авторефераты диссертаций БЕСПЛАТНАЯ БИБЛИОТЕКА РОССИИ

КОНФЕРЕНЦИИ, КНИГИ, ПОСОБИЯ, НАУЧНЫЕ ИЗДАНИЯ

<< ГЛАВНАЯ
АГРОИНЖЕНЕРИЯ
АСТРОНОМИЯ
БЕЗОПАСНОСТЬ
БИОЛОГИЯ
ЗЕМЛЯ
ИНФОРМАТИКА
ИСКУССТВОВЕДЕНИЕ
ИСТОРИЯ
КУЛЬТУРОЛОГИЯ
МАШИНОСТРОЕНИЕ
МЕДИЦИНА
МЕТАЛЛУРГИЯ
МЕХАНИКА
ПЕДАГОГИКА
ПОЛИТИКА
ПРИБОРОСТРОЕНИЕ
ПРОДОВОЛЬСТВИЕ
ПСИХОЛОГИЯ
РАДИОТЕХНИКА
СЕЛЬСКОЕ ХОЗЯЙСТВО
СОЦИОЛОГИЯ
СТРОИТЕЛЬСТВО
ТЕХНИЧЕСКИЕ НАУКИ
ТРАНСПОРТ
ФАРМАЦЕВТИКА
ФИЗИКА
ФИЗИОЛОГИЯ
ФИЛОЛОГИЯ
ФИЛОСОФИЯ
ХИМИЯ
ЭКОНОМИКА
ЭЛЕКТРОТЕХНИКА
ЭНЕРГЕТИКА
ЮРИСПРУДЕНЦИЯ
ЯЗЫКОЗНАНИЕ
РАЗНОЕ
КОНТАКТЫ


Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 6 |

«АКАДЕМИЯ НАУК МОЛДОВ Ы ИНСТИТУТ ЗООЛОГИИ На правах рукописи УДК: ...»

-- [ Страница 2 ] --

лиазы – катализируют негидролитическое отщепление атомных групп по месту двойных связей или с образованием таких связей (связи типа C=C, C=N, C=O);

изомеразы – катализируют внутримолекулярные превращения (одного изомера в другой) перемещают группы в пределах молекулы без изменения общей формулы субстрата лигазы (синтетазы) – катализируют синтез сложных органических соединений.

По опубликованным данным (Ривьер Дж.В.М., 1976), для биодеструкции сложной смеси органических веществ необходимо от 80 до 100 различных ферментов [135, с. 288 – 303]. Поскольку микроорганизмы не обладают системой терморегуляции, активность их ферментов зависит от температуры окружающей среды. Каждая группа ферментов имеет свой температурный оптимум [52, с. 99]. Результирующая скорость ферментативных биохимических реакций определяется: концентрацией субстрата, температурой и рН среды, наличием активаторов/ингибиторов. Было установлено (Кольман Я., Рем К.-Г., 2000), что ферменты не только повышают скорость катализируемых реакций в 1012 раз и более, но также участвуют в регуляции многих метаболических процессов [98, с. 92 – 147]. Часть ферментов присутствует в бактериальной клетке постоянно. При резкой смене субстрата (в случае биологической очистки – это изменение состава сточной жидкости) некоторые члены бактериального ценоза погибают, другие – адаптируются, синтезируя ферменты, необходимые для выживания в новых условиях. Этот процесс Евилевич М.А. и Брагинский Л.Н. (1979) назвали физиологической адаптацией (в отличие от генетической адаптации), поскольку адекватное изменение обмена веществ происходит без изменения генетической информации, следовательно, не является наследственным. Адаптация микроорганизмов активного ила к новому составу сточной жидкости может занимать от нескольких дней до нескольких недель и даже месяцев [78, с. 15].

Третьим этапом аэробной биологической очистки принято считать эндогенное (внутриклеточное) окисление продуктов экзогенной деструкции биополимеров и других органических загрязнений до простых неорганических веществ – CO2, H2O, NO2-, SO42- и др. (Колесников В.П., Вильсон Е.В., 2005). Считается установленным, что именно на этой стадии происходит образование полисахаридного геля, выделяемого бактериальными клетками во внешнюю среду [97, с. 42]. Процесс полного окисления (минерализация) завершается в регенераторе, где активный ил после отделения от очищенной сточной жидкости подвергается интенсивной аэрации. Биологическую очистку называют полной, если БПК очищенной воды составляет менее 20 мг/л, и неполной – при БПК более 20 мг/л.

Такое определение, по мнению Жмур Н.С. является условным, поскольку и при полной биологической очистке происходит лишь частичное освобождение воды от находящихся в ней примесей [81, с. 158 – 168].

Аэробным биологическим методом могут быть очищены стоки, содержащие многие органические соединения и некоторые неорганические – сероводород, аммиак, нитриты и др. В производственных сточных водах могут присутствовать вещества биологически не окисляемые, или их окисление происходит настолько медленно, что практически завершение процесса оказывается недостижимым. К этой группе веществ относятся многие углеводороды, некоторые сложные эфиры, ряд «жестких» СПАВ, красители и т. п. Применение метода ограничено и концентрацией загрязнений, которая в поступающем на биологическую очистку стоке не должна превышать 1000 мг/л по БПК [81, с. 117 – 119].

Биологическую очистку высококонцентрированных стоков осуществляют методом анаэробного брожения в специальных сооружениях – метантенках, которые представляют собой герметичные биореакторы, снабженные противопламенными ловушками, а также специальным оборудованием для перемешивания ферментируемой массы и отделения газа. Метантенки работают в периодическом режиме загрузки с постоянным отбором биогаза и выгрузкой твердого осадка после завершения процесса [180, с. 277]. Утилизация органических веществ методом анаэробного брожения состоит из трех этапов:

растворение и гидролиз органических соединений ацидогенез метаногенез. На I этапе сложные органические соединения превращаются в пропионовую, масляную и молочную кислоты. На II этапе эти органические кислоты превращаются в уксусную кислоту, водород и углекислый газ. На III этапе метанобразующие бактерии восстанавливают двуокись углерода в метан с поглощением водорода. Перечисленная последовательность этапов анаэробного брожения отражает химическую сущность процесса. В реальных условиях метантенка все этапы идут одновременно, а процессы кислотообразования и метанообразования протекают параллельно. Видовой состав биоценоза метантенков значительно беднее аэробных биоценозов аэротенков и биофильтров, но он обеспечивает полную минерализацию органических веществ и образование биогаза, который является экологически чистым топливом. Для получения биогаза могут быть использованы отходы сельского хозяйства, бытовые отходы, стоки перерабатывающих предприятий и городские сточные воды. По мнению технических экспертов (Баженов В.И., Эпов А.Н., 2010), использование метаногенеза при сбраживании органических отходов – один из наиболее перспективных путей совместного решения энергетических и экологических проблем крупных городов, агропромышленных ком плексов, а также самих очистных сооружений [46, с. 88].

В последние десятилетия прошлого столетия разработка новых технологий в области водоочистки осуществлялась в разных направлениях. Для очистки хозяйственно бытовых и доочистки производственных сточных вод перспективным решением считается применение мембранных биореакторов (MBR). Данная технология представляет собой комбинацию традиционной биологической очистки и мембранного разделения иловой смеси от очищенной сточной жидкости с использованием микро- или ультрафильтрации.

По опубликованным данным (Dancova L., 2008), эффективность снижения ХПК и БПК при использовании погруженных MBR достигает 98 %, а эффективность нитрификации превышает 95 % [6, р. 297].

Усовершенствование аэрационных систем позволяет оптимизировать биохимиче ские процессы в биореакторе и решать проблему повышения эффективности устаревших сооружений без капитальных затрат на реконструкцию (Mocanu C., Mihilescu R.).

Рациональным размещением аэрационных модулей с различными типами аэраторов создают условия для процессов нитри-денитрификации и биологической дефосфотации в биореакторе, что обеспечтвает эффективную очистку бытовых сточных вод от азота и фосфора [17, р. 191 – 198].

Перспективной инновацией биологического метода очистки сточных вод признана технология получения аэробных гранулированных активных илов, обладающих высокой эффективностью удаления субстрата при небольших объемах избыточного ила (Николаев Ю.А. с соавт., 2011). Получение гранулированного ила основано на седиментационной селекции с применением флокулянта. Хорошие результаты получены на пилотных и рабочих установках по очистке низкоконцентрированных городских стоков и фильтратов от обезвоживания осадка (Bing-Jie Ni et al., 2010). Применение данного метода, по мнению экспертов и разработчиков, обеспечит интенсификацию процессов очистки сточных вод, позволит существенно уменьшить объем сооружений, а также повысить их эффективность и экономичность [123, с. 48 – 55;

3, р. 2864 – 2873].

Интересным направлением современной биологической очистки является селекция биоценозов, способных к эффективному удалению загрязнений. В связи с этим на очист ных сооружениях многих мегаполисов, где объем сбрасываемых в водоем биологически очищенных сточных вод составляет сотни тысяч кубометров в сутки, идет целенаправлен ное изучение влияния этих искусственных сообществ на автохтонный биоценоз водоема.

Было показано (Щеголькова Н.М. с соавт., 2008), что ниже выпусков очищенных сточных вод формируется устойчивый во времени биоценоз, который активно участвует в процессах самоочищения водоема-реципиента [177, с. 333 – 342].

Теоретические принципы и система взглядов на биологическую очистку сточных вод подверглась серьезной ревизии в новой концепции, предложенной Никитиной О.Г.

(2009). На основании многолетного опыта изучения традиционной технологии автором предложена собственная, нетрадиционная концепция, которая позволяет решать такие сложные проблемы, как вспухание, всплывание, вспенивание активного ила и др.

Практическим воплощением новой концепции явились биоблоки, которые работают без сырого осадка, избыточного ила и связанных с ними проблем, а на выходе получают очищенную воду стабильно высокого качества [122, с. 9 – 20].

