CC BY
13
ческих научных работ Омск. мед. ин-та. Омск, 1958, в. 4, с. 70. — Мухин А. П. Некоторые гигиенические вопросы центрального водоснабжения в экспериментальной их обработке. Смоленск, 1935. — Петров Ю. Л., Тихомирова Л. Д. Лабор. дело, 1961, № 8, с. 28.—Цитович И. С. Труды Ростовск. мед. ин-та. Ростов-на-Дону, 1940, № 7, с. 70. — Ч е р к и н с к и й С. Н., Трахтман Н. Н. Обеззараживание питьевой воды. М., 1962. — В 1 a b a u m С. J., N i с h о 1 s М. S., J. Am. Water Works Ass., 1956, v. 48, p. 1503. — Muegge O. J., Jbid., p. 1507.
Поступила 1/X 1969 r.
THE ACTION OF FREE CHLORINE IN THE DRINKING-WATER ON THE ORGANISM
\M. A. Gubar], T. P. Bogdanova, A. T. Voronov, T. P. Butuchenkova
The published data on the effect produced on the body by the use of chlorinated water are contradictory. The authors investigated the capacity of the oral mucous membrane and that of the gastric juice of man to adsorb active chlorine from water and the resistance of the mucous membrane to its irritating action. The irritating effect of active chlorine on the upper sections of the digestive tract in case of a long-term use of chlorinated water was studied in a test carried out on albino rats. The residual chlorine concentrations in water within the level of 2.5 mg/1 were found to be practically innocuous.
УДК 628.39:614.777(260)
МЕТОД РАСЧЕТА КАЧЕСТВА МОРСКОЙ ВОДЫ С УЧЕТОМ РАЗБАВЛЕНИЯ СТОЧНЫМИ ВОДАМИ
Кандидаты техн. наук А. М. Айтсам, X. А. Вельнер, Л. Л. Пааль Таллинский политехнический институт
При санитарном контроле за качеством воды в водоемах, а также при оценке степени очистки сточных вод в очистных сооружениях исходят из допустимых значений концентраций загрязняющих веществ. При этом необходимо знать закономерности разбавления и превращения загрязняющих веществ в водоемах. Часто при расчете качества морской воды в бухтах используются зависимости М. А. Руффеля. Однако, как показывает опыт, указанные формулы дают удовлетворительные результаты лишь применительно к тем условиям, для которых они были составлены.
Мы попытались на основании полуэмпирической теории турбулентной диффузии дать простые расчетные зависимости, которые для удобства представлены в виде номограмм. В статье приводятся также основные технико-экономические расчеты при определении необходимой степени очистки сточных вод в случае глубоководного канализационного морского выпуска.
Участок морского побережья, куда может быть осуществлен выпуск сточных вод, определяется территориальным расположением города, поселка или промышленного предприятия. Будем считать, что качество воды в зоне водопользования при расчетных условиях соответствует нормативам, т. е. концентрация лимитирующего ингредиента загрязнения не превышает нормативное 5], где 5— концентрация вещества загрязнения (в мг/л), [ 5] — нормативная концентрация вещества в мг/л, определяемая Санитарными правилами № 483-64, а также требованиями рыбоохраны и промышленности.
Поставим перед собой задачу определить длину Ь и глубину Н канализационного морского выпуска и соответствующую ему степень очистки сточных вод, исходя из допускаемой загрузки водоема сточными водами. Для этого необходимо определить закономерности распространения в море концентраций загрязнений (А. М. Айтсам).
Рассмотрим случай загрязнения водоема сточными водами, содержащими в качестве лимитирующего ингредиента стабильные (консервативные)
вещества загрязнения (например, соли щелочных металлов), концентрация которых изменяется исключительно за счет разбавления сточных вод. Относительная концентрация вещества 5 на свободной поверхности моря на расстоянии х метров от выпуска может определяться (рис. 1) как
4--5.2.
/г
Ф
В
(1)
где 50 — концентрация расчетного ингредиента на выпуске сточных вод (в мг/л)\ (1 — диаметр выпуска (в м), причем <1 = ; — расход сточ-
ных вод (в м3/сек); У0 — скорость (в м/сек) в выпуске; Л — глубина выпуска (в м)\ В — половина ширины пятна в створе выпуска, которая в первом приближении [£=0,6 /г); О— коэффициент турбулентной диффузии (в м*/сек), равный в первом приближении в условиях побережья Балтийского моря 0,05—0,5 мг/сек 2; и — средняя по вертикали скорость постоянного течения (в м/сек-, в районе северного побережья Эстонской ССР может приниматься в первом приближении 0,1 м/сек); ф— у$_ интеграл вероятности (функция ошибок), определяемый по математическим справочникам.
