Beregning av noen vanlige forurensende egenskaper

Les denne artikkelen for å lære om estimeringen av noen vanlige forurensende egenskaper: 1. Total Residue 2. Oppløst Residue 3. Faststoff og Flyktige Faststoffer 4. Suspended Solids 5. Fast Suspended Solids 6. Turbiditet 7. Farge 8. Lukt 9. Ledningsevne 10. Hårdhet 11. Alkalinitet 12. Alkalinitet 13. pH 14. Temperatur 15. Oljer, fett og fett og andre.

Total Residue:

Den totale rest i en avløpsvannprøve estimeres ved inndampning og tørking av et kjent volum av prøven i en ovn som oppsamlet / mottatt, det vil si sammen med de tilhørende suspenderte faste stoffer, eventuelt i en veietørkel på 103-105 ° C. Vektøkningen i smeltedigelen representerer total rest i prøven og uttrykkes i mg / l-enhet.

Oppløst Residue:

Når prosessen som er skissert under totalresidensen, bæres med et kjent volum en filtrert avløpsprøve, vil økningen i vekt av smeltedigelen representere mengden av oppløste faste stoffer som er tilstede i prøven. Det uttrykkes også i mg / l-enhet.

Faste faste stoffer og flyktige faste stoffer:

Delen som inneholder totalresidensen skal antennes i en ovn ved ca. 500 ° C. Som et resultat vil de organiske stoffer som er tilstede i resten bli brent og uorganene kan bli omdannet til deres oksider. Delen med innholdet avkjøles til romtemperatur og deretter tilsettes noen få milliliter ammoniumkarbonatoppløsning til smeltedigelen for å fukte resten.

Til slutt skal smeltedigelen med innholdet tørkes i en ovn ved 103-105 ° C. Vekten av resten representerer de faste faste stoffer, som uttrykkes i enheten mg / L. Forskjellen mellom Total Residue og Fixed Solids representerer flyktige faste stoffer (VS) i spillvannsprøven.

Suspended Solids (SS):

For å estimere det suspenderte faste innholdet i en avløpsprøve, filtreres et kjent volum av prøven gjennom et 2 mm tykt syre-alkalisk vasket asbestlag i en Gooch-smeltedigel. Delen sammen med de fastholdte faste stoffer tørkes i en ovn ved 103-105 ° C og veies. Veksten av vekt over den første tørrvekten til smeltedigelen med asbestmatte vil være vekten av suspensjonene oppsamlet. Det uttrykkes i enheten av mg / L.

Fast Suspended Solids :

Gooch-smeltedigelen inneholdende tørket suspendert faststoff skal underkastes samme fremgangsmåte som angitt under faste faste stoffer og flyktige faste stoffer. Vekten av det endelige residuet vil utgjøre de faste suspenderte faststoffer av prøven.

turbiditet:

Uklarheten til en vannprøve uttrykkes som Jackson Candle Unit (JCU). En lysmåler er kalibrert ved å bruke enten vann fra en naturlig kilde eller en spesifikt forberedt kaolin-suspensjon i vann. Grunnlaget for turbiditetsmåling er det faktum at fine faste partikler suspendert i en væske forstyrrer overføring av innfallende lys ved absorpsjon og spredning.

Graden av interferens avhenger av konsentrasjonen, størrelsen og fargen på partiklene så vel som på fargen på væsken. Derfor viser ikke turbiditetstest av en væskeprøve et nøyaktig estimat av mengden av fin suspenderte partikler som er tilstede i prøven. Imidlertid gir det et indirekte mål på mengden av fint suspenderte faste partikler som er tilstede i en prøve.

Den klassiske metoden for turbiditetsmåling består av å hælde en prøve av uklart vann i et langt, flatt, bunnstort glassrør under hvilket et standardlyst lys er plassert. Ytterligere helling av prøven fortsetter til flamens profil bare er utelatt. Høyden av prøven i et rør er omvendt relatert til dens turbiditet.

