opløst ilt.

Den samlede udtømning af DO vil afhænge af den forløbne tid siden processens begyndelse såvel som på de allerede nævnte faktorer. Det skal her bemærkes, at omfanget af DO-udtømning i en vandprøve under en aerob mikrobiel proces ikke er det sande indeks for de samlede organiske stoffer, der er til stede i prøven, men det repræsenterer i hvilket omfang bionedbrydning af de organiske stoffer er bragt omkring ved de tilstødende mikrober.

Da DO-udtømning er afhængig af procesens varighed og faktorerne, er der udviklet en standardprocedure for at udføre en test for at få nogle oplysninger om de biologisk nedbrydelige organiske stoffer, der er til stede i en prøve.

Denne egenskab betegnes som BOD _{5 20} ° c. Basalt set repræsenterer BOD _{5 20} ° c mg oxygen, der er opbrugt af mikrober, mens de organiske stoffer metaboliseres i en 1-liters prøve under aerobe betingelser ved 20 ° C over en periode på fem dage

Den grundlæggende tilgang til BOD _{5 20} ° c estimering er at fortynde et målt volumen af ​​en prøve med et tilstrækkeligt volumen inokuleret, luftmættet destilleret vand forudblandet med nogle mikrobielle næringsstoffer. En standard BOD-flaske med 300 ml kapacitet fyldes med blandingen og stoppes for at udelukke indesluttet luft og for at forhindre indblæsning af luft.

Flasken inkuberes ved 20 ° C i 5 dage. En anden BOD-flaske er fyldt med podet luftmættet destilleret vand forudblandet med mikrobielle næringsstoffer og inkuberet ved 20 ° C i 5 dage. DO af blandingerne bestemmes før og efter inkubation.

Baseret på disse data beregnes BOD af prøven som følger:

Hvor A = indledende DO af prøven blandet med podet fortyndingsvand,

B = indledende DO kun af inokuleret fortyndingsvand,

C = DO af prøven blandet med inokuleret fortyndingsvand efter inkubering i 5 dage,

D = DO af inokuleret fortyndingsvand kun efter inkubering i 5 dage,

θ = volumen i liter af prøven tilsat til BOD flaske og

V = volumen i liter BOD flaske.

Den biokemiske oxidationsproces afsluttes ikke om 5 dage, men fortsætter i flere dage. Derfor er BOD ₅ ikke et mål for det totale ilt, der kræves til fuldstændig biokemisk oxidation af de bionedbrydelige organiske stoffer, som er til stede i en vandprøve. Den samlede biokemiske iltforbrug betegnes som BOD ultimate (BOD _ult ).

Normalt antages det, at iltoptagelsesprocessen under BOD estimation adlyder en førsteordensligningsligning. Baseret på denne antagelse kan BOD- _ultasen være relateret til BOD-dataene i en kortere periode ved hjælp af følgende ligning;

BOD, = BOD _Ult ( ^lekt ) (7.1)

hvor k = en første ordens konstant, og

t = inkubationsperiode i dage.

Siden Eq. (7.1) har to ukendte, nemlig BOD _ult og k, til estimering af dem, der skal finde ud af eksperimentelt BOD på tidspunktet t ₁ og t ₂ .

Eq. (7.1) kan være gyldig, hvis de organiske stoffer, der er til stede i en vandprøve, overvejende er carbonholdige, og en ubetydelig fraktion er proteinholdig. Figur 7.1 viser, hvordan BOD af en prøve ændres med tiden (inkubationsperiode), når en relativt stor mængde protein er til stede sammen med de carbonholdige materialer i en vandprøve.

BOD _{ult =} BOD _ult for primært carbonholdige materialer,

BOD _ult2 = BOD _ultimo for både carbonholdige og proteinholdige materialer,

Den største ulempe ved BOD estimationsmetoden skitseret ovenfor er, at man skal vente i 5 dage for at evaluere BOD ₅ af en prøve. Derfor er denne metode ikke egnet til procesovervågning. På grund af denne ulempe er nogle instrumenter blevet udviklet med hjælp, hvormed man kan estimere BOD af en prøve vand inden for en kort periode, siger en og en halv til to timer.

Kemisk Oxygenbehov (COD):

Det har tidligere været påpeget, at det tager 5 dage at fuldføre en BOD-test.