/////////////У/
С1)
\
6т
в II
28=1.2*1
с/
Факел загрязнения
Рис. 1. Расчетная схема морского глубоководного канализационного выпуска.
Рис. 2. Предельная граница применяе-5
мости формулы (2) (при-^- =0,02)
5 - _ (1
Следует иметь в виду, что первые члены уравнения (1) — ха-
рактеризуют степень разбавления сточных вод в вертикальном факеле, т. е. 5=5,50 определяют концентрацию вещества на поверхности моря над выпуском.
Формула (1) после преобразования с учетом указанных выше ограничений примет вид:
4=5,9
Оо
V*
ьуу,
^Ф 0,3
(П
1 Решение уравнения полуэмпирической диффузии и использованные при этом граничные условия при выводе (1) приведены в работе А. М. Айтсам.
2 Для упрощения настоящей статьи мы перед собой не ставили задачи описывать исчерпывающие зависимости для определения коэффициента диффузии и скорости течения воды в море, а привели лишь наиболее часто встречающиеся значения этих величин. При необходимости более детального определения этих параметров следует обратиться к специальной литературе (Н. И. Егоров; А. И. Монин и А. М. Яглом).
Для превращающихся веществ формула (Г) примет вид:
где 5 * — концентрация превращающихся веществ на свободной поверхности моря на расстоянии х метров от выпуска; к—коэффициент скорости превращения веществ загрязнения.
Обычно считают, что при увеличении длины и вместе с этим глубины выпуска сточных вод концентрация загрязнений на свободной поверхности моря уменьшается. Однако изучение этого процесса и анализ зависимостей {1) и (2), при некоторых сочетаниях параметров, входящих в формулы (I) и (2), показывают, что увеличение длины выпуска не приводит к добавоч-
/ Уд . * \
Рис. 3. Номограмма 1: | ' р- у ' для
определения длины морского глубоководного канализационного выпуска.
«ому уменьшению концентрации загрязнений. Действительно, концентрация загрязнений на свободной поверхности моря образуется вследствие разбавления сточных вод в вертикальном направлении в восходящей струе и в горизонтальном направлении в диффузном пятне загрязнений. Концентрация загрязнений в вертикальной струе уменьшается обратно пропорционально расстоянию от выпуска. Однако при этом увеличивается ширина пятна загрязнения на свободной поверхности моря, что обусловливает менее интенсивное снижение концентрации в пятне диффузии. Естественно, что при некоторой комбинации параметров, входящих в уравнения (1) и (2), дальнейший прирост длины и глубины выпуска не приведет к снижению концентрации загрязнений на заданном расстоянии. Таким образом, применение формул (1) и (2) ограничивается. Это видно из рис. 2 —
кривая Лмакс= / формулы применимы, если точка, определяе-
(и . у\ \
мая координатами! "1. I, располагается выше заштрихованной на рис. 2 линии.
Решим сперва задачу для стабильных веществ согласно уравнению [1 К Для облегчения расчетов по (I) составлена номограмма 1 (рис. 3), которая позволяет с достаточной точностью производить выбор параметров и сводится к следующему.
Пусть будут заданы: расход поступающих в море по одному трубопроводу сточных вод (2 (в м3/сек), скорость течения в море V (в м/сек), коэффициент турбулентной диффузии Б (в м2/сек), скорость на выпуске трубопровода сточных вод (в м/сек) и допускаемая относительная концентрация
вещества загрязнения в море которая в свою очередь задается Са-
нитарными требованиями или требованиями рыбоохраны (151), а также степенью очистки сточных вод, определяющей концентрацию на выпуске коллектора (50).
_У0__ _
Обозначим: л^у» ~ т и х ~ Р' Зададим произвольную глубин у
выпуска (в пределах реальных глубин моря изучаемого морского побережья
Ч,
1, —4-,
—
Рис. 4. График Л=/ (*), для определения длины морского глубоководного канализационного выпуска.
3,0 5,0 К [КМ}
Рис. 5. График Л=/ (*) к примеру расчета
Подсчитав т1 и зная определяем из номограммы / (см. рис. 3)
^ == ._
Рг. Далее подсчитываем 1 2
Р у
Аналогично определяем хг, . . ., при заданных Л2, И3...... Л^
По полученным данным составляем график А=/ (л:) на рис. 4, на который наносим также линию морского дна. Точка пересечения линий и определяет расчетные параметры (х, К). Пример 1.
Задано: <7=1,0 м3/сек, и=0,1 м/сек, 0=0,2м2/сек, г0= 1,0 л/сек, = =0,02.
Принимаем 10 м и определяем т1 = = 0,10. Из номограммы /
находим р1=0,10. Далее определяем:
Ю»
х, =
\0]/ 1,0
- 5000 м.