Все большее распространение получают и новые технологии обработки осадков сточных вод. Одна из таких технологий – коагулирование первичного осадка с примене нием химических реагентов и последующей дегидратацией коагулята в контейнерах «Geotube» – была внедрена в качестве временного решения проблемы обработки сырого осадка на СБО муниципия Кишинэу (Рисунок 1.2).

Рис. 1.2. Контейнеры «Geotube» на очистных сооружениях муниципия Кишинэу Внедренная технология позволила сократить время обезвоживания осадка до 1, месяцев (при естественном протекании этого процесса на иловых площадках аналогичный результат достигался за 1,5 – 2,0 года) и освободить 30 гектаров территории в черте города. К недостаткам данной технологии в настоящее время относят стоимость химических реагентов, которая составляет основную часть эксплуатационных расходов по обезвоживанию сырого осадка. Серьезным недостатком технологии химического коагулирования, по нашему мнению, следует считать и экологические риски, поскольку часть реагентов, растворяясь в жидкой фазе, удаляется вместе с фильтратом, который возвращается в начало технологического цикла и, уже не задерживаясь на стадии первичного отстаивания, поступает на биологическую очистку. Химические реагенты для коагулирования загрязнений сточных вод, используемые в новых технологиях, не являются биологически легко разлагаемыми соединениями. Более того, они являются токсичными веществами, что – в соотвествии с действующими международными требованиями – указано на этикетках амбалажа. Адсорбируясь активным илом и циркулируя в системе, эти вещества вызывают стойкую интоксикацию гидробионтов активного ила, что сопровождается аллогенной сукцессией и формированием специфичного биоценоза с преобладанием мелких жгутиковых и незначительным количеством инфузорий-бактериофагов (Журминская, 2006). Реакцией бактериальных популяций активного ила на присутствие в обрабатываемом стоке химических реагентов является выделение большого количества полисахаридного геля (он служит защитной реакцией бактерий на присутствие в среде обитания токсикантов), что увеличивает вяз кость иловой смеси и затрудняет оседание ила во вторичных отстойниках [84, с. 55 – 61].

Экологической альтернативой химической коагуляции может служить разработка и внедрение в практику реагентов на основе природных органических коагулянтов – таких, например, как хитозан (Lofrano G., 2012). Молекула хитозана (полисахарид, получаемый из панцирей ракообразных, наружных скелетов зоопланктона, а также кораллов, низших грибов и насекомых) содержит большое количество свободных аминогрупп, что позволяет ему присоединять ионы водорода и приобретать свойства катионита. Благодаря этому, а также благодаря гидрофобным свойствам своих молекул, хитозан способен связывать радиоактивные изотопы, ионы металлов, предельные углеводороды, жиры и жирораст воримые соединения, а также – бактериальные токсины. Расщепление хитина и хитозана осуществляется при помощи микробных ферментов, таких как хитиназы и хитобиазы.

Именно благодаря этому реагенты, созданные на основе хитозана, являются биологически разлагаемымы веществами, а технологии использования таких реагентов служат приме ром природосберегающих технологий (Green Technology) [16, с. 3 – 17].

Экологическому аспекту проблемы утилизации осадков, образующихся при биоло гической очистке сточных вод, посвящена научная работа Никитина Е.Д. с соавторами (2008). Авторы отмечают, что рекомендации использовать избыточный активный ил в качестве органического удобрения на сельхозугодьях не имеют необходимого научного обоснования, поскольку не учитывают мощного проявления и в почве, и в активном иле сорбционной функции, обусловливающей накопление в данных субстратах больших количеств загрязняющих веществ [121, с. 49 – 51].

Широкие возможности для моделирования технологических процессов открывают современные компьютерные программы, среди которых для гидродинамических расчетов используют CFD (Computational Fluid Dynamic) анализ [18, р. 127 – 135], для оценки эф фективности в технологиях водоподготовки и водоочистки – экспертные системы [91, с.

32 – 37]. Математическое моделирование современных систем биологической очистки сточных вод базируется на моделях IWA (International Water Association): ASM1, ASM2, ASM2d, ASM3 и др. [5, 11, 13].

Закономерным процессом экономического развития страны является техническое перевооружение систем и сооружений водоснабжения и водоотведения. Разработка новых технологических решений очистки сточных вод остается актуальной и востребованной.

Все более актуальной становится проблема охраны водных ресурсов от традиционных загрязнений и новых веществ, список которых в CASR (Chemical Abstracts Service Registry) каждый год пополняется тысячами новых зарегистрированных CAS-кодов – потенциальных будущих поллютантов гидросферы. Специфика широкого спектра загряз нений городских сточных вод позволяет предположить, что в обозримом будущем основным методом их очистки останется биохимический метод. Дальнейшее развитие рыночных отношений в странах с переходной экономикой, к которым относится и Молдова, будет определять новый подход к выбору систем будущих очистных сооружений, которые, по нашему мнению, должны занимать минимальные территории, быть экологически безопасными при размещении их в городской черте и обеспечивать качество очищенных сточных вод, соответствующее нормативам сброса.

4.3. Нормирование загрязнений в политике охраны водных ресурсов Поверхностные воды Молдовы, в силу исторически сложившихся причин, во второй половине XX века были подвержены интенсивному антропогенному воздействию, самыми сильными из которых оказались гидростроительство (Игнатенко Н.Г., 1981), химизация сельхозугодий (Безуглова С.Н., 1983), сброс промышленных сточных вод (Зубкова Е.И., 1991) [92, с. 3 – 8;

50, с. 15 – 17;

90, с. 128 – 129]. В последнее десятилетие основными источниками загрязнения водных объектов республики обоснованно считают:

неорганизованный сброс использованных вод (в т. ч. производственных стоков, включая животноводческое производство), поверхностный сток с селитебных территорий и ненормативно очищенные сточные воды. Только в реки Днестровского бассейна со сточными водами в 2002 году было сброшено: 21 т детергентов, 20 т нефтепродуктов, тыс. т сульфатов, 17 тыс. т хлоридов [162, с. 38]. Поиск новых решений в области охраны окружающей среды от дальнейшего загрязнения объединяет усилия, предпринимаемые в настоящее время на уровне международных организаций, правительств и гражданского общества для разработки и практической реализации современных систем экологического мониторинга. Следует отметить, что новые системы строятся не на пустом месте – изучение экологических законов и принципов в последние 25 лет ушедшего столетия приняло целенаправленный характер и в Европе, где техногенная нагрузка на среду обитания к тому времени достигла критического уровня, и в Содружестве Социалисти ческих Республик.

Контроль над состоянием объектов водопользования в СССР осуществлялся на государственном уровне и регламентировался большим количеством нормативных документов, среди которых серия «Охрана природы. Гидросфера» (ГОСТ 17.1.2.04- «Показатели состояния и правила таксации рыбохозяйственных водных объектов», ГОСТ 17.1.3.07-82 «Правила контроля качества воды в водоемах и водотоках») была разработана в качестве международных стандартов стран-членов СЭВ [66, 67]. Главная цель эколо гической нормативной документации рассматриваемого периода заключалась в установ лении допустимых значений показателей состава и свойств воды, в пределах которых должно быть обеспечено здоровье населения, благоприятные условия водопользования и экологическое благополучие водного объекта. При установлении предельно-допустимых концентраций (ПДК) загрязняющих веществ в основу нормирования были положены следующие критерии вредности [141, с. 11]:

влияние на общий санитарный режим водоема, выраженное в изменении таких интегральных показателей как рН, БПК, растворенный кислород;

нарушение процессов самоочищения воды, эвтрофирование водоема и т. д. (санитарный критерий вредности);

интенсивность прямого токсического действия ксенобиотика на водные организмы и здоровье человека (токсикологический критерий вредности);

одновременное действие вещества на организмы и санитарные показатели водоема (санитарно-токсикологический критерий вредности);

способность вещества к образованию пленок и пены на поверхности водоема;

изменение цвета воды, появление посторонних привкусов и запахов (органо лептический критерий вредности);

изменение товарных качеств объектов водного промысла, появление в рыбе неприятных привкусов и запахов (рыбохозяйственный критерий вредности).

В 1986 году в практику гидрологического мониторинга Указом Госкомгидромета была введена система оценки загрязнения водных объектов, предусматривающая семь ступеней градации в зависимости от величины индекса загрязнения воды (ИЗВ). Гидро химический индекс загрязнения воды является типичным аддитивным коэффициентом и представляет собой среднюю долю превышения ПДК по лимитированному числу ингредиентов:

1 n Ci ИЗВ, (1.1) n i 1 ПДК i где:

Ci – концентрация физико-химического параметра;

n – число показателей, учитываемых при расчете индекса;

ПДКi – установленная величина норматива, соответствующая категории водоема.

Предложенная система регламентировала оценку состояния водного объекта по шести ингредиентам, включая в обязательном порядке концентрацию растворенного кислорода (для которой рассчитывалось обратное отношение: ПДК/С) и БПК5. Остальные четыре ингредиента отбирались по наибольшей относительной концентрации Ci/ПДКi, а в случае равенства предпочтение отдава- Таблица 1.3.1. Определение класса качества водных объектов по ИЗВ лось веществам, имеющим токсиколо Класс Степень загрязнения Величина ИЗВ гический критерий вредности [60]. К I Очень чистая 0, основному недостатку метода следует II Чистая 0, 2 – отнести ограниченное число гидро III Умеренно загрязненная 1– химических показателей, учитываемых IV Загрязненная 2– при классификации, в то время как V Грязная 4– остальные поллютанты и экологиче VI Очень грязная 6 – ская характеристика водоема выпадали VII Чрезвычайно грязная из оценки объекта (Табл. 1.3.1).