For å estimere grumligheten av en prøve, blir dens høyde i et glassrør funnet som beskrevet ovenfor. På lignende måte er høyden av en prøve av kjent turbiditet funnet ut. Fra disse dataene beregnes prøvenes turbiditet.

Nåværende praksis er ikke å bruke den klassiske metoden, men å bruke enten et fotometer (basert på lysabsorptionsprinsippet) eller en nephelometer (basert på lysspredningsprinsippet). Når en nephelometer brukes, uttrykkes turbiditeten til en prøve i NTU (naphelometrisk turbiditetsenhet).

Farge:

Grunnlaget for fargemåling er sammenligning av fargen på en prøve av vann med den for vanlige vannprøver farget med kaliumklorplatinat og koboltklorid (blandet i forskjellige proporsjoner). Prøven som skal testes, må sentrifugeres for fjerning av suspenderte partikler (inkludert koloider) før fargeprøven.

Den klassiske metoden er å ta en suspendert, fast vannfri prøve i et Nessler-rør og sammenligne fargen med fargen på standardprøver i Nessler-rør. Nåværende praksis er å bruke fotoelektriske fargemetre.

lukt:

Et riktig instrument for identifisering og kvantitativ estimering av lukt av en avløpsvannprøve er ennå ikke utviklet. Testingen er helt avhengig av en testeres olfaktoriske sanser. Lukten av en avløpsvannprøve identifiseres først som en kjent naturlig lukt og deretter kvantifiseres det som et terskel luktnummer.

Terskel lukt nummer av en prøve er fortynningsforholdet hvor lukten er knapt detekterbar ved sniffing. Fortynning skal utføres med luktfritt vann. Sniffing kan gjøres enten ved 20 ° C (kald luktkvalitet) eller ved 58-60 ° C (varm luktkvalitet).

ledningsevne:

Den spesifikke elektriske konduktiviteten til en vannprøve uttrykkes i form av mikro-mho / cm eller μS cm ^-1 . Det avhenger av konsentrasjonen av de oppløste ioniserte stoffene som er tilstede i en vannprøve og temperaturen ved hvilken måling er utført. Den spesifikke konduktansen øker med økning i ionisk konsentrasjon og temperatur. Konduktiviteten uttrykkes noen ganger i mg / L av totalt oppløste faste stoffer (TDS).

Den elektriske konduktiviteten til en prøve i mikro-mho / cm eller μS cm ^-1 ved 25 ° C når multiplisert med en bestemt faktor gir et grovt estimat av den oppløste uorganiske tilstedeværelsen i prøven i enheten av mg / L. Faktoren er rundt 0, 55 for en prøve som inneholder en merkbar konsentrasjon av fri syre / alkali, og den er rundt 0, 70 til 0, 75 når en prøve er betydelig saltvann.

Instrumentet som normalt brukes for konduktivitetsmåling, er enten en parallellplate-ledningsevne-celle sammen med en Wheatstone-broenhet eller en potensialetrisk sensor med flere elektroder. For konduktivitetsmåling skal en suspendert fast stofffri prøve brukes.

hardhet:

Vannets hardhet er et mål for sin kapasitet for utfelling av såpe. Såpe utsettes hovedsakelig av Ca og Mg-ioner som ofte finnes i vann. Andre polyvalente metallioner som Al, Fe, Mn, Sr, Zn forårsaker også hardhet. Hardhet forårsaker forurensning av varmevekslinger.

For å evaluere hardheten til en vannprøve er det nødvendig å estimere konsentrasjonen av hver av de ovennevnte ioner i prøven. Hardheten til en vannprøve er rapportert som CaCO ₃ ekvivalent (mg / L, CaCO ₃ ).