При Ла=20 м, Тогда
1 ~~ 0,20 п I 2—— и>1 0,10
тг ~ = 0,05 иЯ„ = 0 21
20»/ 1,0 2 и>
х. =
20»
0,21'
0,20 0,10
= 4540 м.
При А3 = 30 м,
Определяем
/я, =
=0,033 иР3=0,34. 30^1,0 3
зо2
0 34*^ и,Л4 0,10
= 3880 Л(.
Для условий северного побережья Эстонской ССР определяем из рис. 5 с запасом длину морского выпуска лгр=4200 м (см. рис. 1) и соответствующую ему глубину Лр=25,7 м, так как при волнении моря пятно загрязнения прерывается, что приводит к дополнительному снижению концентрации ингредиента.
В том случае, когда мы рассматриваем изменение концентрации неконсервативного (превращающегося) вещества загрязнения (например, по ВПК), задача решается согласно уравнению (2). Очевидно, что, разделив
уравнение (2) на уравне-
ние (1), получаем:
= е
= А.
(3)
где А — коэффициент неконсервативности, учитывающий в первом приближении динамику превращения веществ загрязнения в водоеме.
Чтобы облегчить расчеты, уравнение (3) представлено на рис. 6 в виде номограммы 2.
Рассмотрим ход решения задачи.
Пусть будут заданы: q, ь, £>, V0, к (обозначения прежние). Примем произвольные значения и хх и определим по номограмме 1 . Далее
5*
х, от-
1,0 г,о э,о щ 5,о
Рис. 6. Номограмма 2 для определения А=еп .
определим по номограмме 2 Ах и подсчитаем р- = А Затем при =сопб1 определим при свободно задаваемых величинах х0, х3, . носительные концентрации , коэффициенты неконсервативности А{ и
с
подсчитаем относительные концентрации неконсервативного вещества ^г- .
0
По полученным данным строим график ^ = / (х) — рис. 7. Зная допускаемую концентрацию изучаемого ингредиента (например, БПК=6 мг/л = 15*1) и 50> наносим на рис. 7 относительную допускаемую концентра-
цию
.50 J >которая определяет х1р.
Повторим расчеты при иных свободно заданных глубинах Н2, Н3, . . ., /11 (в пределах реальных глубин данного побережья) и определяем соответствующие им х2р, хзр, ..., л:1р . Далее строим график Л=/ (*р) и наносим на него, аналогично изложенному выше, линию дна моря (см. рис. 4). Пересечение линий определяет расчетные параметры ** и А* морского выпуска при Я^сог^ . Общая длина выпуска Ь определяется в первом приближении как 1^=х'р+х0, где л:0 — ширина зоны морского побережья, в которой качество воды должно соответствовать нормативному (см. рис. 1).
из
Пример II. Определим длину морского выпуска для исходных данных примера I, учитывая неконсервативность вещества загрязнения (/с=0,3 Мсут-ки=3,47-10 "6 1 /сек).
Принимаем /гг=10 м (согласно карте изобат района выпуска). Далее
и _ кх 3. 47-ю-«-5-Ю3 _ п 17 зададимся хг=5000 м и определяем "1--=-[^рт--и,1 / .
Г, *_= 1/о2-^-° = ОЛ м, У0~ 1.0 П]
При у^х " °-10 = ТортГ"= ' полУчаем
с
номограммы 1 ^-=0,02. Затем из номограммы при /г1=0,17 получаем
"О
Л=0,85. Относительную концентрацию на расстоянии *=5000 м определяем с учетом неконсервативности вещества загрязнения как:
= А =0,02-0,85 = 0,017.
"О "о
г-т оппп 3,47- 10-в-3-103 „ ,п При хг=3000л, /г2=—-¡^-=0,Ю
10-1 и Л =0,9;
h ^__10
далее
хр *[м1
S*
= 0 13 Рис- 7. График -я- = / (х), для опреде-' * ^о
' ПРИ l/n x Vo 2.3000 ' '
У D— V ления хр
= 0,025 и ~ = 0,025 • 0,9 = 0,0225.
о лпл 3,47-10-8 -2- 10s „ ЛО[.
При х3 = 2000 м, п3 = —-j^j-=0,17 и А =0,85;
при
h 10 =0,16,
/ ~ * /л « 2000 У D— У 0,2та
А = 0,032 и = 0,032 ■ 0,85 = 0,034.
•Jo "О
Повторив аналогичный расчет при Л=20 и 30 л<, можно построить кри-S*
вые -я—= f(x), на основании которых на рис. 5 наносится кривая IIг ¿0
пересечение которой с линией дна моря определяет искомую длину выпуска с учетом неконсервативности веществ загрязнения.