Важным результатом реализации государственной «Программы по рациональному использованию и охране водных ресурсов» явилась разработка специалистами «Ap-Canal Chiinu» (1993) нормативов предельно-допустимого сброса (ПДС) загрязняющих веществ в реку Бык, который служит реципиентом очищенных сточных вод муниципия Кишинэу [160]. По определению, под таким сбросом понимают массу вещества в сточной жидкости, максимально допустимую к отведению в установленном режиме водопользова ния и обеспечивающую нормы качества воды в контрольном пункте. Величину ПДС рас считывают как произведение максимального часового протока сточных вод (м3/час) на ПДК загрязняющего вещества с учетом фонового загрязнения:

ПДС = Сф + Сф, (1.2) ПДК где:

ПДС - предельно-допустимый сброс, г/час;

- максимальный пропуск сточных вод, м3/час;

q n - кратность разбавления сточных вод в водотоке;

СФ - фоновая концентрация загрязняющего вещества в водотоке;

СПДК - предельно допустимая концентрация загрязняющего вещества в воде водоема.

Превышение установленных норм сброса загрязняющих веществ в природный водоем рассматривается как нанесение ущерба окружающей среде и влечет за собой наложение штрафных санкций в соответствии с нормативным документом, утвержденным Приказом № 163 Министерства экологии и природных ресурсов РМ (2003): «Методика по оценке ущерба, нанесенного окружающей среде в результате нарушения водного законодательства» [113]. В соответствии с данной «Методикой» состояние водного объекта может быть классифицировано как: удовлетворительная ситуация, состояние экологического риска, экстремальная экологическая ситуация и экологическая катастрофа.

Степень токсичности веществ определяется I, II, III и IV классами опасности (Приложение 1, Таблица П 1.1, П 1.2):

чрезвычайно опасные вещества – I класс опасности: линдан, бериллий, ртуть, бенз 1) -пирен, диоксин, дихлорэтилен, диэтилртуть, галлий, тетраэтилсвинец, тетра этилолово, трихлорбифенил;

высоко опасные вещества – II класс опасности: алюминий, барий, бор, кадмий, 2) молибден, мышьяк, нитриты, свинец, селен, стронций, цианиды;

опасные и умеренно опасные вещества – III и IV классы опасности: аммоний, 3) никель, нитраты, хром, медь, марганец, цинк, фенолы, нефтепродукты, фосфаты.

Документ содержит перечень 46 загрязняющих веществ с указанием класса их токсичности, лимитирующего показателя вредности и ПДК ингредиентов для водоемов рыбохозяйственной категории (Приложение 1, Таблица П 1.3). Как правило, водоем загрязняется не одним ингредиентом, а несколькими. При обнаружении в воде опасных загрязняющих веществ, нормируемых по одному и тому же показателю вредности, определяют сумму отношений фактической концентрации каждого из них к величине ПДК, установленной для каждой категории водопользования. Для токсических веществ I и II класса опасности эта сумма не должна превышать единицы [141, с. 4]:

С С С + ПДК + + ПДК 1 (1.3) ПДК Системы нормирования качества водных объектов с использованием только гидрохимических показателей уже давно подвергаются достаточно аргументированной критике (Шитиков В.К., Розенберг Г.С., 2003), поскольку оценивают состояние водных объектов с точки зрения потребностей конкретного водопользователя, но не учитывают характеристику водоема как экосистемы [173, с. 114]. Основные претензии к таким системам сводятся к следующему:

концентрация веществ в воде не отражает токсикологическую нагрузку на экосистему в целом, не учитывает процессы аккумуляции веществ в биологических объектах и донных отложениях;

национальные ПДК не учитывают специфику функционирования водных экосис тем в различных природно-климатических зонах (например, широтную и вертикальную зональность) и биогеохимических провинциях (например, естественные геохимические аномалии с различным уровнем содержания природных соединений);

при обосновании ПДК не учитывается разный трофический статус экосистем, сезонные особенности природных факторов, на фоне которых проявляется токсичность загрязняющих веществ.

Перечисленные недостатки нормирования качества по санитарно-гигиеническим показателям доказывали необходимость разработки систем экологического нормирования (Абакумов В.А., Сущеня Л.М., 1993). Нельзя отрицать при этом, что принцип оценки состояния водных объектов по ПДК тоже имеет важное значение – особенно в критических случаях, когда нужно оперативно выяснить причину ухудшения состояния водоема [42, с. 41 – 51].

Примером экологического нормирования по гидробиологическим индексам и микробиологическим показателям была система классификации, предложенная еще в ГОСТ 17.1.3.07-82 «Правила контроля качества воды в водоемах и водотоках» [67, с. 98 – 107]. Полная программа классификации водного объекта согласно этому документу предусматривала определение класса качества воды по фито- и зоопланктону, перифитону, зообентосу и результатам микробиологического исследования (Таблица 1.3.2).

Таблица 1.3.2. Классификатор качества воды водоемов и водотоков по гидробиологическим и микробиологическим показателям Гидробиологически е показатели Микробиологически е показатели Класс качества Фито- и Зообентос Общее Количество Отношение воды*** зоопланктон, Биотический количество сапрофитных общего коли Отношение общей перифитон численности олигохет к индекс по бактерий, бактерий, чества бакте 106кл/мл 103кл/мл рий к числу Индекс общей численности Вудивису, N n сапрофитных зообентоса**, % сапробности по баллы N/n Пантле и Букку* I 1,00 1 - 20 10 0, 5 0, II 1, 00 - 1, 50 21 - 35 7-9 0, 5 - 1, 0 0, 5 - 5, 103 - III 1, 50 - 2, 50 36 - 50 5-6 1, 1 - 3, 0 5, 1 - 10, IV 2, 50 - 3, 50 51 - 65 4 3, 1 - 5, 0 10, 1 - 50, V 3, 50 - 4, 00 66 - 85 2-3 5, 1 - 10, 0 50,1 - 100, 86 - или макробентос VI 4,00 0-1 10,0 100, отсутствует *в модификации Сладечека, относительные единицы;

**индекс Гуднайта–Уитлея;

***I – очень чистые, II – чистые, III – умеренно-загрязненные, IV – загрязненные, V – грязные, VI – очень грязные.

К использованию расчетных индексов и их различных комбинаций для оценки пресноводных водоемов (так же, как и к нормированию загрязнений по ПДК) в научной литературе по гидробиологической тематике сложилось неоднозначное отношение.

Розенберг Г.С. (1989) отмечает поверхностно-эмпирический характер некоторых индексов, неадекватность математических интерпретаций. Каждый из индексов, выделяя ту или иную особенность биотического сообщества, недоучитывает другие, в результате чего возникают несовпадения в оценках качества экосистем по различным показателям [139, с.

11]. И в то же время, индексирование натуральных показателей, по нашему мнению, может оказаться достаточно эффективным (например, при оценке качества очистки сточных вод по индикаторным организмам), позволяя получить дополнительную информацию о состоянии объекта, которая не констатировалась в необработанных исходных данных (Журминская О.В., 2006) [87].

Мониторинг водных объектов в Республике Молдова также осуществляется на государственном уровне в соответствии с Законом об охране окружающей среды и Законом о гидрометеорологической деятельности [178, с. 11 – 42;

157 – 165]. Субъектами государственной системы мониторинга являются [72, с. 10 – 11]:

Гидрометеорологическая Служба (Serviciul Hidrometeorologic de Stat, SHS):

осуществляет постоянный контроль состояния поверхностных вод республики, оповещает местные и центральные власти о случаях крайне высокого загрязнения, принимает решения по ликвидации и смягчению их последствий для окружающей среды и здоровья людей.

Государственная Экологическая Инспекция (Inspectoratul Ecologic de Stat, IES):

ведет наблюдение за существующими и потенциальными источниками загрязнения (сбросы от крупных промышленных предприятий, заводов, фабрик, очистных сооружений и других источников загрязнения).

Центр Здоровья Нации Министерства Здравоохранения (Centrul Naional pentru Sntate Public, CNSP): осуществляет контроль качества поверхностных и подземных вод, являющихся источниками питьевого водоснабжения.

Агентство по геологии и минеральным ресурсам (Agenia pentru Geologie i Resurse Minerale, «AGRM»): организует мониторинг режима подземных вод, обеспечивает оперативный контроль за их защитой от загрязнения и истощения, согласовывает материалы на специальное водопользование и проектирование скважин на подземные воды.

Агентство «Apele Moldovei» (Agenia «Apele Moldovei»): в его функции входит управление и ведомственный контроль над рациональным использованием водных ресурсов всеми отраслями народного хозяйства и населением республики из подземных и поверхностных источников.

На муниципальном уровне предприятие S. A. «Ap-Сanal Chiinu» осуществляет ежемесячный контроль за состоянием реки Бык выше и ниже выпуска очищенных сточных вод муниципия Кишинэу, а также – природных и искусственных водоемов реципиентов очищенных сточных вод поселков Дурлешть, Колоница, Вадул-луй-Водэ и др. Служба Serviciul Laboratoare предприятия в составе подразделения Departamentul Asigurarea Calitii, Control i Reglementare участвует в совместных программах монито ринга с Экологической Инспекцией.

Нормативным документом, регламентирующим методику оценки качества водных объектов, контролируемых CNSP, является «Regulament igienic. Protecia bazinelor de ap contra polurii», утвержденный Министерством здравоохранения в 1997 году. Состояние водного объекта в системе гигиенической классификации «Правил» оценивается по санитарному, токсикологическому и бактериологическому показателям (Таблица 1.3.3).

Результат оценки – индикатор загрязнения – выражается в баллах. Документ содержит перечень 238 загрязняющих веществ с указанием их степени опасности, лимитирующего показателя вредности и санитарно-гигиенических нормативов (ПДК) в водных объектах питьевого, бытового и социально-культурного назначения [22, р. 13 – 23].

Таблица 1.3.3. Гигиеническая классификация водных объектов в функции степени загрязнения Степень Показатели оценки загрязнения для категории I и II: Индикатор загрязнения загрязнения токсиколо- санитарный, бактериоло гический мг/л гический С БПКполн О2 раство- коли-индекс, ПДКтокс CBLP/л ренный I II 1· Допустимая 1 3 6 4 1·104 - 1· Умеренная 3 6 8 3 1·105 - 1· Высокая 10 8 10 2 1· Катастрофическая 100 8 10 1 Оценка качества поверхностных вод, контролируемых SHS, осуществляется по результатам планового мониторинга на основании нормативного документа «Временные методические указания по комплексной оценке качества поверхностных и морских вод по гидрохимическим показателям» [166, с. 71]. Индекс загрязнения воды рассчитывается по шести параметрам: БПК5, растворенный кислород, азот нитритов, аммонийный азот, содержание нефтепродуктов и фенолов. Степень загрязнения и класс качества водоема определяются в соответствии с Таблицей 1.3.1. Комментарии по данному методу были сделаны выше.