Desuden afslører denne test ufuldstændige oplysninger om den samlede mængde organiske stoffer, der er til stede i en vandprøve på grund af følgende grunde:

1. Under denne test bliver kun en del af de opløste bionedbrydelige organiske stoffer oxideret, og en relativt lille del af det suspenderede bionedbrydelige organiske stof bliver oxideret.

2. Ingen af ​​de ikke-bionedbrydelige organiske stoffer oxideres, og

3. Ingen af ​​de uorganiske stoffer bliver oxideret.

At overvinde disse mangler ved BOD _{5 2Q} . _C- test er der blevet udviklet en test, hvorved alle de oxiderbare organiske stoffer både bionedbrydelige og ikke-bionedbrydelige såvel som oxiderbare uorganiske stoffer oxideres med et kemisk oxiderende reagens på kortere tid. Det kaldes Kemisk Oxygen Demand (COD) test.

Prøven udføres ved tilbagesvaling af et målt volumen af ​​en vandprøve med et målt volumen af ​​en kaliumdichromat (K2Cr2O7) opløsning med kendt koncentration og en forholdsmæssig mængde koncentreret svovlsyreopløsning. Under tilbagesvaling oxideres alle de oxiderbare stoffer til deres respektive oxider.

Reaktionerne kan udtrykkes som:

Efter afslutning af tilbagesvalingsprocessen estimeres den overskydende (uomsatte) mængde kaliumdichromat i tilbagesvalingsvæsken ved at titrere en del af den med en standardiseret ferroammoniumsulfatopløsning (Mohr salt) i nærvær af ferroindikator. Reaktionen, som finder sted under titrering, er

Baseret på dataene, dvs. mængden af ​​dichromatopløsning reageret (under tilbagesvaling), dens koncentration og det anvendte prøve (vand) volumen beregnes COD og rapporteres som mg O2 / L af vandprøven. Det skal påpeges, at nogle aromatiske forbindelser, såsom benzen, toluen, pyridin, hvis de er til stede i en vandprøve, ikke bliver oxideret under tilbagesvaling.

Plantens næringsstoffer:

De fælles plantenæringsstoffer, der i nutid i industrielt spildevand er nitrogenholdige og fosforforbindelser. Når en affaldsholdig kvælstof og / eller phosphorholdige forbindelser udledes i en vandkrop, vil væksten af ​​vandplanter inklusive alger blive fremmet i vandkroppen. En sådan forbedret vækst betegnes algalblomstring. Disse planter ville bruge det opløste ilt til stede i vandkroppen. Efterfølgende ville plantene gennemgå bionedbrydning i fraværelse af ilt, det vil sige eutrofieringsprocessen ville starte.

På grund af anaerob nedbrydning af vandplanterne (herunder algerne) vil vandlegemet blive beskidt, og der vil blive udsendt foruroligende lugtende gasser. Derfor skal estimering af plantenæringsstoffer, som er til stede i en spildevandsstrøm, udføres for at muliggøre udformning af en egnet behandlingsplan.

Kvælstofberegning:

Kvælstof kan være til stede i en spildevandsstrøm i form af fri ammoniak, ammoniaksalte, aminosyrer etc. Disse nitrogenholdige forbindelser kan estimeres ved Kjeldahl-metoderne. Denne metode kan dog ikke bruges til at estimere nitrogen, når den er til stede som nitrit, nitrat, azid, nitro, nitroso og oximater i en vandprøve.

Grundprincippet i Kjeldahl-metoden er at opvarme en prøve indeholdende nitrogenholdige forbindelser med svovlsyre, kaliumsulfat og mercurinsulfatkatalysator. Under denne proces omdannes de kvælstofforbindelser, der er til stede i prøven, til ammoniumbisulfat. Blandingen gøres alkalisk ved tilsætning af kaustisk sodavand og destilleret.

En vandig ammoniakopløsning destillerer, over hvilken der opsamles. Ammoniumhydroxidet, der er til stede i destillatet, estimeres derefter kolorimetrisk. Nitrogen beregnet på denne måde udtrykkes (som N) i mg / L-enhed. De reagenser, der anvendes til den kolimetriske fremgangsmåde, er vandige opløsninger af mercuriciodid og natriumhydroxid.