Из рис. 5 видно, что в случае неконсервативных веществ загрязнений (к=0,3 х/сутки) необходимая длина выпуска получается несколько меньше (3,4 км), чем при консервативном веществе загрязнения (4,2 км)\ меньше также глубина выпуска h=21 м (вместо 25 м).
Полученное решение соответствует предварительно заданной степени очистки сточных вод So . Для определения оптимального варианта выпуска при произвольно задаваемых длинах морского выпуска Lj и соответствующим им глубинам h{ определяем по номограммам 1 и 2 допустимые концентрации сточных вод на выпуске 5 '0 , т. е. необходимые степени очистки сточных вод как ASCT = SCT—S0' , где 5СТ — концентрации расчетного ингредиента в сбрасываемых стоках.
Очевидно, чем длиннее морской выпуск, тем он дороже, однако тем меньше требуемая степень очистки сточных вод, т. е. стоимость очистки сооружений. В каждом конкретном случае оптимальное решение может быть получено с площадью технико-экономических расчетов, т. е. нужно определить такую длину выпуска и степень очистки сточных вод, при которых их суммарные приведенные затраты будут минимальными.
ЛИТЕРАТУРА Руффвль М. А. Водоснабжение и сан. техника, 1957, № 7, с. 13.
Поступила 13/III 1969 т.
A METHOD OF QUALIFICATION OF SEA WATER WITH DUE REGARD FOR THE
EXTENT OF SEWAGE DILUTION
A. M. Aitsam, Kh. A. Velner, L. L. Paal
On the basis of semiempirical theory of turbulent diffusion the authors present simple and sufficiently exact ratios for calculating the concentration of the contaminating substances in sea gulfs. For convenience the ratios are given in the form of nomograms. Besides, the paper presents technical and economical calculations for determining the necessary extent of sewage decontamination in case of its discharge into the deep sea.
УДК 613.632.4:668.741.31
ЭКСПЕРИМЕНТАЛЬНОЕ ОБОСНОВАНИЕ ПРЕДЕЛЬНО ДОПУСТИМЫХ КОНЦЕНТРАЦИЙ ПАРА-ФЕНЕТИДИНА И СОЛ Я НО КИСЛО ГО ПАРА-ФЕНЕТИДИНА В ВОЗДУХЕ РАБОЧЕЙ ЗОНЫ
Кандидаты мед. наук Н. М. Василенко, А. А. Наконечный Харьковский научно-исследовательский институт гигиены труда и профзаболеваний
Пара-фенетидин (ИФ) и его соль — солянокислый пара фенетидин (сПФ) широко применяются в анилинокрасочной промышленности (производство кубового красителя тиоиндиго оранжевого КХ, триарилметановых красителей, азотола ПФ), в фармацевтической промышленности для получения ряда лекарственных препаратов (фенацетин, риванол и др.), в процессе синтеза антиоксидантов, стабилизаторов (в частности, цианэтилпара-фенетидина) для пластмасс и при изготовлении синтетического заменителя сахара — дульцина. Кроме того, ПФ используют в качестве индикатора для микроопределения некоторых металлов (Mod и Morvay).
По химическому строению ПФ и СПФ являются производными ароматических аминов — этоксианилинами. ПФ (C2HsOC„H 4NH2)— маслянистая жидкость с плотностью 1,0652 г!см3 (при 15,9"), температурой плавления 2,0—4,7°, температурой кипения 248,6—254,7°, хорошо растворимая в эфире, этаноле и разбавленных кислотах. СПФ (С2Н5ОС„Н 4NH2- HCl)— твердое вещество в виде пластинок с температурой плавления 234—237°, хорошо растворимое в воде.
В литературе указывается на способность ПФ вызывать отравления у людей при ингаляционном воздействии и контакте с кожей (Bonzanigo; И. А. Маянц; С. 3. Костюкова; Pacseri и соавт.). Эти наблюдения согласуются с экспериментальными данными И. С. Александрова (1936а, б), Л. И. Шварцера, Brodie, Axelrod, Baader и соавт., свидетельствующими о мет- и сульфгемоглобинобразующей активности ПФ. Сведения о токсикологических особенностях СПФ ограничиваются лишь данными Smith, Williams, касающимися метаболизма этого вещества в организме кроликов.
Гигиенические исследования, проведенные на одном из химических предприятий, показали, что в производстве ПФ воздушная среда загрязнена парами этого вещества в концентрациях 0,5—1,7 мг/м3. В производстве кубового красителя тиоиндиго оранжевого КХ, где в качестве сырья применяется СПФ, в воздухе рабочей зоны обнаружена его пыль в концентрациях от 5 до 2990 мг'м3 при дисперсности частиц, не превышающей 5 мк в 91,5—97,9%.
От лиц, контактирующих в процессе работы с ПФ и СПФ, поступают жалобы на першение в горле, тошноту, головокружение, головные боли,
