natgillin/translations-raw huggingface dataset:
Chapter C.10 A, paragraphs 44 to 50 apply, except that the concentration of the test chemical is to be determined and DOC determined optionally; COD should not be used.
Luvun C.10 A kohdat 44–50 pätevät, paitsi että testikemikaalin pitoisuus on määritettävä ja valinnaisesti DOC. COD:ta ei käytetä.
Chapter C.10 A, paragraphs 52 to 54 apply.
Luvun C.10 A kohdat 52–54 pätevät.
Chapter C.10 A, paragraphs 56 to 62 apply.
Luvun C.10 A kohdat 56–62 pätevät.
Calculation of kinetic constants
Kineettisten vakioiden laskenta
It is more realistic to quote the mean steady — state concentration of the test chemical in the effluent and to describe how this varies with plant-operating conditions than to quote percentage primary biodegradation.
On realistisempaa antaa testikemikaalin keskimääräinen pitoisuus tasapainotilassa ja kuvata, miten se vaihtelee laitoksen toimintaolosuhteissa, kuin antaa primaarinen biohajoamisprosentti.
This can be done by consideration of equation (6) in Appendix 6.2, which can yield values for KS, μm and θSC, the critical sludge retention time.
Tämän voi tehdä tarkastelemalla lisäyksessä 6.2 annettua kaavaa (6), jolla saadaan KS-, μm- ja θSC-arvot (kriittinen lietteen retentioaika).
(Alternatively, approximate values of KS and μm may be obtained using a simple computer program to fit the theoretical curve calculated from equation 2 (Appendix 6.2) to the experimental values obtained. Although any given solution will not be unique, a reasonable approximation of KS and μm can be obtained.)
(Vaihtoehtoisesti likimääräiset KS- ja μm-arvot saadaan käyttämällä yksinkertaista tietokone-ohjelmaa, jolla kaavasta 2 (lisäys 6.2) laskettu teoreettinen kaava sovitetaan saatuihin kokeellisiin arvoihin. Vaikka mikään ratkaisu ei ole ainutlaatuinen, saadaan KS- ja μm-arvot, jotka ovat kohtuullisen lähellä.)
Variability of results
Tulosten vaihtelevuus
It is common experience that variable values of kinetic parameters for individual chemicals are obtained.
On yleistä, että yksittäisille kemikaaleille saadaan erilaisia kineettisten parametrien arvoja.
It is thought that the conditions under which the sludge has been grown, as well as the conditions prevailing in the test used (as in paragraph 5 and in other tests), have a large effect on the resulting values.
Arvellaan, että lietteen kasvuolosuhteilla sekä testissä vallitsevilla olosuhteilla (kuten kohdassa 5 ja muissa testeissä) on suuri vaikutus saatuihin arvoihin.
Variability and other facets of biodegradation kinetics were discussed at a recent SETAC workshop (5).
Vaihtelevuudesta ja muista biohajoavuuden kinetiikan näkökulmista keskusteltiin hiljattain pidetyssä SETAC-työpajassa (5).
From such studies, reported and projected, a clearer view of kinetics operating in waste water treatment plants should be forth-coming to enable a better interpretation of existing data to be made, as well as to suggest more relevant designs for future Test Methods.
Raportoidut ja suunnitellut tutkimukset selventävät jätevedenpuhdistamojen kinetiikkaa, jotta olemassa olevat tiedot voidaan tulkita paremmin, ja niissä ehdotetaan paremmin soveltuvia suunnitelmia tulevia testimenetelmiä varten.
Appendix 6.1
Lisäys 6.1 Huokoinen astia, jossa SRT-kontrolli Testiyhdiste Tulovesi
Porous Pot with SRT Control
Muovinen ulkoastia Sisäastia huokoista polyproleenia Tiiviste Diffuusorikivi Kierre Kiinteä muovipohja Vesiliete Tuloilma Poistovesi
Appendix 6.2
Lisäys 6.2
Calculation of Kinetic Constants
Kineettisten vakioiden laskenta
By assuming Monod kinetics apply and considering a mass balance of active solids and substrate across the activated sludge system (1), the following steady state expressions can be obtained:
Jos oletetaan, että Monodin kinetiikka pätee ja otetaan huomioon aktiivisen kiintoaineen ja substraatin massatase aktiivilietejärjestelmässä (1), saadaan seuraavat tasapainotilan lausekkeet:
concentration of substrate in effluent, (mg/l)
substraatin pitoisuus poistovedessä (mg/l)
half-saturation constant, the concentration at which μ = μm/2 (mg/l)
puolikyllästysvakio; pitoisuus, jossa μ = μm/2 (mg/l)
μ specific growth rate (d–1)
μ spesifinen kasvunopeus (d–1)
maximum value of μm(d–1)
μm:n enimmäisarvo (d–1)
specific decay rate of active solids (d–1)
aktiivisen kiintoaineen spesifinen hajoamisnopeus (d–1)
sludge mean retention time, SRT (d)
lietteen retentioajan keskiarvo, SRT (d)
Examination of this equation leads to the following conclusions:
Tästä yhtälöstä voi tehdä seuraavat päätelmät:
The effluent concentration is independent of that in the influent (S0); hence, the percentage biodegradation varies with the influent concentration, S0.