По мнению представителей Министерства окружающей среды РМ, действующие сегодня санитарно-гигиенические нормативы (ПДК) нерациональны из-за их жесткости (Гувир Т., 2007) и нуждаются в пересмотре с целью приближения к реалиям современного состояния водных объектов в республике [72, с. 12]. Эксперты OECD (международная Организация экономического сотрудничества и развития) в Проекте «Регулирование качества поверхностных вод в Молдове» также отмечают, что применяемые в РМ стандарты качества более жесткие, чем в ЕС – для водоемов рыбохозяйственного, питьевого и рекреационного назначения, но по ряду приоритетных веществ вполне сопоставимы со стандартами Директивы 2000/60/ЕС [133, с. 11].

В предложенной Молдове системе классификации поверхностных вод нормативы качества дифференцированы по пяти классам, которые устанавливают в зависимости от того, какой вид водопользования может быть обеспечен качеством воды конкретного водоема (Таблица 1.3.4).

Класс водопользования I («высокий статус» в ВРД): соответствует практически нетронутой природной экосистеме. Воды этого класса пригодны для всех видов водопользования.

Класс водопользования II («хороший статус» в ВРД): соответствует всем видам назначения, в том числе хорошо функционирующим водным экосистемам. Простых методов водоподготовки (осаждение, фильтрация) достаточно для питьевого назначения.

Класс водопользования III («удовлетворительный статус» в ВРД): простых методов водоподготовки недостаточно для питьевых целей. Не соблюдаются условия для разведения лососевых рыб. Можно ожидать ухудшения водной экосистемы.

Класс водопользования IV («неудовлетворительный статус» в ВРД): условия не соблюдаются даже для карповых рыб. Для питьевого водозабора требуется интенсивная водоподготовка. В данном случае допускается водопользование, для которого преду смотрено низкое качество воды.

Класс водопользования V («низкий статус» в ВРД): – водопользование, для которого не предусмотрено какое-либо качество воды (например, производство энергии).

Таблица 1.3.4. Система классификации водопользования в Молдове в соответствии с Проектом OECD Класс водопользования Целевое назначение водного объекта I II III IV V Функционирование экосистемы - - лососевые - - Разведение и охрана рыбы:

карповые - простая - - Питьевое водоснабжение, обычная - уровень водоподготовки:

интенсивная водоподготовка Купание/отдых - Орошение Промышленное водопользование Производство энергии Добыча полезных ископаемых Транспорт - функция не поддерживается функция поддерживается, Классификацию экологического статуса поверхностных водоемов в процессе их картографирования Директива 2000/60/ЕС регламентирует оформлять с использованием цветового кода [7, с. 59]. Молдова, как государство-участник ВРД, к 2015 году обязана составить карты речных бассейнов республики, оценив экологическое состояние каждого водоема. Система обозначений экологического состояния водоемов с использованием цветовых кодов представлена в Таблице 1.3.5. Таблица 1.3.5. Система цветовых кодов Директивы 2000/60/ЕС Новая система качества поверхност Классификация Цветовой ных вод (СКПВ), полностью соответствую экологического состояния код щая принципам Директивы 2000/60/ЕС, в Высокий Синий настоящее время находится на стадии Хороший Зеленый апробации как «Regulamentul privind Удовлетворительный Желтый Неудовлетворительный Оранжевый protecia apelor de suprafa» [23]. Система Низкий Красный содержит более 70 индикаторов качества вод – это органолептические (3), физические (1), гидрохимические (65), микробиологи ческие/вирусологические/гельминтологические (10) параметры состава и свойств воды, среди которых есть регулируемые (обязательные индикаторы – отмечены звездочкой) и перспективные – их можно использовать для последующего управления качеством поверхностных вод. Для каждого из пяти классов установлены нормативы (максимальные числовые значения индикаторов), которые учитываются при оценке качества поверхностных водоемов, используются для контроля сбросов сточных вод – в том плане, что превышение их в сточных водах запрещено (Приложение 2, Таблица П 2.1). Согласно преамбуле документа, данная система позволит оценивать качество водных объектов не в жестких рамках единственного значения ПДК, выбранного по самой высокой категории водопользования (рыбохозяйственной), а применять гибкую систему экологических стандартов в соответствии с реальным состоянием и целевым назначением водоема. При установлении класса качества поверхностных вод по новой системе должны быть учтены:

1) существующее водопользование в границах водного объекта;

2) реальное качество воды, подтвержденное данными мониторинга за последние 2 – 3 года;

3) виды водопользования и качество поверхностных вод на участках, гидрологически связанных с оцениваемым объектом;

4) влияние точечных и диффузных источников загрязнения в границах водного объекта и выше по течению.

Таким образом, введение новой системы СКПВ прежде всего коснется очистных сооружений сточных вод, поскольку станет основным инструментом в регулировании сбросов из организованных источников загрязнения. По действующему законодательству практически все поверхностные воды республики потенциально считаются водоемами рыбохозяйственного значения. Санитарно-гигиенические нормативы для этой категории водоемов настолько жестки, что для соблюдения действующих ПДС нужны крупные инвестиции в инфраструктуру очистных сооружений, которые Молдова не может себе позволить. Иностранные инвесторы, заинтересованные в поддержке реконструкции и модернизации устаревших сооружений, сталкиваются с проблемой недостижимости действующих нормативов. Данная ситуация существует не один десяток лет, в течение которых природоохранные органы устанавливают «временно согласованные» (менее жесткие) лимиты ПДС, признавая тем самым, что требования к качеству поверхностных вод нереалистичны [161]. Постановление Правительства Республики Молдова № 1141 об утверждении «Regulamentului privind condiiile de evacuare a apelor uzate urbane n receptori naturali», в основе которого лежит европейская Директива 91/271/EEC об очистке городских сточных вод [12] и внедрение новой системы качества поверхностных вод, полностью соответствующей Директиве 2000/60/ЕС (ВДР), позволят разработать реали стически достижимые требования к сбросам в природные водоемы в соответствии с местными целевыми программами по управлению качеством водных ресурсов, а также – целенаправленно распределять финансовые средства на приоритетные капиталовложения в очистку городских сточных вод [88, 133].

4.4. Выводы по 1 главе 1. Современный подход к водопользованию требует не только удовлетворения потребностей в количестве и качестве воды, но и сохранения водоема как экосистемы. Одной из основных целей Водной Рамочной Директивы, в контексте которой Молдова гармонизирует свое водное законодательство, является защита и улучшение состояния водных экосистем, предотвращение дальнейшего ухудшения качества воды [7, р. 5].

2. Основными причинами загрязнения поверхностных вод республики являются:

неорганизованные сбросы сточных вод, отсутствие обустроенных санитарных зон при хранении животноводческих и бытовых отходов, ливневый смыв с селитебных территорий, ненормативная очистка централизованного водосбора [127, р. 10].

3. Очистка бытовых и производственных стоков в городах и населенных пунктах республики, где есть централизованное водоотведение, осуществляется биохимиче ским методом на очистных сооружениях или упрощенным методом на полях орошения или в биопрудах. По состоянию на 2010 год из 154 функционирующих очистных сооружений нормативную очистку стоков обеспечивают только 28 [166, с. 50].

4. Новая система нормирования качества поверхностных вод «Regulamentul privind protecia apelor de suprafa», разработанная в соответствии с принципами ВРД по Проекту OSCE «Поддержка сближения со стандартами качества вод ЕС в Молдове», в настоящее время проходит стадию апробации. Утверждение нового «Положения»

позволит заполнить существующий нормативный вакуум в оценке качества поверхностных вод и повысить уровень менеджмента водных объектов республики.

5. Проведенный анализ современного состояния проблемы очистки городских сточных вод позволяет сделать вывод, что данная тема является актуальной, практически значимой и теоретически перспективной. Изучение биоценоза активного ила и создание экспертных систем для комплексной оценки его состояния позволит повысить как уровень объективности принимаемых решений об эффективности биохимической очистки, так и уровень оперативности корректирующих действий обслуживающего персонала станции.

2. МАТЕРИАЛ И МЕТОДЫ ИССЛЕДОВАНИЯ Исследование активного ила биокомплекса очистных сооружений и среды его обитания – сточной жидкости – входит в программу планового лабораторного контроля биологической очистки сточных вод, в котором автор принимал участие с 1982 по 2011 гг.

в качестве инженера-микробиолога/инженера-химика LAU (Laboratorul Ape Uzate) Стан ции биологической очистки «S.A. Ap-canal Chiinu». Для диссертационного исследова ния были обработаны и проанализированы пробы активного ила и сточной жидкости технологического процесса 2000 – 2011 гг. В каждом из действующих аэротенков отбирали две пробы: активный ил из регенератора и иловую смесь (активный ил + очищаемая сточная жидкость) из последнего коридора аэротенка. Пробы отбирались ковшом с глубины 50 – 60 см. Отобранным материалом наполняли широкогорлые склянки на объема и быстро доставляли в лабораторию в соответствии с правилами транспортировки биологических объектов [114, с. 19;

115, с. 3;

167, с. 13]. Пробы сточной жидкости и активного ила отбирали в установленных технологическим регламентом местах отбора в соответствии с утвержденным графиком. После регистрации и маркировки проб отобранный материал анализировали по гидробиологическим и гидрохимическим параметрам. Количество проб сточной жидкости, исследованных автором за указанный период, составило 22010, количество проб активного ила – 18280, количество проб воды реки Бык до сброса очищенных сточных вод – 298, после сброса – 326. В отобранных пробах было выполнено 143444 исследования, в т. ч. 116000 гидро химических, 14220 гидробиологических, 13224 определения концентрации растворенного кислорода.

