Indicateurs chimiques de la pollution organique de l'eau. Les indicateurs sont des indicateurs indirects de la pollution organique de l'eau

Von + 2Vf = Vmo

)Vk = 2(Vmo - Vph)

5. Vph = Vmo. Les carbonates et les bicarbonates sont absents dans l'échantillon d'origine, et la consommation d'acide est due à la présence d'alcalis forts contenant des anions hydroxo.
La présence d'anions hydroxo libres en quantités appréciables (cas 4 et 5) n'est possible que dans les eaux usées.
Les résultats de titrage pour la phénolphtaléine et le méthylorange permettent de calculer l'indice d'alcalinité de l'eau, qui est numériquement égal au nombre d'équivalents acides utilisés pour titrer un échantillon de 1 litre.
Dans le même temps, la consommation d'acide lors du titrage par la phénolphtaléine caractérise l'alcalinité libre, et par le méthylorange - l'alcalinité totale, qui est mesurée en mg-eq/l. L'indice d'alcalinité est utilisé en Russie, en règle générale, dans l'étude des eaux usées. Dans certains autres pays (États-Unis, Canada, Suède, etc.), l'alcalinité est déterminée lors de l'évaluation de la qualité des eaux naturelles et est exprimée en concentration massique en équivalent CaCO3.

Il convient de garder à l'esprit que, lors de l'analyse des déchets et des eaux naturelles polluées, les résultats obtenus ne reflètent pas toujours correctement les valeurs d'alcalinité libre et totale, car dans l'eau, en plus des carbonates et des hydrocarbures, des composés de certains autres groupes peuvent être présents (voir "Alcalinité et acidité").

5.2. sulfates

Les sulfates sont des composants communs des eaux naturelles. Leur présence dans l'eau est due à la dissolution de certains minéraux - les sulfates naturels (gypse), ainsi qu'au transfert des sulfates contenus dans l'air avec les pluies. Ces derniers se forment lors de réactions d'oxydation en atmosphère d'oxyde de soufre (IV) en oxyde de soufre (VI), la formation d'acide sulfurique et sa neutralisation (complète ou partielle) :

2SO2+O2=2SO3
SO3+H2O=H2SO4
La présence de sulfates dans les eaux usées industrielles est généralement due à des processus technologiques se produisant avec l'utilisation d'acide sulfurique (production d'engrais minéraux, production de produits chimiques). Les sulfates dans l'eau potable n'ont pas d'effet toxique sur l'homme, mais aggravent le goût de l'eau : la sensation gustative des sulfates se produit à leur concentration de 250-400 mg/l. Les sulfates peuvent provoquer des dépôts dans les canalisations lorsque deux eaux de compositions minérales différentes sont mélangées, comme le sulfate et le calcium (précipités de CaSO4).

Le CPM des sulfates dans l'eau des réservoirs à usage domestique et de boisson est de 500 mg/l, l'indicateur limite de nocivité est organoleptique.

5.3. chlorures

Les chlorures sont présents dans presque toutes les eaux douces de surface et souterraines, ainsi que dans l'eau potable, sous forme de sels métalliques. Si du chlorure de sodium est présent dans l'eau, il a déjà un goût salé à des concentrations supérieures à 250 mg/l ; dans le cas des chlorures de calcium et de magnésium, la salinité de l'eau se produit à des concentrations supérieures à 1000 mg/l. C'est par l'indicateur organoleptique - goût que la MPC de l'eau potable pour les chlorures (350 mg/l) a été établie, l'indicateur limite de nocivité est organoleptique.
De grandes quantités de chlorures peuvent se former dans les processus industriels de concentration de solution, d'échange d'ions, de salage, etc., formant des eaux usées à forte teneur en anions chlorure.
Des concentrations élevées de chlorures dans l'eau potable n'ont pas d'effets toxiques sur les humains, bien que les eaux salines soient très corrosives pour les métaux, nuisent à la croissance des plantes et provoquent la salinisation des sols.

6. Résidu sec

Le résidu sec caractérise la teneur en substances dissoutes non volatiles (principalement minérales) et en substances organiques dans l'eau dont le point d'ébullition dépasse 105-110 ° C.

La valeur du résidu sec peut également être estimée par la méthode de calcul. Dans ce cas, il est nécessaire de résumer les concentrations de sels minéraux dissous dans l'eau, ainsi que les substances organiques obtenues à la suite d'analyses (l'hydrocarbonate est additionné à 50%). Pour l'eau potable et naturelle, le résidu sec est pratiquement égal à la somme des concentrations massiques d'anions (carbonate, bicarbonate, chlorure, sulfate) et de cations (calcium et magnésium, ainsi que celles déterminées par la méthode de calcul du sodium et du potassium ).

La valeur du résidu sec pour les eaux de surface des réservoirs à usage ménager et domestique ne doit pas dépasser 1000 mg/l (dans certains cas, jusqu'à 1500 mg/l sont autorisés).

7. Dureté générale, calcium et magnésium

La dureté de l'eau est l'une des propriétés les plus importantes qui revêt une grande importance dans l'utilisation de l'eau. S'il y a des ions métalliques dans l'eau, qui forment des sels insolubles d'acides gras avec du savon, alors dans une telle eau, il est difficile de former de la mousse lors du lavage des vêtements ou du lavage des mains, ce qui entraîne une sensation de dureté. La dureté de l'eau a un effet néfaste sur les canalisations lorsque l'eau est utilisée dans les réseaux de chauffage, entraînant la formation de tartre. Pour cette raison, des produits chimiques spéciaux "adoucissants" doivent être ajoutés à l'eau. La dureté de l'eau est due à la présence de sels minéraux solubles et peu solubles, principalement du calcium (Ca2 + ") et du magnésium (Mg2 +).