Pitoisuus poistovedessä ei ole riippuvainen pitoisuudesta tulovedessä (S0). Niinpä biohajoamisprosentti vaihtelee tuloveden pitoisuuden (S0) mukaan.
The only plant-control parameter affecting S1 is the sludge retention time, θS.
Ainoa laitoksen kontrolliparametri, joka vaikuttaa S1-arvoon, on lietteen retentioaika (θS).
For a given concentration in the influent, S0, there will be a critical sludge retention time, such that:
Tietylle pitoisuudelle tulovedessä (S0) on kriittinen lietteen retentioaika:
critical sludge retention time, below which the competent micro-organisms will be washed out of the plant.
lietteen kriittinen retentioaika, jonka alla kompetentit mikro-organismit huuhtoutuvat laitoksesta.
Since the other parameters in equation (2) are associated with growth kinetics, temperature is likely to affect the effluent substrate level and the critical sludge age, ie. the sludge retention time needed to obtain a certain degree of treatment would increase with decreasing temperature.
Koska yhtälön (2) muut parametrit liittyvät kasvukinetiikkaan, lämpötila vaikuttaa todennäköisesti poistoveden substraattitasoon ja lietteen kriittiseen ikään. Toisin sanoen tietynasteiseen käsittelyyn vaadittava lietteen retentioaika kasvaa, kun lämpötila laskee.
From a mass balance of solids in the porous pot system, and assuming that the solids concentration in the plant effluent, X2 is low compared with that in the aeration vessel, X1, the sludge retention time
Kun otetaan huokoisten astioiden kiintoaineen massatase ja oletetaan, että kiintoaineen pitoisuus poistovedessä (X2) on pienempi kuin ilmastusastiassa (X1), lietteen retentioaika:
V volume of the aeration vessel (l)
V ilmastusastian tilavuus (l)
concentration of solids in aeration vessel (mg/l)
kiintoaineen pitoisuus ilmastusastiassa (mg/l)
concentration of solids in effluent (mg/l)
kiintoaineen pitoisuus poistovedessä (mg/l)
flow rate of influent (l/d)
tuloveden virtausnopeus (l/d)
flow rate of waste sludge (l/d)
jätelietteen virtausnopeus (l/d)
Thus, it is possible to control the sludge retention time at any pre-selected value by the control of the waste sludge flow rate, Q1.
Niinpä lietteen retentioaikaa voidaan kontrolloida missä tahansa ennalta valitussa arvossa kontrolloimalla jätelietteen virtausnopeutta Q1.
Conclusions:
Päätelmät
The main purpose of the test is thus to allow the effluent concentration, and hence the levels of test chemical in the receiving waters, to be predicted.
Tämän testin päätarkoitus on mahdollistaa pitoisuuden arviointi poistovedessä ja siten testikemikaalin määrä vesissä, joihin päästöt kohdistuvat.
By plotting S1, vs. θS, the critical sludge retention time, θSC, can sometimes be readily evaluated, eg. curve 3 in Figure 1.
Kun esitetään S1, vs. θS, lietteen kriittisen retentioajan θSC arviointi voi olla helppoa (esim. käyrä 3 kuvassa 1).
When this is not possible, θSC may be calculated, together with approximate values of μm and KS, by plotting S1, vs. S1•θS.
Jos tämä ei ole mahdollista, θSC sekä likimääräiset μm- ja KS-arvot voidaa laskea esittämällä S1, vs. S1•θS.
