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.
Se kapitel C.10 A, punkterna 44–50, med undantag för att testkemikaliens koncentration måste bestämmas och bestämning av DOC är frivillig. COD ska inte användas.
Chapter C.10 A, paragraphs 52 to 54 apply.
Se kapitel C.10 A, punkterna 52–54.
Chapter C.10 A, paragraphs 56 to 62 apply.
Se kapitel C.10 A, punkterna 56–62.
Calculation of kinetic constants
Beräkning av kinetiska konstanter
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.
Det är mera realistiskt att ange genomsnittlig steady state-koncentration av testkemikalien i utflödet och beskriva hur denna varierar enligt driftsbetingelserna än att ange procentuell primär bionedbrytning.
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.
Detta kan göras genom att beakta ekvation 6 i tillägg 6.2 som kan ge värden för KS, μm och θSC, den kritiska slamretentionstiden.
(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.)
(Alternativt kan ungefärliga värden för KS och μm fås med hjälp av ett enkelt datorprogram för att anpassa den teoretiska kurvan som beräknats med ekvation 2 (tillägg 6.2) till de experimentella värdena. Även om ingen given lösning är unik, går det att få en rimlig approximering av KS och μm.)
Variability of results
Resultatvariation
It is common experience that variable values of kinetic parameters for individual chemicals are obtained.
Den vanliga erfarenheten är att man får varierande värden för de kinetiska parametrarna för individuella kemikalier.
Variability and other facets of biodegradation kinetics were discussed at a recent SETAC workshop (5).
Variationen och andra aspekter rörande bionedbrytningens kinetik diskuterades nyligen vid en SETAC-workshop (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.
Dessa studier bör, rapporterade och projekterade, ge en klarare uppfattning om den kinetik som fungerar i vattenreningsverk, och därmed en bättre tolkning av befintliga data och förslag till mer relevanta utformningar av nya testmetoder.
Appendix 6.1
Tillägg 6.1 Porous Pot med SRT-kontroll Testämne Inflöde
Porous Pot with SRT Control
Yttre kärl gjort av plast Porös polypropylenfodring Förslut Diffusorsten Skuvgänga Solid Plastbas Vattenslam Lufttillförsel Utflöde
Appendix 6.2
Tillägg 6.2
Calculation of Kinetic Constants
Beräkning av kinetiska konstanter
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:
Utifrån antagandet att Monod-kinetik kan tillämpas och med beaktande av en massbalans av aktiva fasta ämnen och substrat över systemet med aktiverat slam (1), kan man få steady state-uttryck enligt följande:
concentration of substrate in effluent, (mg/l)
koncentrationen substrat i utflödet (mg/l)
half-saturation constant, the concentration at which μ = μm/2 (mg/l)
halvmättnadskonstant, den koncentration vid vilken μ = μm/2 (mg/l)
μ specific growth rate (d–1)
μ specifik tillväxthastighet (d–1)
maximum value of μm(d–1)
maximivärde för μm(d–1)
specific decay rate of active solids (d–1)
specifik sönderfallshastighet för aktiva fasta ämnen (d–1)
sludge mean retention time, SRT (d)
slammets medelretentionstid, SRT (d)
Examination of this equation leads to the following conclusions:
Undersökning av denna ekvation leder till följande slutsatser:
The effluent concentration is independent of that in the influent (S0); hence, the percentage biodegradation varies with the influent concentration, S0.
Koncentrationen i utflödet är oberoende av koncentrationen i inflödet (S0); således varierar den procentuella bionedbrytningen enligt koncentrationen i inflödet S0.
The only plant-control parameter affecting S1 is the sludge retention time, θS.
Den enda anläggningskontrollparameter som påverkar S1 är slamretentionstiden θS.
For a given concentration in the influent, S0, there will be a critical sludge retention time, such that:
För en given koncentration i inflödet, S0, finns det en kritisk slamretentionstid, dvs.
critical sludge retention time, below which the competent micro-organisms will be washed out of the plant.
kritisk slamretentionstid, under vilken de kompetenta mikroorganismerna sköljs ut ur anläggningen.
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.
Eftersom de övriga parametrarna i ekvation (2) är associerade med tillväxtkinetik, är det sannolikt att temperaturen påverkar utflödets substratnivå och den kritiska slamåldern, dvs. den slamretentionstid som behövs för att få en viss grad av rening ökar med sjunkande temperatur.