Det beregnes ved å multiplisere konsentrasjonen av hver polyvalent kation (i mg / L) med en bestemt faktor og legge opp disse produktene. En mindre nøyaktig metode er å estimere konsentrasjonene av Ca og Mg-ioner bare ved EDTA-titrering og beregne hardheten basert på denne informasjonen.

alkalitet:

Alkaliteten av en vannprøve reflekterer dens evne til å nøytralisere en sterk syre til en bestemt pH-verdi. Det estimeres ved å titrere et målt volum av en vannprøve med en standardoppløsning av svovelsyre eller saltsyre til et forhåndsvalgt sluttpunkt (pH). Titrering kan utføres enten ved bruk av en indikator (bromokresol green-methyl rød) eller ved hjelp av en potensiometrisk titrator.

pH:

PH i en vannprøve er et mål for dets surhet eller alkalitet. kvantitativt

pH = Log ₁₀ 1 / [H ⁺ ]

hvor [H ⁺ ] står for hydrogenjonskonsentrasjon uttrykt i g-ion / liter av prøven.

Det ioniske produktet av vann er representert ved Kw = [H ⁺ ] x [OH ^- ]. Den numeriske verdien er ^10-14

Hvis hydrogenjon [H ⁺ ] konsentrasjonen i en vannprøve er mer enn den for hydroksylion [OH ^- ] blir prøven referert til som surt. Når de ([H ⁺ ] og [OH ^- ]) er like, det vil si, hver har en konsentrasjon på ^10-7 g-ion / L prøven betegnes som nøytral.

Hvis imidlertid hydroksylionkonsentrasjonen i en prøve er mer enn hydrogenjonens, blir den referert til som alkalisk. PH i en sur vannprøve kan variere mellom 0 og 7 og den av en alkalisk prøve mellom 7 og 14.

PH i en prøve av vann kan estimeres omtrent ved å bruke noen organiske kjemiske løsninger (referert til som indikatorer) som forandrer farge ved en bestemt hydrogen / hydroksylionkonsentrasjon. For å måle pH-nøyaktig nå en dag brukes en pH-meter som består av en pH-probe og en millivoltmeter.

En pH-sonde er en samling av en hydrogenjongennemtrængelig skjermet glasselektrode og en referanselektrode. Forskjellen i emf mellom glasselektroden og referanselektroden avhenger av hydrogenjonskonsentrasjonen av en prøve av vann inn i hvilken sonden er dyppet og dens temperatur. Millivoltmåleren som er spesielt konstruert for en bestemt sonde, er utstyrt med et temperaturkompenserende element. Måleren er uteksaminert med hensyn til millivolt samt pH.

Temperatur:

Temperaturen av en vannprøve kan måles ved hjelp av et termoelement med flytende glass eller et termoelement eller et motstandstermometer. For å måle temperaturen på en strømmende strøm eller en vannkropp, brukes vanligvis et termoelement. Den målte temperaturen rapporteres normalt i ° C.

Oljer, fett og smørefett:

Oljer, fett og fett kan være til stede i fri form eller i form av en emulsjon i avløpsvann. Disse er uoppløselige i vann, men oppløselige i forskjellige organiske løsningsmidler. For estimering av disse i en vannprøve blir de ekstrahert fra et kjent volum av prøven med en lett petroleumsfraksjon (betegnet som petroleumeter) med et kokeområde på 40 til 60 ° C. Fra ekstraktet skal mesteparten av petroleumseteren destilleres bort, og etterlater en liten del av løsningsmidlet sammen med de ekstraherte oljer, fett og fett. Til slutt skal de siste sporene av løsningsmidlet fordampes på et vannbad i en strøm av varm luft. Vekten av rester som er igjen er vekten av oljer, fett og fett som er tilstede i prøven. Det uttrykkes i mg / l-enhet.

Oppløst oksygen:

Opløseligheten av oksygen i vann er lav. Metningskonsentrasjonen av oksygen i vann avhenger av vanntemperaturen og det overtrekkende oksygentrykket. Tabell 7.1 viser løseligheten av oksygen fra luft (ved 1 atm trykk) i ferskvann ved forskjellige temperaturer.