Rearrangement of equation (1) gives
Järjestämällä yhtälö (1) uudelleen saadaan
If Kd is small, then 1 + θs · Kd ~ 1 and [5] becomes:
Jos Kd on pieni, 1 + θs • Kd ~ 1 ja [5]:stä tulee:
Thus, the plot should be a straight line (see Figure 2) of slope 1/μm and intercept KS/μm; also θS ~1/μm.
Niinpä käyrän pitäisi olla suora viiva (katso kuva 2), jonka kaltevuus on 1/μm ja joka leikkaa kuvaajan KS/μm, myös θS ~1/μm.
Three temperatures; five SRTs
Kolme lämpötilaa, viisi SRT-arvoa
Regression Line SRT · S1 vs S1 at T = 5 °C
Regressiokuvaaja SRT S1 vs. S1, kun lämpötila on = 5 °C
Glossary:
Sanasto:
Effluent concentration:
pitoisuus poistovedessä
Curve:
käyrä
TEST AT LOW (μg/l) CONCENTRATION RANGE
TESTAUS PIENELLÄ PITOISUUSALUEELLA (μg/l)
Many chemicals are normally present in the aquatic environment, even in waste waters, at very low concentrations (μg/l).
Monia kemikaaleja esiintyy vesiympäristössä ja jopa jätevedessä hyvin pieninä pitoisuuksina (μg/l).
At such concentrations, they probably do not serve as primary substrates resulting in growth, but are more likely to degrade as non-growth, secondary substrates, concurrent with a variety of naturally occurring carbon chemicals.
Näin pieninä pitoisuuksina ne eivät todennäköisesti toimi ensisijaisina substraatteina, jotka aiheuttavat kasvua, vaan hajoavat todennäköisemmin kasvua aiheuttamattomina toissijaisina substraatteina samaan aikaan kuin joukko luonnossa esiintyviä hiilikemikaaleja.
Consequently the degradations of such chemicals will not fit the model described in Appendic 6.
Siksi tällaisten kemikaalien hajoaminen ei sovi lisäyksessä 6 kuvattuun malliin.
There are many models which could be applied and, under the conditions prevailing in waste water treatment systems, more than one may be simultaneously operative.
On olemassa monia soveltuvia malleja, ja jätevedenpuhdistamoissa vallitsevissa olosuhteissa usea malli saattaa toimia samanaikaisesti.
Far more research will be necessary to elucidate this problem.
Tämän ongelman ratkaisemiseksi tarvitaan paljon lisää tutkimusta.
Meanwhile the procedure given in the main text (chapter C.10 A) can be followed, but only for primary biodegradability, using suitably low concentrations (< 100 μg/l) and a validated analytical procedure.
Sillä välin voidaan noudattaa päätekstissä kuvattua menetelmää (luku C.10 A), mutta ainoastaan primaarisen biohajoamisen osalta, kun käytetään soveltuvan pieniä pitoisuuksia (< 100 μg/l) ja validoitua analyyttistä menetelmää.
The percentage biodegradation may be calculated (see para. 54 of the Test Method) provided that abiotic processes (adsorption, volatility, etc.) are taken into account.
Biohajoamisprosentti voidaan laskea (katso testimenetelmän kohta 54), kun abioottiset prosessit (adsorptio, haihtuvuus jne.) otetaan huomioon.
An example is the study by Nyholm and his associates (1)(2) using a 4 h cycle in a fill and draw system.
Esimerkkinä tästä on Nyholmin ja kumppaneiden tutkimus (1)(2), jossa käytettiin 4 tunnin jaksoa täyttö- ja poistojärjestelmässä.
They reported pseudo first-order constants for 5 chemicals added in a synthetic sewage at 5 to 100 μg/l.
He ilmoittivat pseudo-ensimmäisen kertaluvun vakiot viidelle kemikaalille, joita lisättiin synteettiseen jäteveteen pitoisuudella 5–100 μg/l.
(For ultimate biodegradability 14C-labelled test chemicals may be used. A description of this is beyond the scope of this Test Method since there are as yet no agreed procedures, though a proposed method for ISO 14592 (3) contains guidance on the use of 14C-labelled chemicals.
(Lopulliseen biohajoamiseen voidaan käyttää 14C-leimattuja testikemikaaleja. Tämän kuvaus ei kuulu tämän testimenetelmän alaan, sillä menetelmistä ei ole vielä sovittu, joskin ISO 14592 -standardissa (3) ehdotetussa menetelmässä on ohjeita 14C-leimattujen kemikaalien käytöstä.