2.1 Гидробиологические методы исследования активного ила Гидробиологическое исследование активного ила выполняли по методическим рекомендациям и руководствам, предусмотренным для технологического контроля сооружений биологической очистки сточных вод [80, 114, 115, 116, 134, 167]. Для оценки состояния биоценоза использовали следующую схему анализа:

общая характеристика свежеотобранных проб активного ила из регенератора и иловой смеси из аэротенка;

определение видового состава, количественный учет и оценка физиологического состояния микроорганизмов активного ила;

расчет индекса сапробности очищаемого стока по количественным соотношениям индикаторных организмов;

оценка степени доминирования видов в структуре биоценоза активного ила;

оперативная оценка состояния активного ила по гидробиологическим показателям.

Для общей характеристики активного ила органолептически определяли: цвет иловой смеси;

присутствие специфических загрязнений (пена, следы нефтепродуктов) и запахов;

характер оседания хлопка и наличие эффекта его всплывания после отстаивания;

качество надосадочной жидкости (прозрачность, мутность, опалесценция, цвет) [116, с.

74;

167, с. 14].

Оценку физиологического состояния гидробионтов, идентификацию и коли чественный учет особей осуществляли методом микроскопирования натуральных проб активного ила при увеличении 1010. Для этого использовали бинокулярный микроскоп МБИ-3 и осветитель ОИ-19.

Физиологическое состояние гидробионтов оценивали по следующим показателям:

активность, упитанность (количество и размер пищеварительных вакуолей), форма зооидов и состояние перистома у перитрих, измельчание, раздувание, деформирование, инцистирование, гибель особей [167, с. 16, 28].

Количественный учет организмов проводили методом «откалиброванной капли» в модификации Никитиной О.Г. [80, с. 8 – 10;

114, с 221;

115, с. 9;

134, с. 22]. Из аликвот ных объемов каждой пробы готовили несколько препаратов для микроскопирования:

после аккуратного перемешивания микропипеткой отбирали 0,02 мл иловой смеси, наносили на предметное стекло и накрывали покровным стеклом 2424 мм. В каждом препарате последовательно просматривали все поля зрения, учитывая абсолютное количество особей, после чего рассчитывали среднее значение ni для каждого идентифицированного вида/рода по формуле:

( ) = 1000, (2.1) где:

ni количество особей i-го таксона в исследованной пробе активного ила, экз./л;

n1,2…k численность особей i-го таксона в каждом из просмотренных препаратов, экз.;

k - количество просмотренных препаратов;

V - объем откалиброванной капли, мл;

1000 – пересчет количества особей на 1 л.

В связи с поэтапным введением в строй I, II, а затем III очереди очистных сооружений, в технологической схеме эксплуатируются аэротенки, отличающиеся по гидравлической конструкции и объему обрабатываемых сточных вод (Рисунок 3.5).

Биомасса активного ила в таких условиях (concentraia n greutate, СG) может значительно отличаться не только для каждого аэротенка, но и для различных секций аэрационного сооружения, в том числе для 1-й секции, выполняющей функцию регенератора (Рисунок 3.6). Таким образом, для сравнительной характеристики работы действующих аэротенков численность особей каждого идентифицированного таксона рассчитывали в экземплярах на 1 г сухого вещества активного ила по формуле:

= /, (2.2) где:

Ni - количество особей i-го таксона в пересчете на 1 г сухого вещества ила, экз./г;

ni - количество особей i-го таксона в исследованной пробе, экз./л;

СG - концентрация ила по весу в контролируемой секции аэротенка, г/л.

Степень сапробности биоценоза активного ила определяли методом биоиндикации [167, с. 19]. Для оценки эффективности биохимического этапа очистки использовали метод биоэстимации [95, с. 12 – 17]. Были приняты во внимание практические рекомен дации Никитиной О.Г. в отношении особых требований, которые предъявляются к индикаторным организмам в искусственной среде обитания [115, с. 11]:

легкость идентификации при малом увеличении микроскопа;

ярко выраженная динамика численности;

четкая зависимость численности индикаторных организмов от нарушений техно логического процесса и состава обрабатываемого стока.

В соответствии с «Методическими рекомендациями по проведению оперативного гидробиологического контроля на сооружениях биологической очистки» [115], «Методи кой технологического контроля работы очистных сооружений городской канализации»

[114] и «Методическим руководством по гидробиологическому и бактериологическому контролю процесса биологической очистки на сооружениях с аэротенками» [80] в качестве индикаторов состояния биоценоза активного ила были выбраны следующие группы гидробионтов:

зооглейные формы бактериальных клеток Zoogloea ramigera, Zoogloea filipendula;

нитчатые бактерии Cladothrix, Sphaerotilus;

нитчатые серобактерии Beggiatoa, Thiothrix;

цианобактерии Oscillatoria, Aphanizomenon, Anabena;

водные грибы Fusarium, Alternaria, Leptomytus, Saccharomyces;

водоросли Diatoma, Navicula, Scenedesmus;

эвгленовые Euglena, Astasia, Petalomonas, Peranema;

саркодовые Amoeba, Pelomyxa, Arcella, Centropyxis, Pamphagus;

гетеротрофные жгутиконосцы Oicomonas, Bodo, Trepomonas;

свободноплавающие инфузории Colpidium, Litonotus, Euplotes, Aspidisca;

прикрепленные инфузории: одиночные Vorticella, Rhabdostyla и колониальные формы Opercularia, Epistylis, Carchesium;

сосущие инфузории Podophrya, Tokophrya, Acineta;

свободноплавающая форма прикрепленных инфузорий telotrox;

коловратки Rotaria, Monostyla, Notommata, Lecane;

нематоды Monhystera, Rhabditis и олигохеты Aeolosoma, Nais.

Идентификацию гидробионтов активного ила выполняли на основании: «Фауна аэротенков (атлас)» [167], «Атлас сапробных организмов» – приложение к методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод. Часть III Методы биологического анализа вод. Индикаторы сапробности» [165], «Атлас пресноводных гетеротрофных жгутиконосцев» [82], «Методическое руководство по гидробиологическому контролю нитчатых микроорганизмов активного ила» [128], методических рекомендаций Института Зоологии АН МССР «Корненожки (Rhizopoda, Testacea) и их использование для определения санитарно-биологического состояния водоемов» [100] и «Кругоресничные инфузории естественных водоемов и очистных сооружений Молдавии» [176].

Результат гидробиологического исследования активного ила по определению его видового состава и численности основных индикаторных организмов обрабатывали в программе MS Excel (Таблица 4.3.5., Рисунок 4.35).

Индекс сапробности очищаемого стока рассчитывали по методу Pantle R. & Buck H.

(1955) в модификации Sladecek [51, с. 31;

114, с. 221;

140, с. 46;

167, с. 19], принимая во внимание, что для статистической достоверности результата в пробе должно содержаться 12 индикаторов сапробности с общим числом особей 30 [173, с. 175]:

( ) = (2.2) где:

S - сапробность очищенной сточной жидкости, баллы;

si - числовое значение степени сапробности i-того таксона, баллы;

ni - количество особей i-го таксона в исследованной пробе активного ила, экз/л;

Числовые значения степени сапробности индикаторных организмов активного ила (si) определяли по тем же методическим руководствам и научным публикациям, на основании которых осуществляли таксономическую идентификацию гидробионтов. В связи с уникальностью каждого сооружения биологической очистки не существует универсальных значений степени сапробности индикаторов активного ила. В процессе эксплуатации сооружений значения данного параметра корректируются для каждого таксона, используемого в качестве индикатора состояния биосистемы [80, с. 30].

Оперативную оценку качества очистки сточных вод по результатам гидробиологического исследования и рассчитанному индексу сапробности давали на основании Таблицы 2.1.1, составленной по классификаторам качества воды [66, с. 75;

67, с. 106;

114, с. 222;

140, с. 46].

Таблица 2.1.1. Характеристика основных параметров зон сапробности Степень Название, обозначение и числовая Микробное Кислород- Разно загрязнения характеристика (баллы) число: кол. ные образие воды зоны сапробности клеток/мл условия видов Чистая олигосапробная 1,00 - 1, большое 104 - -мезосапробная 1,51 - 2,00 аэробные Умеренно загрязненная 105 - -мезосапробная 2,01 - 2,50 значи тельное 106 - Загрязненная мезо-полисапробная 2,51 - 3, полуана 107 – полисапробная 3,51 - 4,00 неболь эробные Грязная шое -i поли-изосапробная 4,01 - 4,50 Очень очень i изосапробная 4,51 – 5,00 анаэробные грязная низкое Для количественной характеристики видовой структуры биоценоза активного ила рассчитывали индекс доминирования (Di) каждого идентифицированного таксона по методу Palii & Kownacki [173, с. 162;

159, с. 6]:

= 100, (2.3) = (2.4) =, (2.5) где:

pi - вероятная встречаемость i-го вида в биоценозе;

mi - число проб, в которых был идентифицирован вид i;

M - общее количество проб;

Ni - количество особей i-го вида;

удельная численность i-го Ni NS вида в биоценозе.

Ns - суммарное число особей в исследуемом объекте;

Разработку критериев технологических типов активного ила для биокомплекса очистных сооружений муниципия Кишинэу выполнили в соответствии с: «Методическим руководством по гидробиологическому и бактериологическому контролю процесса биологической очистки на сооружениях с аэротенками» [80, с. 24 – 33 ], «Методикой тех нологического контроля работы очистных сооружений городской канализации» [114, с.


203 – 214], «Методическими рекомендациями по проведению оперативного гидробио логического контроля на сооружениях биологической очистки» [115, с. 7 – 17], рекомен дациями авторов «Фауна аэротенков» [167, с. 20 – 31], «Рекомендациями по проведению гидробиологического контроля на сооружениях биологической очистки с аэротенками»

[134, с. 43 – 45].