Phosphorous Estimation:

Fosfor kan være til stede i en spildevandsprøve som uorganiske fosfater, såsom pyro, metatripoly og orthophosphat såvel som organophosphorforbindelser. Total fosforestimering udføres ved omdannelse af alle fosforforbindelser til stede til orthophosphat ved kogning af en prøve vand med kaliumpersulfat og svovlsyre. Det således fremstillede orthophosphat vurderes derefter kolorimetrisk

Den kolorimetriske metode består af tilsætning af syrnet ammoniummolybdat og amino-naphthol-sulfonsyreopløsninger eller ammoniummolybdat og tannchloridopløsninger til en fortyndet orthophosphatopløsning. Det giver anledning til en intens blå farve. Fosforindholdet i en prøve udtrykkes (som P) i mg / l-enhed.

Bakteriologisk vurdering:

Spildevand kan indeholde patogene (sygdomsfremkaldende) såvel som ikke-patogene organismer. Fra folkesundhedsmæssigt synspunkt vil tilstedeværelsen af ​​patogener i et spildevand være alarmerende, da de ville forurene vandlegemet / organerne, i hvilke udledningen udledes. Derfor bør man sørge for, at forurenede spildevand ikke finder vej i vandlegemer uden forudgående desinfektion.

For at beskytte sådanne muligheder er det nødvendigt at konstatere, om et spildevand indeholder noget patogen eller ej. Det er en vanskelig opgave, da der ikke er nogen generel test for påvisning af de forskellige arter af patogener. For at overvinde denne vanskelighed er fremgangsmåden at forsøge at påvise koliforme bakterier (Bact. Coli.), Som næsten altid er tilstede sammen med andre patogener. Coliform er let detekterbare.

De overlever over en lang periode. Coliform som andre vandbårne patogener ligger i fordøjelseskanalerne af varmblodede dyr, og tilstedeværelsen af ​​coliform i en prøve af spildevand er et tegn på, at der er for nylig udtømt forurening af spildevandsstrømmen. Tilstedeværelsen af ​​coliform i en prøve ville betyde, at andre patogener også kan være til stede.

Tilstedeværelsen eller fraværet af coliform i en vandprøve kan konstateres ved at udføre følgende tests:

(A) Presumptiv test,

(B) Bekræftet test, og

(C) Afsluttet test.

Prøverne udføres ved inokulering af lactose- eller lauryl-tryptosebølgernes fermenteringsrør med dele af en prøve og inkubering af dem i 24-48 timer ved 35 ± 0, 5 ° C. Fremstilling af gas under inkubation vil indikere at coliform er til stede i prøven.

Bioassay:

Formålet med at gennemføre en bioassay test er at undersøge, om en spildevandsstrøm fra spildevand er toksisk, og i hvilket omfang. Et spildevand kan indeholde uorganiske og / eller organiske toksiske stoffer. For hvert af de stoffer, der er etablerede toksikanter, er grænseværdierne blevet fastslået. Hvis det er kendt, hvilket specifikt giftigt stof eller stoffer der er til stede i en udstrømningsstrøm, kan man derfor analytisk estimere deres respektive koncentrationer og bestemme om toksiciteten af ​​strømmen.

Identifikation af de giftige stoffer, der er til stede i en prøve, og estimering af deres koncentrationer er imidlertid kedelig. Desuden er toksicitet af en prøve ikke en additiv egenskab. Nogle gange er virkningen af ​​toksikanterne synergistisk og undertiden er den antagonistisk. Det er derfor nødvendigt at fastslå toksiciteten af ​​en spildevandsprøve ved bioassay.

De specifikke oplysninger, som man kan få ved at udføre en bioassay-test, er, om et spildevand, når det udledes i vandlegemet, vil påvirke dets vandflora og fauna negativt, især de tilstedeværende fiskearter.

Prøven udføres i et laboratorium akvarium for at fastslå, hvilken minimale fortynding af en spildevandsstrøm gør det giftig for fisk. Til laboratorieprøve kan det anvendte fortyndingsvand enten være fra en naturlig kilde eller fremstilles i laboratoriet ved at tilsætte nogle kemikalier til destilleret vand.

En kontrolprøve udføres også under anvendelse af fortyndingsvandet alene. De arter af fisk, der skal anvendes til en test, bør vælges omhyggeligt, og de bør akklimatiseres til testtilstanden før en laboratorieforsøg udføres.