SCAS test
SCAS-testi
Later, a simpler two-stage test was proposed (4)(5)(6); the semi-continuous activated sludge (SCAS) method is followed by short-term kinetic tests on samples withdrawn from the SCAS units.
Myöhemmin ehdotettiin yksinkertaisempaa kaksivaiheista testiä (4)(5)(6). Puolijatkuvan aktiivilietteen (SCAS) menetelmän jälkeen SCAS-yksiköistä otetuille näytteille tehdään lyhytaikaisia kineettisiä testejä.
The SCAS system is operated with known sludge wastage rates (unlike the original C.12 test method) and is fed a modified OECD synthetic sewage or domestic sewage.
SCAS-järjestelmää käytetään tunnetuilla lietteen poistumanopeuksilla (toisin kuin alkuperäisessä C.12-testimenetelmässä), ja siihen syötetään OECD:n synteettistä jätevettä tai kotitalousjätevettä.
The synthetic sewage was modified (because of changing pH value and poor sludge settleability) by addition of phosphate as buffer, yeast extract, iron (III) chloride and trace element salts, and its COD was increased to about 750 mg/l by increasing the concentration of peptone and meat extract.
Synteettistä jätevettä muutettiin (koska pH-arvo muuttui ja liete selkeytyi heikosti) lisäämällä siihen fosfaattia puskurina, hiivauutetta, rauta(III)kloridia ja hivenainesuoloja, ja COD nostettiin noin arvoon 750 mg/l lisäämällä peptonin ja lihauutteen pitoisuutta.
The concentrations of test chemical initially and at the end of aeration are measured and the test is continued until a constant removal of test chemical is attained; this takes from one week to several months.
Testikemikaalin pitoisuudet mitataan testin alussa ja ilmastuksen lopussa, ja testiä jatketaan, kunnes saavutetaan testikemikaalin vakiopoistuma. Tässä kestää yhdestä viikosta useaan kuukauteen.
Short-term test
Lyhytaikainen testi
A short test (e.g. 8 hours) is applied to determine the (pseudo) first order kinetic rate constant for the decay of the test chemical in activated sludge of known but different origins and histories.
Lyhyellä testillä (esim. 8 tuntia) määritetään testikemikaalin hajoamisen (pseudo)-ensimmäisen kertaluvun kinetiikan nopeusvakio aktiivilietteessä, jolla on tunnettu mutta eri alkuperä ja historia.
In particular, sludge samples are taken from the SCAS reactors — at the end of an aeration period when the concentration of organic substrate is low — during the course of an acclimatisation experiment (paragraphs 3, 4).
Erityisesti lietenäytteitä otetaan SCAS-reaktoreista – ilmastusjakson lopussa, kun orgaanisen substraatin pitoisuus on pieni – adaptaatiokokeen (kohdat 3, 4) aikana.
Sludge may also be taken from a parallel SCAS unit not exposed to the test chemical, for comparison.
Lietettä voidaan ottaa vertailutarkoituksessa myös rinnakkaisesta SCAS-yksiköstä, jota ei altisteta testikemikaalille.
Mixtures of sludge and the test chemical added at two or more concentrations in the range 1-50 μg/l are aerated, without the addition of synthetic sewage or other organic substrate.
Lietteen ja testikemikaalin seokset, joita lisätään vähintään kahdella pitoisuudella alueella 1–50 μg/l, ilmastetaan lisäämättä synteettistä jätevettä tai muuta orgaanista substraattia.
t aeration time (23h)
t ilmastusaika (23 h)
concentration at end of aeration period (μg/l)
pitoisuus ilmastusjakson lopussa (μg/l)
concentration at beginning of aeration (μg/l)
pitoisuus ilmastusjakson alussa (μg/l)
SS concentration of activated sludge solids (g/l)
SS aktiivilietteen kiintoaineen pitoisuus (g/l)
In the short term test the log % concentration remaining is plotted against time and the slope of the initial part (10-50 % degradation) of the plot is equivalent to K1, the (pseudo) first order constant.
Lyhytaikaisessa testissä jäljellä oleva log%-pitoisuus esitetään käyränä suhteessa aikaan, ja käyrän ensimmäisen osan (hajoaminen 10–50 prosenttia) kulmakerroin vastaa (pseudo)-ensimmäisen kertaluvun kinetiikan vakiota K1.
The constant is normalised with respect to the concentration of sludge solids by dividing the slope by the concentration of sludge solids.
Vakio normalisoidaan suhteessa lietteen kiintoaineen pitoisuuteen jakamalla kulmakertoimet kiinteiden aineiden pitoisuudella.