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
Utifrån en massbalans för fasta ämnen i Porous Pot-systemet och utifrån antagandet att koncentrationen fasta ämnen i anläggningens utflöde X2 är lågt i jämförelse med luftningskärlets utflöde X1, är slamretentionstiden
V volume of the aeration vessel (l)
V luftningskärlets volym (l)
concentration of solids in aeration vessel (mg/l)
koncentrationen fasta ämnen i luftningskärlet (mg/l)
concentration of solids in effluent (mg/l)
koncentrationen fasta ämnen i utflödet (mg/l)
flow rate of influent (l/d)
inflödets flödeshastighet (l/d)
flow rate of waste sludge (l/d)
avloppsslammets flödeshastighet (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.
Det är således möjligt att hålla slamretentionstiden på ett förhandsvalt värde genom att kontrollera avloppsslammets flödeshastighet Q1.
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.
Huvudsyftet med detta test är alltså att kunna förutse testkemikaliens koncentration i utflödet, och därmed testkemikaliens nivåer i vattenrecipienten.
By plotting S1, vs. θS, the critical sludge retention time, θSC, can sometimes be readily evaluated, eg. curve 3 in Figure 1.
Genom att plotta S1 mot θS kan den kritiska slamretentionstiden θSC i vissa fall uppskattas på enkelt sätt, se t.ex. kurva 3 i figur 1.
When this is not possible, θSC may be calculated, together with approximate values of μm and KS, by plotting S1, vs. S1•θS.
Om detta inte är möjligt kan θSC beräknas med ungefärliga värden på μm och KS genom att plotta S1 mot S1•θS.
Rearrangement of equation (1) gives
Omordning av ekvation 1 ger följande:
If Kd is small, then 1 + θs · Kd ~ 1 and [5] becomes:
Om Kd är lågt blir 1 + θs • Kd ~ 1 och ekvation 5 blir enligt följande:
Thus, the plot should be a straight line (see Figure 2) of slope 1/μm and intercept KS/μm; also θS ~1/μm.
Då bör kurvan bli en rak linje (se figur 2) som har lutningen 1/μm och skärningspunkt med KS/μm; likaså är θS ~1/μm.
Three temperatures; five SRTs
Tre temperaturer, fem SRT-värden
Regression Line SRT · S1 vs S1 at T = 5 °C
Regressionslinje SRT · S1 mot S1 vid T = 5 °C
Effluent concentration:
Koncentration i utflöde
Curve:
Kurva
TEST AT LOW (μg/l) CONCENTRATION RANGE
TEST VID LÅGA (μg/l) KONCENTRATIONER
Many chemicals are normally present in the aquatic environment, even in waste waters, at very low concentrations (μg/l).
Kemikalierna i vattenmiljön förekommer ofta i mycket låga koncentrationer (μg/l), även i avloppsvatten.
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.
Vid sådana koncentrationer fungerar de sannolikt inte som primära substrat som resulterar i tillväxt, utan sönderfaller mer sannolikt som icke-växande sekundära substrat, parallellt med förekomsten av flera olika naturligt förekommande kolföreningar.
Consequently the degradations of such chemicals will not fit the model described in Appendic 6.
Av det följer att sönderfallet av sådana kemikalier inte följer modellen som beskrivs i tillägg 6.
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.
Det finns flera modeller som kan tillämpas och under de betingelser som råder i system för rening av avloppsvatten kan flera modeller vara samtidigt aktiva.
Far more research will be necessary to elucidate this problem.
Det kommer att behövas en hel del mera forskning för att få klarhet i detta problem.
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.
Fram till dess kan förfarandet som beskrivs i huvudtexten (kapitel C.10 A) följas, men endast för primär bionedbrytbarhet, med användning av lämpligt låga koncentrationer (< 100 μg/l) och ett validerat analysförfarande.
The percentage biodegradation may be calculated (see para. 54 of the Test Method) provided that abiotic processes (adsorption, volatility, etc.) are taken into account.
Den procentuella bionedbrytningen kan beräknas (se punkt 54 i testmetoden) förutsatt att de abiotiska processerna (adsorption, flyktighet osv.) beaktas. Som exempel kan nämnas en studie gjord av Nyholm m.fl.
An example is the study by Nyholm and his associates (1)(2) using a 4 h cycle in a fill and draw system.
med användning av en 4-timmarscykel i ett fill and draw-system.
They reported pseudo first-order constants for 5 chemicals added in a synthetic sewage at 5 to 100 μg/l.
De rapporterade pseudo-första ordningens konstanter för 5 kemikalier som tillsatts till syntetiskt avloppsvatten i koncentrationer på 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.
För slutlig bionedbrytbarhet kan 14C-märkta kemikalier användas. Beskrivning av detta går utöver räckvidden för denna testmetod eftersom det än så länge inte finns överenskomna förfaranden, om än en föreslagen metod för ISO 14592 (3) innehåller vägledning om användningen av 14C-märkta kemikalier.