2.2. Физико-химические методы исследования сточных вод и технологических параметров активного ила Комплексную оценку о состоянии активного ила и качестве биохимической очистки давали на основании результатов исследования гидрохимических показателей обрабатываемых сточных вод и технологических параметров иловой смеси:

гидрохимические показатели: температура, рН, ХПК, БПК, взвешенные вещества, соединения азота и фосфора, анионактивные тензиды, хлориды, сульфаты, сульфиды.

технологические параметры, характеризующие условия эксплуатации биосистемы «аэротенк - вторичный отстойник»: содержание растворенного кислорода, концентрация активного ила, иловый индекс, удельная нагрузка на активный ил по БПК5.

Температуру обрабатываемых сточных вод определяли при отборе проб и в процессе физико-химических исследований поверенным ртутным термометром с ценой деления 0,1°С в соответствии с методическим руководством «Унифицированные методы исследования качества вод. Часть I» [164, с. 966]. Темпе ратуру иловой смеси измеряли во время отбора проб прибором «Handheld Dissolved Oxygen and Temperature System» модели YSI 55 (Рисунок 2.3), опуская зонд на глубину 50 – 60 см. Электронная система прибора позволяет измерять данный показатель с точностью до 0,01°С. Параметр контролируется ежедневно. Рис. 2.3 Прибор YSI Концентрацию водородных ионов (рН) в сточной жидкости, поступающей на обработку и очищенной, определяли электрометрическим методом по стандарту SM SR ISO 10523:2001 «Calitatea apei. Determinarea pH-ului» [30]. Для измерения использовали «Универсальный иономер ЭВ-74» и комплект реактивов «Стандарт-титры для рН-метрии»

по ТУ 6-09-2541-72. Приготовление буферных растворов выполняли по ГОСТ 8.135- «Стандарт-титры для приготовления рабочих эталонов рН 2-го и 3-го разрядов» [68].

Калибровку, настройку и поверку прибора осуществляли в диапазоне нормативных значений рН сточной жидкости по образцовым буферным растворам, представленным в Таблице 2.2.1.

Таблица 2.2.1. Значения рН образцовых буферных растворов Буферный Концентра- рН раствор ция, моль/л 10С 15С 20С 25С Калий тетраоксалат KH3(C2O4)2 ·2H2O 0,05 1,64 1,64 1,64 1, Натрий тетраборнокислый Na2B4O7 ·10H2O 0,01 9,35 9,29 9,23 9, Калий дигидрофосфат KH2PO4 и натрий мо 0,25 6,91 6,89 6,87 6, ногидрофосфат Na2HPO Химическую потребность в кислороде (ХПК) обрабатываемых сточных вод определяли титриметрическим бихроматным (арбитражным) методом по методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод» [164, с. 697]. Метод основан на способности бихромата калия при кипячении в сернокислой среде окислять большинство органических и некоторые неорганические вещества. Реакцию проводили в присутствии сульфата серебра – катализатора процесса окисления. Избыток бихромата калия оттитровывали раствором соли Мора до изменения окраски индикатора, в качестве которого использовали N-фенилантраниловую кислоту. Химизм процессов, протекающих при титровании, отражает следующее уравнение реакции: K2Cr2O7 + 6Fe(NH4)2(SO4)2 + 7H2SO4 = K2SO4 + Cr2(SO4)3 + 6(NH4)2SO4 + 3Fe2(SO4)3 + 7H2O. Контроль качества результатов определения ХПК проводили по стандартным образцам химического и биологического потребления кислорода в воде ГСО 8048:94 в соответствии с РМГ 76- «Внутренний контроль качества результатов количественного химического анализа» [137, с. 14]. Для очищенных сточных вод показатель нормируется (Таблица 3.2.1), уровень контроля – ежедневный. Химическую потребность в кислороде рассчитывали по формуле:

( ) =, (2.6) где:

X - химическая потребность в кислороде, мг/л О2;

a - объем раствора соли Мора, израсходованный на титрование избытка K2Cr2O7 в холостом определении, мл;

b - объем раствора соли Мора, израсходованный на титрование избытка K2Cr2O7 в исследуемой пробе, мл;

N - концентрация титрованного раствора соли Мора, мол/л;

K - поправочный коэффициент к концентрации титрованного раствора соли Мора;

8 - молярная масса эквивалента кислорода, мг/моль;

V - объем пробы, взятый на определение, мл.

Биохимическую потребность в кислороде (БПК) обрабатываемых сточных вод определяли по стандарту SM SR EN 1899-2:2007 «Calitatea apei. Determinarea consumului biochimic de oxigen dup n zile (CBOn)» [27] и методическому руководству «Унифици рованные методы исследования качества вод» [164, с. 175]. Метод основан на способности микроорганизмов потреблять растворенный в воде кислород в процессе биохимического окисления органических и неорганических веществ, присутствующих в исследуемой пробе.

Для расчета удельной нагрузки на активный ил определяли БПК в течение 5-ти дней инкубации – БПК5 (для расчета технологических параметров сооружений определяют полную минерализацию биохимически окисляющихся веществ до начала процесса нитри фикации, то есть до появления в пробе нитритов в концентрации 0,1 мг/л). Исследования выполняли с предварительным определением химической потребности в кислороде – для оценки степени разбавления исследуемых проб, которое обеспечивает достаточное содержание кислорода на требуемое время инкубации. Инкубацию осуществляли в термостате при температуре 20 ± 1°С. Контроль точности результатов определения БПК проводили по стандартным образцам химического и биологического потребления кислорода в воде ГСО 8048:94 в соответствии с [137]. БПК является одним из основных нормируемых показателей очищенных сточных вод (Таблица 3.2.1). Уровень контроля – по графику, еженедельно. Биохимическую потребность в кислороде проб, поставленных без разбавления, рассчитывали по формуле 2.7, с разбавлением – по формуле 2.8.

= (2.7) = (2.8) где:

X - биохимическая потребность в кислороде, мг/л О2;

С - концентрация кислорода в анализируемой пробе до инкубации, мг/л;

С - концентрация кислорода в анализируемой пробе после инкубации, мг/л;

С - концентрация кислорода в разбавляющей воде до инкубации, мг/л;

С - концентрация кислорода в разбавляющей воде после инкубации, мг/л;

N - величина разбавления: N = 1000/V;

V - объем пробы, взятый для разбавления, мл.

Содержание взвешенных веществ в поступающем на биологическую очистку стоке определяли по стандарту SM STAS 6953:2007 «Ape de suprafa i ape uzate. Determinarea coninutului de materii n suspensie, a pierderii la calcinare i a reziduului la calcinare» [33].

Общее содержание нерастворимых примесей (взвешенных, оседающих и всплывающих) определяли фильтрованием отмеренного объема сточной жидкости через беззольный бумажный фильтр «белая лента» (предварительно высушенный и доведенный до постоянного веса). Фильтр с осадком помещали в сушильный шкаф на 2 часа при Т = 105°С. После охлаждения в эксикаторе бюкс с высушенным осадком взвешивали на аналитических весах до постоянного веса. Для очищенных сточных вод показатель нормируется (Таблица 3.2.1). Уровень контроля на всех этапах технологического процесса - ежедневный. Содержание нерастворимых примесей (X, мг/л) рассчитывали по формуле:

( ) = 1000, (2.9) где:

a - вес бюкса с фильтром и осадком, мг;

b - вес бюкса с фильтром без осадка, мг;

V- объем пробы, взятый на определение, мл.

Концентрацию аммиака и аммонийного азота в обрабатываемом стоке определяли по стандарту SM SR ISO 5664:2007 «Calitatea apei. Determinarea coninutului de amoniu.

Metoda prin distilare i titrare» [31]. Метод позволяет определять суммарное содержание аммиака и аммонийного азота в природных водоемах и сточных водах при концентрации данных ингредиентов более 10 мг/л. В водных растворах на соотношение концентраций NH3/NH4+ влияет активная реакция среды, поэтому анализ проводят при рН 7,4 или 9,5 в зависимости от состава исследуемых проб. Аммиак, присутствующий в воде как в свободном виде, так и в виде ионов аммония, отгоняли в приемник с раствором борной кислоты. Для титрования использовали стандартизованный раствор 0,05N серной кислоты.

В пробах с предполагаемым содержанием аммиака и аммонийного азота менее 10 мг/л концентрацию ингредиента определяли фотометрическим методом с реактивом Несслера по руководству «Унифицированные методы исследования качества вод» [164, с. 126]. Для построения калибровочного графика и контроля качества результатов использовали стандартные образцы массовой концентрации ионов аммония МСО 0157:2000. Уровень контроля – ежедекадный. При использовании титриметрического метода суммарное содержание аммиака и азота аммонийного рассчитывали по формуле 2.10, при определении NH4+-ионов фотометрическим методом – по формуле 2.11:

( ) = С 14,01 1000, (2.10) где:

X - суммарное содержание аммиака и азота аммонийного, мг/л N;

a - объем раствора кислоты, израсходованный на титрование дистиллята, мл;

b - объем раствора кислоты, израсходованный на титрование холостой пробы, мл;

С - точная концентрация раствора кислоты, используемой для титрования, моль/л;

14,01 - молярная масса эквивалента азота, мг/моль;

V - объем пробы, взятый на определение, мл.

C X=, (2.11) V где:

- концентрация ионов аммония, мг/л NH4+;

Х - концентрация азота аммонийного, найденная по градуировочному графику или С рассчитанная по уравнению регрессии, мг/л NH4+;

- объем пробы, взятый на определение, мл;

V - объем, до которого доведены исследуемая проба и образцовые растворы при установлении градуировочной зависимости, мл.


Полученный результат определения Таблица 2.2.2. Коэффициенты аммонийного азота может быть оформлен в пересчета для соединений азота NH4+ N NH С = 1 мг/л пересчете на азот, аммиак или ион аммония.

N 1,000 1,216 1, Коэффициенты пересчета представлены в NH3 0,823 1,000 1, Таблице 2.2.2 [31, р. 5].