The reported result must also include details of initial concentrations of the test chemical and suspended solids, sludge retention time, sludge loading and source, and details of pre-exposure (if any) to the test chemical.
Raportoidun tuloksen täytyy sisältää myös tiedot testikemikaalin ja kiintoaineen alkuperäisistä pitoisuuksista, lietteen retentioajasta, lietteen lisäyksestä ja lähteestä sekä mahdollisesta aiemmasta altistuksesta testikemikaalille.
Variability and other facets of biodegradation kinetics were discussed at a recent SETAC workshop (7).
Vaihtelevuudesta ja muista biohajoavuuden kinetiikan näkökulmista keskusteltiin hiljattain pidetyssä SETAC-työpajassa (7).
ISO 14592 (ISO/TC 147/SC5/WG4, N264) (1998).
ISO 14592 (ISO/TC 147/ SC5/ WG4, N264) (1998).
Water Quality — Evaluation of the aerobic biodegradability of organic compounds at low concentrations in water.
Water Quality – Evaluation of the aerobic biodegradability of organic compounds at low concentrations in water.
Biofilms
Biokalvot
used large, pilot-scale trickling filters which they used in the coupled mode.
käyttivät suuria, pilottimittakaavaisia biologisia suodattimia, jotka yhdistettiin toisiinsa.
These filters took up much space and required relatively large volumes of sewage or synthetic sewage.
Nämä suodattimet veivät paljon tilaa ja vaativat suhteellisen suuria määriä jätevettä tai synteettistä jätevettä.
described smaller filters (6 ft × 6 in. diameter) which were fed surfactant-free natural sewage but still required rather large volumes.
kuvasivat pienempiä suodattimia (halkaisija 1,8 m × 15,2 cm), joihin syötettiin luonnollista jätevettä, jossa ei ollut pinta-aktiivista ainetta, mutta tarvittavat tilavuudet olivat edelleen melko suuria.
As many as 14 weeks were required for the development of a “mature” biofilm and an additional 4-8 weeks were needed after first introduction of the test surfactant before acclimatisation took place.
Biokalvon ”kypsymiseen” kului jopa 14 viikkoa, ja testiaineena käytetyn pinta-aktiivisen aineen ensimmäisen lisäyksen jälkeen kesti vielä 4–8 viikkoa, ennen kuin mukautuminen tapahtui.
A quite different approach was made by Gloyna et al.
Gloyna et al.
who invented the rotating tubular reactor.
käyttivät hyvin erilaista lähestymistapaa.
On the internal surface of the rotating tube a biofilm was grown on the known surface area by passage of influent introduced at the top end of the tube, inclined at a small angle to the horizontal.
He keksivät pyörivän putkireaktorin. Pyörivän putken sisäpintaan kasvatettiin biokalvo tunnetulle pinta-alalle syöttämällä tulovettä putken yläpäästä, kun putki oli kallistettu pieneen vaakasuuntaiseen kulmaan.
The reactor has been used to study the biodegradability of surfactants (5), as well as to investigate the optimal thickness of biofilm and diffusion through the film (6).
Reaktoria on käytetty pinta-aktiivisten aineiden biohajoavuuden tutkimiseen (5) sekä biokalvon optimaalisen paksuuden ja kalvon läpi tapahtuvan diffuusion tutkimiseen (6).
These latter authors further developed the reactor, including modifying it to be able to determine CO2 in the exit gas.
Jälkimmäisenä mainitut tekijät jatkokehittivät reaktoria muokkaamalla sitä mm. siten, että ulostulevasta kaasusta voidaan määrittää CO2.
The rotating tubular reactor has been adopted by the Standing Committee of Analysts (UK) as a standard method for assessing both the biodegradability of chemicals (7) and the treatability and toxicity of waste waters (8).
Yhdistyneen kuningaskunnan SCA (Standing Committee of Analysts) on hyväksynyt pyörivän putkireaktorin kemikaalien biohajoavuuden (7) sekä jätevesien käsiteltävyyden ja toksisuuden (8) määrittämisen vakiomenetelmäksi.
The method described here has the advantages of simplicity, compactness, reproducibility and the need for relatively small volumes of organic medium.
Tässä kuvatun menetelmän etuja ovat yksinkertaisuus, pieni koko, toistettavuus ja orgaanisen aineen suhteellisen pienet tilavuudet.