SCAS test
SCAS-test
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.
Senare föreslogs ett enklare tvåstegstest (4) (5) (6) där SCAS-metoden (Semi Continous Activated Sludge) följs av ett kortvarigt kinetiskt test på prover tagna från SCAS-enheterna.
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-systemet körs med kända slamkasseringsgrader (till åtskillnad från den ursprungliga C.12-testmetoden) och matas med modifierat syntetiskt avloppsvatten eller avloppsvatten från hushåll.
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.
Det syntetiska avloppsvattnet modifierades (på grund av föränderligt pH-värde och slammets dåliga sedimentering) genom tillsats av fosfat som buffert, jästextrakt, järn(III)klorid och spårelementsalter, och COD höjdes till cirka 750 mg/l genom ökad koncentration av pepton och köttextrakt.
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.
Koncentrationen av testkemikalie i början och i slutet av luftningen uppmäts och testet fortsätts tills en konstant eliminering av testkemikalie erhålls, vilket tar från en vecka till flera månader.
Short-term test
Korttidstest
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.
Ett korttidstest (t.ex. 8 timmar) används för att bestämma (pseudo) första ordningens kinetiska konstant för sönderfall av testkemikalien i aktiverat slam med kända men olika ursprung och olika 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).
Slamprover tas särskilt från SCAS-reaktorer – i slutet av luftningsperioden när koncentrationen organiskt substrat är låg – medan acklimatiseringsexperiment pågår (punkterna 3, 4).
Sludge may also be taken from a parallel SCAS unit not exposed to the test chemical, for comparison.
För jämförelse kan slam också tas från en parallell SCAS-enhet som inte exponeras för testkemikalie.
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.
Blandningar av slam och testkemikalie tillsatta i två eller flera koncentrationen i området 1–50μg/l luftas, utan tillsats av syntetiskt avloppsvatten eller annat organiskt substrat.
The test chemical remaining in solution is determined at regular intervals e.g. hourly depending on the degradability of the chemical, for a period not longer than 24h.
Kvarvarande testkemikalie i lösningen bestäms med regelbundna mellanrum, t.ex. varje timme, beroende på kemikaliens sönderfallsegenskaper, under högst 24 timmar.
Samples are centrifuged before appropriate analysis.
Proverna centrifugeras före själva analysen.
t aeration time (23h)
t luftningstiden (23 timmar)
concentration at end of aeration period (μg/l)
koncentrationen vid luftningsperiodens slut (μg/l)
concentration at beginning of aeration (μg/l)
koncentrationen vid luftningsperiodens början (μg/l)
SS concentration of activated sludge solids (g/l)
SS koncentrationen av fasta ämnen i aktiverat slam (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.
För korttidstestet plottas logaritmen av procentuell återstående koncentration mot tiden och lutningen på den första delen (10–50 % sönderfall) av grafen motsvarar K1, (pseudo)första ordningens konstant.
The constant is normalised with respect to the concentration of sludge solids by dividing the slope by the concentration of sludge solids.
Konstanten normaliseras med hänsyn till koncentrationen fasta ämnen i slammet genom att dividera lutningen med koncentrationen fasta ämnen i slammet.
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.
De rapporterade resultaten måste också innehålla uppgifter om initialkoncentrationen för testkemikalie och suspenderade fasta ämnen, slamretentionstiden, slammatning och slamkälla samt uppgifter om eventuell förhandsexponering för testkemikalien.
Variability and other facets of biodegradation kinetics were discussed at a recent SETAC workshop (7).
Variationen och andra aspekter rörande bionedbrytningens kinetik diskuterades nyligen vid en SETAC-workshop (7).
Biofilms
Biofilmer
used large, pilot-scale trickling filters which they used in the coupled mode.
använde stora bakteriefilter i pilotskala enligt kopplad modell.
These filters took up much space and required relatively large volumes of sewage or synthetic sewage.
Filtren var mycket utrymmeskrävande och krävde relativt stora mängder avloppsvatten eller syntetiskt avloppsvatten.
described smaller filters (6 ft × 6 in. diameter) which were fed surfactant-free natural sewage but still required rather large volumes.
beskrev små filter (6 fot × 6 tum i diameter) som matades med naturligt avloppsvatten fritt från ytaktiva ämnen men som fortfarande krävde rätt stora volymer.
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.
Det krävs upp till 14 veckor för utveckling av en ”mogen” biofilm och ytterligare 4–8 veckor efter första tillförseln av det ytaktiva testämnet innan acklimatisering sker.
developed a much smaller filter which used polyester “fleece” previously steeped in activated sludge as the inert medium supporting the biofilm.
utvecklade ett betydligt mindre filter med polyesterfleece som först hade blötlagts i aktiverat slam såsom inert medium som underlag för biofilmen.