Siden akvatisk flora og fauna, inkludert de vannbårne mikroorganismer, oppfyller deres oksygenbehov fra det oppløste oksygen, er estimeringen avgjørende for å bedømme kvaliteten på vannkroppen / strømmen. Den klassiske metoden for estimering av oppløst oksygen (DO) er kjent som Winklers metode.

Winklers metode utføres gjennom følgende tre trinn:

Step-I:

Et kjent volum av en prøve som skal testes blandes med oppløsninger av mangansulfat (MnSO4) og alkalisk kaliumjodid (NaOH og KI).

Som følge av dette finner du følgende reaksjoner:

Blandingen surgjøres deretter med svovelsyre, hvorved jod frigjøres i henhold til reaksjonen.

Til slutt estimeres det frigjorte jod kvantitativt ved titrering med en standard natriumtiosulfatløsning i nærvær av stivelse som indikator i henhold til reaksjonen nedenfor:

Siden alle de ovennevnte reaksjonene forekommer kvantitativt, er det mulig å estimere konsentrasjonen av oppløst oksygen i prøven fra volumet og konsentrasjonen av tiosulfatoppløsning anvendt for å titrere det frigjorte jod. Oppløst oksygen uttrykkes i enheten mg O2 per liter av en prøve.

En passende modifisert Winkler-metode anvendes når forstyrrende kjemikalier, så som nitrat, nitrogen, jernholdige og jernholdige salter, etc., er til stede i en prøve. Estimering av oppløst oksygen ved Winklers metode krever en dyktig hånd. Det er ikke en praktisk metode for estimering av DO i et felt.

Nåværende praksis er å bruke en elektrisk enhet bestående av en DO-probe og et mikro-ammeter. En DO-probe består av to elektroder som er isolert fra hverandre og samlingen er dekket med en oksygenpermeabel membran.

Når en slik sonde dyppes i en prøve av vann, gjennomsyrer det oppløste oksygen gjennom membranen og en galvanisk celle settes opp som følge av hvilken strøm strømmer gjennom ammeteret som forbinder de to elektrodene.

Strømmen av strømmen avhenger av oksygenpermeasjonshastigheten, som igjen avhenger av oppløst oksygenkonsentrasjon i prøven. Denne metoden er veldig rask. Det kan brukes både i laboratorium og i feltet. Videre er det ingen ferdighet for å bruke et slikt instrument.

Biokjemisk oksygenbehov (BOD):

Oppløste og suspenderte organiske stoffer som finnes i en vannkropp / strøm kan virke som mat for de mikroorganismer som er tilstede i den. (Mikroorganismer er tilstede overalt, med mindre det tas spesiell forsiktighet for å utelukke dem fra et bestemt område). Prosessen med assimilering av oppløste / og eller suspenderte organiske stoffer ved hjelp av aerobiske organismer skjer gjennom en rekke reaksjoner som kalles biokjemiske veier. I noen av disse reaksjonene vil det oppløst oksygen i vann være med, noe som resulterer i at konsentrasjonen av oppløst oksygen i vann vil redusere.

Graden av oksygenutarmning i en vannkropp / strøm vil avhenge av følgende faktorer:

1. Arten av organismer tilstede og deres befolkning,

2. Naturen og konsentrasjonene av de organiske stoffene som er til stede,

3. Temperaturen og

4. Konsentrasjonen av oppløst oksygen.

Total uttømming av DO vil avhenge av den forløpte tiden siden begynnelsen av prosessen, samt på de allerede nevnte faktorene. Det skal bemerkes at omfanget av DO-utslipp i en vannprøve under en aerob mikrobiell prosess ikke er den sanne indeksen for de totale organiske stoffene som er tilstede i prøven, men det representerer i hvilken grad bionedbrytning av de organiske stoffene er blitt bragt om av mikrober tilstede.

Siden DO-utslipp er avhengig av prosessens varighet og faktorene, har det blitt utviklet en standardprosedyre for å utføre en test for å oppnå litt informasjon om de biologisk nedbrytbare organiske stoffene som er tilstede i en prøve.