NH4+ 0,777 0,944 1, Содержание нитритов определяли по методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод»

фотометрическим методом с сульфаниловой кислотой и -нафтиламином [164, с. 674].

Метод основан на диазотировании сульфаниловой кислоты нитрит-ионами с образованием диазосоединения, которое при взаимодействии с -нафтиламином дает красно-фиолетовое окрашивание раствора. Интенсивность окраски пропорциональна содержанию нитритов в широком диапазоне концентраций – от 0,003 до 0,3 мг/л. На развитие окраски оказывают влияние рН среды, температура и время: раствор термостатировали в течение 40 минут при 20°С, после чего фотометрировали на КФК-2 по отношению к растворителю (дистиллированная вода) при длине волны 540 нм. При построении калибровочных графиков руководствовались стандартом SR ISO 8466-1: «Calitatea apei. Etalonarea i evaluarea metodelor de analiz i estimarea caracteristicelor de performan» [37], а также – рекомендациями «Preparation of Calibration Curves. A Guide to Best Practice» [2, р. 1 – 30]. Градуировочную зависимость между оптической плотностью образцовых растворов и заданной концентрацией нитритов устанавливали по стандарт ным образцам нитрит-ионов МСО 0151:2000. Показатель нормируется для очищенных сточных вод (Таблица 3.2.1), уровень контроля – ежедекадный. Массовую концентрацию нитритов вычисляли по формуле:

C X=, (2.12) V где:

- содержание нитритов в исследуемой пробе, мг/л NO2-;

Х - концентрация нитритов, найденная по градуировочному графику или рассчитанная С по уравнению регрессии, мг/л NO2-;

- объем пробы, взятый на определение, мл;

V 50 - объем, до которого доведены исследуемая проба и образцовые растворы при установлении градуировочной зависимости, мл.

Содержание нитратов в поступающей на очистку и биологически очищенной сточной жидкости определяли фотометрическим методом с салицилатом натрия по методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод» [164, с. 620]. Метод основан на способности нитратов взаимодействовать в присутствии серной кислоты с салициловокислым натрием с образованием соли нитросалициловой кислоты, окрашенной в желтый цвет. Мешающее влияние на развитие окраски оказывают иодиды и бромиды в концентрациях, превышающих 0,01 мг/л. Окрашенные растворы фотомет рировали на КФК-2 по отношению к растворителю (дистиллированная вода) при длине волны 400 нм. Внутренний контроль качества и градуировочную зависимость устанавли вали по стандартным образцам массовой концентрации нитрат-ионов МСО 0517:2003.

Показатель нормируется для очищенных сточных вод (Таблица 3.2.1), уровень контроля – ежедекадный. Массовую концентрацию нитратов вычисляли по формуле:

C · X=, (2.13) V где:

- содержание нитратов в исследуемой пробе, мг/л NO3-;

Х - концентрация нитратов, найденная по градуировочному графику или рассчитанная С по уравнению регрессии, мг/л NO3-;

- объем пробы, взятый на определение, мл;

V 50 - объем, до которого доведены исследуемая проба и образцовые растворы при установлении градуировочной зависимости, мл.

Азот общий – суммарное содержание всех присутствующих соединений азота: к результату определения азота общего по Кьельдалю прибавляют результаты определения азота нитритов и нитратов. Общее содержание азота определяли по руководству «Аналитическая химия промышленных сточных вод» методом Кьельдаля [110, с. 66 – 68].

Метод основан на разложении органических веществ при нагревании со смесью концентрированной серной кислоты и сульфата калия в присутствии катализатора сульфата меди с образованием сульфата аммония (мокрое озоление: Т кипения – до 370°С). Озоленную пробу подщелачивали, после чего в ней определяли аммонийный азот титриметрическим методом с отгонкой [31]. Результат, рассчитанный по формуле 2.10, в данном случае дает представление о содержании азота общего по Кьельдалю: это азот органических соединений и азот, который был в пробе в виде солей аммония. Нитриты и нитраты в процессе озоления разлагаются и улетучиваются в виде окислов азота, поэтому их определяли в отдельных порциях пробы методами, описанными выше. Содержание азота общего рассчитывали по формуле:

( ), = + 0,23 + 0,30, (2.14) где:

X - суммарное содержание соединений азота, мг/л N;

a - объем раствора кислоты, израсходованный на титрование дистиллята, мл;

b - объем раствора кислоты, израсходованный на титрование холостой пробы, мл;

С - точная концентрация раствора кислоты, используемой для титрования, моль/л;

14,01 - молярная масса эквивалента азота, мг/моль;

V - объем пробы, взятый на озоление, мл.

- содержание нитратов в исследуемой пробе, мг/л NO3-;

А - содержание нитритов в исследуемой пробе, мг/л NO2-.

В Соединения фосфора (минеральные и органические) присутствуют в природных и сточных водах в растворенном, коллоидном и взвешенном состоянии [132, с. 2]. Содержа ние растворенных ортофосфатов в сточной жидкости определяли по методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод» [164, с. 1050]. Ме тод основан на взаимодействии фосфат-ионов с молибдатом аммония в кислой среде. В ходе реакции образуется молибдофосфорная гетерополикислота H7[P(Mo2О7)6]·nH2O, которая восстанавливается аскорбиновой кислотой в присутствии антимонилтартрата калия до молибденовой сини. Через 15 минут после добавления всех реактивов образовав шийся фосфорномолибденовый комплекс фотометрировали на КФК-2 при длине волны 670 нм. Внутренний контроль качества результатов определения и градуировочную зависимость устанавливали по стандартным образцам массовой концентрации фосфат ионов МСО 0153:2000. Содержание ортофосфатов нормируется для очищенных сточных вод (Таблица 3.2.1), уровень контроля – ежедекадный. В связи с возможностью быстрого перехода в водных растворах соединений фосфора друг в друга, более объективным является определение общего фосфора, при котором все виды фосфатов в натуральной нефильтрованной пробе мокрым сжиганием с персульфатом аммония и серной кислотой переводят в ортофосфаты [164, с. 1058]. Содержание растворимых ортофосфатов (X) и общего фосфора (Y) в пересчете на РО43- рассчитывали по формулам:

= = (2.15) (2.16) где:

- содержание ортофосфатов в исследуемой пробе, мг/л РО43-;

Х - содержание общего фосфора в исследуемой пробе, мг/л РО43-;

Y - концентрация ортофосфатов, найденная по градуировочному графику или рас С считанная по уравнению регрессии, мг/л РО43-;

- объем пробы, взятый на определение (минерализацию), мл;

V - объем, до которого доведена минерализованная проба, мл;

V - объем минерализованной пробы, взятый для определения ортофосфатов, мл;

V - объем, до которого доведены исследуемая проба при определении ортофосфатов и образцовые растворы при установлении градуировочной зависимости, мл.

Полученный результат определения орто- Таблица 2.2.3. Коэффициенты пересчета для соединений фосфора фосфатов может быть оформлен в пересчете на РО43 фосфор. Коэффициенты пересчета представлены P С = 1 мг/л в Таблице 2.2.3 [132, с. 11]. P 1,000 3, РО43 Общую концентрацию водорастворимых 0,326 1, сульфидов и растворенного сероводорода определяли по стандарту SM SR 7510: «Calitatea apei. Determinarea coninutului de sulfuri» [28] титриметрическим методом. Метод основан на плохой растворимости в воде некоторых сульфидов металлов. Для осаждения сульфидов использовали ацетат кадмия: Сd2+ + H2S = CdS + 2H+. Осадок сульфида кадмия растворяли в 0,01N растворе иода, избыток которого оттитровывали тиосульфатом натрия той же концентрации. Стандартные растворы иода и тиосульфата натрия готовили из фиксаналов с молярной концентрацией эквивалента 0,100 моль/л. Суммарное содержание сероводорода, сульфид- и гидросульфид-ионов в пересчете на сульфид-ион рассчитывали по формуле 2.17. Уровень контроля параметра – ежедекадный и по требованию.

( ), =, (2.17) где:

- содержание сероводорода, сульфид- и гидросульфид- ионов, мг/л S2-;

Х - объем 0,01N раствора иода, использованного для определения, мл;

a - поправочный коэффициент к титру раствора иода;

K - объем 0,01N раствора тиосульфата натрия, использованного на титрование, мл;

b - поправочный коэффициент к титру раствора тиосульфата натрия;

K - концентрация растворов иода и тиосульфата натрия, моль/л;

N - объем пробы, взятый на определение, мл;

V 16,04 - молярная масса эквивалента сульфид-иона, мг/моль.

Содержание хлоридов в сточной жидкости и природных водоемах определяли по стандарту SM STAS 8663:2007 «Ape de suprafa i ape uzate. Determinarea clorurilor» [35] аргентометрическим методом. Метод основан на осаждения хлоридов нитратом серебра в присутствии хромата калия в качестве индикатора: AgNO3 + Cl- = AgCl + NO3 -. Хромат калия реагирует с избыточными ионами серебра, вызывая образование осадка хромата серебра кирпично-красного цвета. Аргентометрическое осаждение хлоридов применяют для вод с высокой степенью загрязнения и минерализации, какими и являются сточные воды. Определяемый диапазон концентраций метода составляет от 5 до 200 мг/л, содержание хлорид-ионов в обрабатываемой сточной жидкости колеблется в пределах – 120 мг/л. Для каждой серии проб выполняли холостое определение. Внутренний контроль качества результатов устанавливали по стандартным образцам массовой концентрации хлорид-ионов МСО 0155:2000. Ингредиент нормируется для очищенных сточных вод, уровень контроля – ежедекадный. Содержание хлорид-ионов рассчитывали по формуле:

( ), =, (2.18) где:

- содержание хлорид- ионов, мг/л Cl-;

Х - объем раствора AgNO3, пошедшего на титрование исследуемой пробы, мл;

a - объем раствора AgNO3, пошедшего на титрование холостой пробы, мл;

b - концентрация раствора AgNO3, моль/л;

N - поправочный коэффициент к титру раствора AgNO3;

K - объем пробы, взятый на определение, мл;

V 35,45 - молярная масса эквивалента хлорид-иона, мг/моль.