The test chemical was used as the sole source of carbon and biodegradability was assessed from measurements of dissolved organic carbon (DOC) in the influent and effluent, and from the amount of CO2 in the exit gas.
Enda kolkälla var testkemikalien och bionedbrytbarheten bedömdes utifrån mätningar av upplöst organiskt kol (DOC) i inflöde och utflöde och utifrån mängden CO2 i utloppsgasen.
A quite different approach was made by Gloyna et al.
Ett nytt sätt att närma sig frågan hade Gloyna m.fl.
who invented the rotating tubular reactor.
som uppfann den roterande rörformiga reaktorn.
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.
På den inre ytan av ett roterande rör odlades en biofilm på känd ytareal genom passage av ett flöde som tillsattes i övre ändan av det svagt horisontellt lutande röret.
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).
Reaktorn har använts för att studera ytaktiva ämnens bionedbrytbarhet (5) samt för att undersöka biofilmens optimala tjocklek och diffusionen genom filmen (6).
These latter authors further developed the reactor, including modifying it to be able to determine CO2 in the exit gas.
Gloyna m.fl. utvecklade reaktorn ytterligare, bl.a. genom att göra en modifikation som ger möjlighet att bestämma CO2 i utloppsgasen.
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).
Den roterande rörformiga reaktorn har antagits av Standing Committee of Analysts (UK) som en standardmetod för bedömning av både kemikaliers bionedbrytbarhet (7) och avloppsvattens behandlingsmöjlighet och toxicitet (8).
The method described here has the advantages of simplicity, compactness, reproducibility and the need for relatively small volumes of organic medium.
Fördelarna med den metod som beskrivs här är att den är enkel, kompakt, reproducerbar och att det krävs relativt små volymer organiskt medium.
Synthetic or domestic sewage, and the test chemical, in admixture or alone, are applied to the internal surface of a slowly rotating inclined tube.
Syntetiskt avloppsvatten eller avloppsvatten från hushåll, testkemikalien, i blandning eller för sig, appliceras på inre ytan av ett långsamt roterande lutande rör.
A layer of microorganisms, similar to those present on bio-filter media, is built up on the internal surface.
Ett lager mikroorganismer, liknande dem som finns på biofiltermedia, byggs upp på den inre ytan.
The conditions of operation of the reactor are chosen to give adequate elimination of organic matter and, if required, oxidation of ammonium.
Reaktorns driftsbetingelser väljs så att man får adekvat eliminering av organiskt material och, om så krävs, oxidation av ammonium.
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.
Utflödet från röret samlas upp och får antingen sedimentera och/eller filtreras före analys av upplöst organiskt kol (DOC) och/eller testkemikalien med en specifik metod.
Control units receiving no test chemical are operated in parallel under the same conditions for comparative purposes.
Som jämförelse körs kontrollenheter som inte matas med testkemikalie parallellt under samma betingelser.
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.
Skillnaden mellan koncentrationerna DOC i utflödet från test- och kontrollenheterna antas bero på testkemikalien och dess organiska metaboliter.
This difference is compared with the concentration of the added test chemical (as DOC) to calculate the elimination of the test chemical.
Skillnaden jämförs med koncentrationen tillsatt testkemikalie (som DOC) i syfte att kunna beräkna elimineringen av testkemikalien.
Biodegradation may normally be distinguished from bio-adsorption by careful examination of the elimination-time curve.
I regel kan bionedbrytning åtskiljas från bioadsorption genom detaljerad granskning av kurvan för eliminering mot tid.
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.
Bekräftelse fås vanligen genom ett test för lätt bionedbrytbarhet (syreupptagning eller koldioxidproduktion) där man använder ett acklimatiserat inokulat som tas i slutet av testet från de reaktorer som matas med testkemikalien.
The purity, water solubility, volatile and adsorption characteristics of the test chemical should be known to enable correct interpretation of results to be made.
Testkemikaliens renhet, vattenlöslighet, flyktighet och adsorptionsegenskaper bör vara kända för att resultaten ska kunna tolkas korrekt.
Normally, volatile and poorly soluble chemicals cannot be tested unless special precautions are taken (see Appendix 5 to chapter C.10 A).
I regel kan flyktiga och dåligt lösliga kemikalier inte testas om inte särskilda åtgärder vidtas (se tillägg 5 till kapitel C.10 A).
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.
Dessutom bör den kemiska strukturen eller minst den empiriska formeln vara känd för att kunna kalkylera teoretiska värden och/eller kontrollera uppmätta parametervärden, t.ex. teoretisk syreförbrukning (ThOD) och DOC.