Denne egenskapen er referert til som BOD _{5 20} ° c. I utgangspunktet representerer BOD _{5 20} ° c mg oksygen som brukes av mikrober mens man metaboliserer de organiske stoffene i en 1-liters prøve under aerobiske forhold ved 20 ° C over en periode på fem dager

Den grunnleggende tilnærmingen for BOD _{5 20} ° c estimering er å fortynne et målt volum av en prøve med et tilstrekkelig volum av inokulert, luftmettet mettet destillert vann som er forhåndblandet med noen mikrobielle næringsstoffer. En standard BOD-flaske med 300 ml kapasitet fylles med blandingen og stoppes for å utelukke innesluttet luft og for å forhindre luftinntak.

Flasken inkuberes ved 20 ° C i 5 dager. En annen BOD-flaske er fylt med inokulert luftmettet destillert vann ferdigblandet med mikrobielle næringsstoffer og inkubert ved 20 ° C i 5 dager. DO av blandingene bestemmes før og etter inkubering.

Basert på disse dataene beregnes BOD av prøven som følger:

Hvor A = initial DO av prøven blandet med inokulert fortynningsvann,

B = initialt DO av kun inokulert fortynningsvann,

C = DO av prøven blandet med inokulert fortynningsvann etter inkubering i 5 dager,

D = DO av inokulert fortynningsvann bare etter inkubering i 5 dager,

θ = volum i liter av prøven tilsatt til BOD flaske, og

V = volum i liter BOD-flaske.

Den biokjemiske oksidasjonsprosessen er ikke fullført om 5 dager, men fortsetter i flere dager. Derfor er BOD ₅ ikke et mål for total oksygen som kreves for fullstendig biokjemisk oksidasjon av de biologisk nedbrytbare organiske stoffene som er tilstede i en vannprøve. Det totale biokjemiske oksygenbehovet kalles BOD ultimate (BOD _ult ).

Vanligvis antas det at oksygenopptaksprosessen under BOD-estimering adlyder en førsteordelsekvivalent. Basert på denne antagelsen kan BOD- _ultralydet være relatert til BOD-dataene i en kortere periode med følgende ligning;

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

hvor k = en første rekkefølge konstant, og

t = inkuberingsperiode i dager.

Siden ekv. (7.1) har to ukjente, nemlig BOD _ult og k, for estimering av de som trenger å finne ut eksperimentelt BOD ved tid t ₁ og t ₂ .

Eq. (7.1) kan være gyldig dersom de organiske stoffene som er tilstede i en vannprøve, hovedsakelig er karbonholdige og en ubetydelig fraksjon er proteinholdig. Figur 7.1 viser hvordan BOD av en prøve endres med tiden (inkubasjonsperiode) når en relativt stor mengde protein er tilstede sammen med karbonholdige materialer i en vannprøve.

BOD _{ult =} BOD _ult for hovedsakelig karbonholdige materialer,

BOD _ult2 = BOD _ultralyd for både karbonholdige og proteinholdige materialer,

Den store ulempen ved BOD estimeringsmetoden som er skissert ovenfor er at man må vente i 5 dager for å kunne evaluere BOD ₅ av en prøve. Derfor er denne metoden ikke egnet for prosessovervåkning. På grunn av denne ulempen har enkelte instrumenter blitt utviklet ved hjelp av hvilke man kan estimere BOD av en prøve av vann i løpet av kort tid, si en og en halv til to timer.

Kjemisk oksygenbehov (COD):

Det har blitt påpekt tidligere at det tar 5 dager å fullføre en BOD-test.

Videre avslører denne testen ufullstendig informasjon om den totale mengden organiske stoffer som finnes i en vannprøve på grunn av følgende årsaker:

1. Under denne testen blir bare en del av de oppløste bionedbrytbare organiske stoffene oksidert og en relativt liten del av den suspenderte bionedbrytbare organiske substansen blir oksidert.