Содержание сульфатов в сточной жидкости и природных водоемах определяли по стандарту SM STAS 8601:2007 «Ape de suprafa i ape uzate. Determinarea sulfailor» [34] гравиметрическим методом. Метод основан на осаждении сульфата бария в кислой среде раствором хлорида бария: SO42- + BaCl2 = BaSO4 + 2Cl-. Образовавшийся осадок сульфата бария выдерживали на водяной бане в течение 2 часов, на следующий день фильтровали через бумажный фильтр «синяя лента», промывали горячей водой до исчезновения в промывной воде хлоридов. Фильтр с промытым осадком помещали в прокаленный взвешенный тигель, подсушивали на песчаной бане, после чего прокаливали в муфельной печи при Т = 600°С. После охлаждения взвешивали тигель с прокаленным осадком до постоянного веса. Внутренний контроль качества результатов определения устанавливали по стандартным образцам массовой концентрации сульфат-ионов МСО 0156:2000.

Показатель нормируется для очищенных сточных вод, уровень контроля – ежемесячный.

Содержание сульфат-ионов рассчитывали по формуле:

( ), =, (2.19) где:

- содержание сульфат- ионов, мг/л SO42-;

Х a - масса прокаленного тигля с осадком BaSO4, мг;

b - масса прокаленного тигля, мг;

V - объем пробы, взятый на определение, мл;

0,4116 - коэффициент пересчета BaSO4 на SO42-.

Содержание анионактивных тензидов (СПАВ) в поступающем на очистку и очищенном стоке определяли по методическому руководству «Унифицированные методы исследования качества вод» [164, с. 940] фотометрическим методом с метиленовым синим.

Метод основан на образовании в водных растворах комплекса анионактивных СПАВ с метиленовым синим. В щелочной среде образуется бесцветная лейкоформа, которая при изменении рН среды переходит в окрашенную форму. Для устранения мешающего влияния хлоридов, нитратов, роданидов и белков хлороформный экстракт промывали кислым раствором метиленового синего;

сульфиды, полисульфиды и тиосульфаты окисляли добавлением фосфатного буферного раствора. Полученный окрашенный комплекс экстрагировали хлороформом из кислой среды и фотометрировали по отношению к растворителю (хлороформ) при длине волны 670 нм. Внутренний контроль качества результатов определения и градуировочную зависимость устанавливали по стандартным образцам массовой концентрации додецилсульфат натрия ГСО 8748-2006.

Показатель является нормируемым для очищенных сточных вод, уровень контроля ингредиента – ежедекадный. Массовую концентрацию анионактивных тензидов рассчи тывали по формуле:

С =, (2.20) г де:

- концентрация анионактивных тензидов в исследуемой пробе, мг/л;

Х - концентрация тензидов, найденная по градуировочному графику или рассчитанная С по уравнению регрессии, мг/л;

100 - объем, до которого доведена исследуемая проба и образцовые растворы при установлении градуировочной зависимости, мл;

- объем пробы, взятый на определение, мл.

V Концентрацию активного ила определяли по руководству «Методика технологиче ского контроля работы очистных сооружений городской канализации» [114, с. 172]. В основе метода лежит фильтрование определенного объема иловой смеси с последующим высушиванием фильтра с осадком при температуре 105°С и взвешиванием до постоянного веса. Данный параметр дает возможность оценить количество потребителей загрязнений в активном иле из регенератора, иловых камер, рабочей зоны аэротенков. Показатель входит в схему ежедневного лабораторного контроля. Концентрацию (дозу) ила по весу рассчитывали по формуле:

( ) =, (2.21) где:

CG - концентрация ила по весу (concentraia n greutate), г/л;

- масса бюкса с фильтром и высушенным осадком, г;

a - масса бюкса с фильтром, г;

b - объем отфильтрованной пробы, мл.

V Иловый индекс – расчетный параметр, выражающий соотношение между объемом и весом активного ила. Индекс, так же как и доза по объему, характеризует способность активного ила к оседанию во вторичных отстойниках. Для расчета данного параметра свежеотобранные пробы ила из распределительных камер вторичных отстойников хорошо перемешивали и наливали в цилиндр объемом 1000 мл 2-го класса точности исполнения по ГОСТ 1770-74 (ISO 4888-80) до верхней метки. Через 30 минут отстаивания отмечали объем (мл), занимаемый осадком, после чего пробу фильтровали и определяли в ней концентрацию ила по весу. Иловый индекс рассчитывали по формуле 2.25 [114, с. 173]:

Уровень контроля параметра – по графику еженедельно, а также – по требованию.

=, (2.22) где:

- значение илового индекса, мл/г;

I - объем, занимаемый илом через 30 мин. отстаивания в цилиндре, мл.

V CG - концентрация ила по весу, г/л;

Удельную нагрузку на активный ил по БПК5 рассчитывали по методическому руководству «Технологические и биохимические процессы очистки сточных вод на сооружениях с аэротенками» [81, с. 117]. Показатель позволяет оценить количество загрязняющих веществ (выраженное в единицах БПК5), приходящееся на единицу биомассы активного ила. Показатель отличается от нормативных параметров нагрузки, где учитывается период аэрации, объем аэротенка, количество очищаемых сточных вод, но он достаточно объективно отражает состояние биологической системы, поскольку представляет реальное соотношение: пища/микроорганизмы (Хаммер, 1979) [169].

Удельную нагрузку по БПК5 (мг) на биомассу активного ила (г) расчитывали по формуле:

=, (2.23) где:

NL - нагрузка на ил по БПК5, мг/г;

- БПК5 осветленной пробы после первичных отстойников, мг/л О2;

L CG - концентрация активного ила по весу, г/л.

Концентрацию растворенного кислорода в аэротенках измеряли во время отбора проб прибором «Handheld Dissolved Oxygen and Temperature System» модели YSI-55, опуская зонд на глубину 50 – 60 см. Прибор позволяет определять растворенный кислород как в мг/л, так и в % насыщения. В очищенной сточной жидкости и в пробах воды из природных водоемов данный параметр определяли по стандарту SM SR EN 25813: «Calitatea apei. Determinarea coninutului de oxigen dizolvat. Metoda iodometric» [29].

Методика является стандартизованным методом Винклера [19], в основе которого лежит реакция окисления гидроксида марганца (II) растворенным в воде кислородом в щелочной среде. Образующийся в результате реакции гидроксид марганца (IV) не растворим в воде и выпадает в осадок. При подкислении пробы в присутствии избытка иодида калия осадок растворяется и выделяется свободный иод, количество которого эквивалентно содержанию растворенного кислорода в исследуемой пробе. Выделившийся иод оттитровывали 0,01N раствором тиосульфата натрия. Уровень контроля параметра – ежедневный. Уравнения процесса и формула расчета растворенного кислорода представлены в Таблице 2.2.4.

Таблица 2.2.4. Уравнения реакций и формула расчета растворенного кислорода Стадия фиксации кислорода Иодометрическое титрование Формула (щелочная среда) (кислая среда) расчета Mn2+ + 2OH- = Mn(OH)2 MnO2·H2O + 4H+ + 2I- = Mn2+ + I2 +3H2O = (2.24) ( ) I2 + 2S2O32- = 2I- + S4O62 2Mn(OH)2 + O2 = 2MnO2·H2O X - концентрация растворенного кислорода в анализируемой пробе, мг/л;

a - объем раствора тиосульфата натрия, израсходованный на титрование, мл;

N - концентрация титрованного раствора тиосульфата натрия, моль/л;

К - поправочный коэффициент к титрованному раствору тиосульфата натрия;

8 - молярная масса эквивалента кислорода, мг/моль;

V - вместимость кислородной склянки, мл;

V1 - суммарный объем реактивов, добавленных в склянку при фиксации кислорода, мл Для выражения результата в % насыщения по отношению к равновесной кон центрации растворенного в воде кислорода при заданной температуре и нормальном атмосферном давлении использовали Таблицу П.7.1 [114, с. 55].

Валидацию (оценку пригодности) применяемых физико-химических методов испытаний выполняли в соответствии с серией стандартов ISO 5725 [32, 69, 70], регла ментирующих методологию оценивания основных параметров валидации, и разработан ной на их основе процедурой PSM-02/05-2007 «Procedura Sistemului de Management al Calitii. Validarea metodelor» [20].

Неопределенность измерений оценивали в соответствии с Рекомендациями по применению «Руководства по выражению неопределенности измерений» [136], Руко водством EURACHEM/CITAC «Cuantificarea Incertitudinii n Msurarea Analitic» [10] и разработанной на их основе процедурой PSM-02/06-2007 «Procedura Sistemului de Management al Calitii. Estimarea incertitudinii» [21].

2.3. Методы обработки результатов исследований Функциональная зависимость между результатом испытаний и измеряемыми параметрами x1, x2,..., xi может быть представлена различными методами: в табличной форме, в виде графика или в виде математической модели [149, с. 3].

Математическая модель (уравнение) является универсальной формой выражения функциональной зависимости, поскольку позволяет прогнозировать результат путем = (x1, x2,... xi), расчета: (2.25) где:

- измеряемые параметры или другие значения, которые влияют на результат испытания;

i - количество измеряемых параметров;

f - вид функциональной зависимости.

Математическую форму выражения функциональной зависимости применяли при расчетах во всех физико-химических методах испытаний, за исключением прямых измерений таких показателей как температура, концентрация водородных ионов, растворенный кислород, измеренный прибором YSI-55.



Pages:     | 1 || 3 | 4 |   ...   | 6 |
 





 
© 2013 www.libed.ru - «Бесплатная библиотека научно-практических конференций»

Материалы этого сайта размещены для ознакомления, все права принадлежат их авторам.
Если Вы не согласны с тем, что Ваш материал размещён на этом сайте, пожалуйста, напишите нам, мы в течении 1-2 рабочих дней удалим его.