Synthetic or domestic sewage, and the test chemical, in admixture or alone, are applied to the internal surface of a slowly rotating inclined tube.
Synteettistä jätevettä tai kotitalousjätevettä sekä testikemikaalia lisätään sekoitettuna tai erikseen hitaasti pyörivän, kallistetun putken sisäpinnalle.
A layer of microorganisms, similar to those present on bio-filter media, is built up on the internal surface.
Sisäpintaan kasvaa biosuodatusaineessa esiintyviä mikro-organismeja vastaava mikro-organismikerros.
The conditions of operation of the reactor are chosen to give adequate elimination of organic matter and, if required, oxidation of ammonium.
Reaktorin toimintaolosuhteet valitaan siten, että orgaanisen aineen poistuminen ja tarvittaessa ammoniumin hapettuminen on riittävää.
Effluent from the tube is collected and either settled and/or filtered before analysis for dissolved organic carbon (DOC) and/or the test chemical by a specific method.
Putken poistovesi kerätään ja laskeutetaan ja/tai suodatetaan, ennen kuin liuennut orgaaninen hiili (DOC) ja/tai testikemikaali analysoidaan spesifisellä menetelmällä.
Control units receiving no test chemical are operated in parallel under the same conditions for comparative purposes.
Kontrolliyksiköitä, joihin ei lisätä testikemikaalia, käytetään rinnakkain samoissa olosuhteissa vertailua varten.
The difference between the concentrations of DOC in the effluent from the test and control units is assumed to be due to the test chemical and its organic metabolites.
Poistoveden DOC-pitoisuuksien erot testi- ja kontrolliyksikössä johtuvat oletettavasti testikemikaalista ja sen orgaanisista metaboliiteista.
This difference is compared with the concentration of the added test chemical (as DOC) to calculate the elimination of the test chemical.
Tätä eroa verrataan lisätyn kemikaalin pitoisuuteen (DOC:na), jotta voidaan laskea testikemikaalin poistuma.
Biodegradation may normally be distinguished from bio-adsorption by careful examination of the elimination-time curve.
Biohajoaminen voidaan tavallisesti erottaa biosorptiosta tarkastelemalla poistuma-aikakäyrää huolellisesti.
Confirmation may usually be obtained by applying a test for ready biodegradation (oxygen uptake or carbon dioxide production) using an acclimated inoculum taken at the end of the test from the reactors receiving the test chemical.
Tulos voidaan yleensä vahvistaa biohajoavuuden testillä (hapenkulutus tai hiilidioksidin tuotanto), jossa käytetään sopeutunutta inokulaattia, joka on otettu testin loputtua reaktoreista, joihin testikemikaalia lisättiin.
The purity, water solubility, volatile and adsorption characteristics of the test chemical should be known to enable correct interpretation of results to be made.
Testikemikaalin puhtauden, vesiliukoisuuden sekä haihtuvuus- ja adsorptio-ominaisuuksien on oltava tiedossa, jotta tulokset voidaan tulkita oikein.
Normally, volatile and poorly soluble chemicals cannot be tested unless special precautions are taken (see Appendix 5 to chapter C.10 A).
Haihtuvia ja heikosti liukenevia kemikaaleja ei tavallisesti voida testata ilman erityisiä varotoimia (katso luvun C.10 A lisäys 5).
The chemical structure, or at least the empirical formula, should also be known in order to calculate theoretical values and/or to check measured values of parameters, e.g. theoretical oxygen demand (ThOD), DOC.
Kemiallisen rakenteen tai vähintään empiirisen kaavan on oltava tiedossa, jotta voidaan laskea teoreettiset arvot ja/tai tarkistaa mitatut parametriarvot, kuten teoreettinen hapenkulutus (ThOD) ja DOC.
Information on the toxicity of the test chemical to micro-organisms (see Appendix 4 to chapter C.10 A) may be useful for selecting appropriate test concentrations and may be essential for the correct interpretation of low biodegradation values.
Tieto testikemikaalin toksisuudesta mikro-organismeille (katso luvun C.10 A lisäys 4) voi olla hyödyllinen soveltuvia testipitoisuuksia valittaessa ja olennainen matalien biohajoavuusarvojen oikean tulkinnan kannalta.
Originally, the primary biodegradation of surfactants was required to reach 80 % or more before the chemical could be marketed.
Alun perin pinta-aktiivisten aineiden primaarisen biohajoamisen täytyi olla vähintään 80 prosenttia, jotta kemikaalia voitiin markkinoida.