2. Ingen av de ikke-biologisk nedbrytbare organiske stoffene oksyderes, og

3. Ingen av de uorganiske stoffene blir oksydert.

For å overvinne disse manglene i BOD _{5 2Q} . _C- test har en test blitt utviklet, hvor alle de oksiderbare organiske stoffene både biologisk nedbrytbare og ikke-bionedbrytbare samt oksiderbare uorganiske stoffer oksyderes med et kjemisk oksidasjonsreagens på kortere tid. Det refereres til som test av kjemisk oksygenbehov (COD).

Prøven utføres ved tilbakeløp i et målt volum av en vannprøve med et målt volum av en kaliumdikromat (K2Cr2O7) -oppløsning med kjent konsentrasjon og en proporsjonal mengde konsentrert svovelsyreoppløsning. Under tilbakeløpskoking oksyderes alle de oksiderbare substansene til deres respektive oksider.

Reaksjonene kan uttrykkes som:

Etter fullføring av tilbakeløpsprosessen estimeres overskytende (uomsatt) mengde kaliumdikromat i tilbakeløpsvannet ved å titrere en del av den med en standardisert jernholdig ammoniumsulfat-løsning (Mohr salt) i nærvær av ferroindikator. Reaksjonen som finner sted under titrering er

Basert på dataene, dvs. volumet av dikromatoppløsning reagerte (under tilbakeløp), konsentrasjonen og prøven (vann) volumet brukt, ble COD beregnet og rapportert som mg O2 / L av vannprøven. Det må påpekes at noen aromatiske forbindelser, slik som benzen, toluen, pyridin, hvis de er tilstede i en vannprøve, ikke blir oksidert under tilbakeløp.

Plante Næringsstoffer:

De vanlige plantenæringsstoffene som i dag i industriell avløpsvann er nitrogenholdige og fosforforbindelser. Når en avløp inneholdende nitrogen og / eller fosforbærende forbindelser slippes ut i en vannlegeme, vil veksten av vannplanter inkludert alger bli fremmet i vannlegemet. En slik forbedret vekst er referert til som algenblomstring. Disse plantene ville bruke oppløst oksygen til stede i vannkroppen. Etterpå vil plantene gjennomgå bionedbrytning i fravær av oksygen, det vil si eutrofieringsprosessen starter.

På grunn av anaerob nedbrytning av vannplanter (inkludert alger), vil vannlegemet bli skitten, og foul luktende gasser vil bli utgitt. Derfor må estimering av plantenæringsstoffene som finnes i en avløpsstrøm, utføres for å muliggjøre en til å utarbeide et egnet behandlingssystem.

Nitrogenestimering:

Kväve kan være tilstede i en avløpsstrøm i form av fri ammoniakk, ammoniakkalter, aminosyrer etc. Disse nitrogenholdige forbindelser kan estimeres ved Kjeldahl-metodene. Denne metoden kan imidlertid ikke brukes til å estimere nitrogen, når den er tilstede som nitritt, nitrat, azid, nitro, nitroso og oximater i en vannprøve.

Det grunnleggende prinsippet i Kjeldahl-metoden er å oppvarme en prøve som inneholder nitrogenholdige forbindelser med svovelsyre, kaliumsulfat og karboksylsulfatkatalysator. Under denne prosessen omdannes nitrogenforbindelsene som er tilstede i prøven til ammoniumbisulfat. Blandingen blir gjort alkalisk ved å tilsette kaustisk brus og destillert.

En vandig ammoniakkoppløsning destillerer over hvilken oppsamles. Ammoniumhydroksidet som er tilstede i destillatet, blir deretter kolorimetrisk estimert. Nitrogen beregnet på denne måten uttrykkes (som N) i mg / L-enhet. Reagensene som anvendes til den kolorimetriske metoden er vandige løsninger av kvikksølvjodid og natriumhydroksyd.

Fosforestimering:

Fosfor kan være tilstede i en avløpsprøve som uorganiske fosfater, så som pyro, metatripoli- og ortofosfat samt organofosforforbindelser. Total fosforestimering utføres ved å konvertere alle fosforforbindelsene som er tilstede for ortofosfat ved å koke en prøve av vann med kaliumpersulfat og svovelsyre. Ortofosfat som så er produsert, estimeres deretter kolorimetrisk

Den kolorimetriske metoden består av tilsetning av surgjort ammoniummolybdat og amino-naftol-sulfonsyreoppløsninger eller ammoniummolybdat og tannokloridløsninger til en fortynnet ortofosfatløsning. Det gir opphav til en intens blå farge. Fosforinnholdet i en prøve uttrykkes (som P) i mg / L-enhet.

Bakteriologisk vurdering:

Avløpsvann kan inneholde patogen (sykdomsfremkallende) samt ikke-patogene organismer. Fra folkehelsynspunktet vil forekomsten av patogener i et avløp være alarmerende da de ville forurense vannlegemet / legemene i hvilket avløpet utledes. Derfor bør det tas hensyn til at forurenset avløp ikke finner seg i vannlegemer uten tidligere desinfeksjon.

For å beskytte slike muligheter er det nødvendig å finne ut om et avløp inneholder noe patogen eller ikke. Det er en vanskelig oppgave, da det ikke foreligger en generell test for deteksjon av forskjellige arter av patogener. For å overvinne denne vanskeligheten er det å forsøke å oppdage koliforme bakterier (Bact. Coli.) Som nesten alltid er tilstede sammen med andre patogener. Coliform er lett å detektere.

De overlever over en lang periode. Coliform som andre vannbårne patogener ligger i fordøyelseskanaler av varmblodige dyr, og følgelig er tilstedeværelsen av coliform i en prøve av avløpsvann et tegn på nylig utsmittsforurensing av avløpsvannstrømmen. Tilstedeværelse av coliform i en prøve vil bety at andre patogener også kan være tilstede.

Tilstedeværelse eller fravær av coliform i en vannprøve kan fastslås ved å gjennomføre følgende tester:

(A) Presumptiv test,

(B) Bekreftet test, og

(C) Fullført test.

Testen utføres ved å inokulere laktose- eller lauryl-tryptosebæringsfermenteringsrør med deler av en prøve og inkuberer dem i 24-48 timer ved 35 ± 0, 5 ° C. Produksjon av gass under inkubasjon vil indikere at coliform er tilstede i prøven.

bioassay:

Målet med å utføre en bioassay test er å finne ut om en avløpsstrøm av avløpsvann er giftig og i så fall i hvilken grad. En utløp kan inneholde uorganiske og / eller organiske giftige stoffer. For hvert av stoffene, som er etablerte giftstoffer, er grenseverdiene fastsatt. Derfor, hvis det er kjent hvilken spesifikk giftig substans eller stoffer som er tilstede i en avløpsstrøm, kan man analytisk estimere deres respektive konsentrasjoner og bestemme om toksisiteten av strømmen.

Imidlertid er identifisering av giftige stoffer som er tilstede i en prøve og estimering av deres konsentrasjoner kjedelig. Videre er giftighet av en prøve ikke en additiv egenskap. Noen ganger er virkningen av toksikanterne synergistisk og noen ganger er den antagonistisk. Det er derfor nødvendig å fastslå toksisiteten til en avløpsvannprøve ved bioassay.

Den spesifikke informasjonen man kan få ved å utføre en bioassay-test, er om et avløp når det slippes ut i en vannlegeme, vil påvirke dets akvatiske flora og fauna negativt, særlig de fiskeslag som er til stede.

Testen utføres i et laboratorium akvarium for å finne ut hvilken minimumsfortynning av en avløpsstrøm som vil gjøre det giftig for fisk. For laboratorietest kan det anvendte fortynningsvann enten være fra en naturlig kilde eller fremstilt i laboratoriet ved å legge til noen kjemikalier til destillert vann.

En kontrolltest utføres også ved bruk av fortynningsvannet alene. Fiskenes art som skal brukes til en test bør velges nøye og de skal akklimatiseres til testtilstanden før en laboratorieforsøk utføres.