La valeur de la dureté de l'eau peut varier considérablement en fonction du type de roches et de sols qui composent le bassin versant, ainsi que de la saison et des conditions météorologiques. La dureté totale de l'eau dans les lacs et les rivières de la toundra, par exemple, est de 0,1-0,2 mg-eq/l, et dans les mers, les océans, les eaux souterraines atteignent 80-100 mg-eq/l et même plus (Mer Morte) . En tableau. 11 montre les valeurs de la dureté totale de l'eau de certaines rivières et réservoirs en Russie.

Les valeurs de la dureté totale de l'eau de certaines rivières et réservoirs en Russie

De tous les sels liés aux sels de dureté, on distingue les bicarbonates, les sulfates et les chlorures. La teneur en autres sels solubles de calcium et de magnésium dans les eaux naturelles est généralement très faible. La dureté attachée à l'eau par les hydrocarbures est appelée hydrocarbure, ou temporaire, car. Les hydrocarbures lorsque l'eau bouillante (plus précisément, à une température supérieure à 60 ° C) se décomposent avec la formation de carbonates peu solubles (Mg (HC03) 2 dans les eaux naturelles est moins courant que Ca (HCO3) 2, car les roches de magnésite ne sont pas Par conséquent, dans les eaux douces, la dureté dite calcique prévaut):

CaHCO3>CaCO3v+H2O+CO2

Dans des conditions naturelles, la réaction ci-dessus est réversible, cependant, lorsque les eaux souterraines (souterraines), qui ont une dureté temporaire importante, remontent à la surface, l'équilibre se déplace vers la formation de CO2, qui est éliminé dans l'atmosphère. Ce processus conduit à la décomposition des bicarbonates et à la précipitation de CaCO3 et MgCO3. De cette façon, des variétés de roches carbonatées appelées tufs calcaires se forment.
En présence de dioxyde de carbone dissous dans l'eau, la réaction inverse se produit également. C'est ainsi que la dissolution, ou le lessivage, des roches carbonatées se produit dans des conditions naturelles.

La dureté due aux chlorures ou aux sulfates est dite constante, car. ces sels sont stables lorsqu'ils sont chauffés et bouillis dans l'eau.
Dureté totale de l'eau, c'est-à-dire la teneur totale en sels solubles de calcium et de magnésium, est appelée "dureté totale".

En raison du fait que les sels de dureté sont des sels de différents cations ayant des poids moléculaires différents, la concentration des sels de dureté, ou dureté de l'eau, est mesurée en unités de concentration équivalente - le nombre de g-eq / l ou mg-eq / l. Avec une dureté allant jusqu'à 4 mg-eq/l, l'eau est considérée comme douce ; de 4 à 8 meq/l - dureté moyenne ; de 8 à 12 meq/l - dur ; supérieure à 12 meq/l - très dure (il existe aussi une autre classification des eaux selon les degrés de dureté)/l), l'indicateur limite de nocivité est organoleptique.

La valeur admissible de la dureté totale pour l'eau potable et les sources d'approvisionnement centralisé en eau ne dépasse pas 7 mg-eq / l (dans certains cas - jusqu'à 10 mg-eq / l), l'indicateur limitant de nocivité est organoleptique.

8. Teneur totale en sel

Pour calculer la teneur totale en sel par la somme des concentrations massiques des principaux anions sous forme d'équivalent milligramme, leurs concentrations massiques déterminées lors de l'analyse et exprimées en mg/l sont multipliées par les coefficients indiqués dans le tableau. 12, après quoi ils sont résumés.

Facteurs de conversion de concentration

La concentration du cation potassium dans ce calcul (pour les eaux naturelles) est classiquement prise en compte comme la concentration du cation sodium. Le résultat obtenu est arrondi aux nombres entiers (mg/l)

9. Oxygène dissous
L'oxygène est toujours présent sous forme dissoute dans les eaux de surface. La teneur en oxygène dissous (OD) dans l'eau caractérise le régime d'oxygène d'un réservoir et est d'une importance primordiale pour évaluer l'état écologique et sanitaire d'un réservoir. L'oxygène doit être contenu dans l'eau en quantité suffisante, assurant les conditions de la respiration des organismes aquatiques. Il est également nécessaire à l'auto-épuration des masses d'eau, car il participe aux processus d'oxydation des impuretés organiques et autres, et à la décomposition des organismes morts. Une diminution de la concentration de RK indique une modification des processus biologiques dans le réservoir, une pollution du réservoir par des substances biochimiquement oxydées de manière intensive (principalement organiques). La consommation d'oxygène est également déterminée par les processus chimiques d'oxydation des impuretés contenues dans l'eau, ainsi que par la respiration des organismes aquatiques.
L'oxygène pénètre dans le réservoir en le dissolvant au contact de l'air (absorption), ainsi qu'à la suite de la photosynthèse par les plantes aquatiques, c'est-à-dire à la suite de processus physico-chimiques et biochimiques.L'oxygène pénètre également dans les masses d'eau avec l'eau de pluie et de neige. il existe de nombreuses raisons qui provoquent une augmentation ou une diminution de la concentration d'oxygène dissous dans l'eau.
L'oxygène dissous dans l'eau se présente sous la forme de molécules d'O2 hydratées. La teneur en oxygène dépend de la température, de la pression atmosphérique, du degré de turbulence de l'eau, de la quantité de précipitations, de la salinité de l'eau, etc. À chaque valeur de température, il existe une concentration d'oxygène à l'équilibre, qui peut être déterminée à partir de tables de référence spéciales compilées pour une pression atmosphérique normale. . Le degré de saturation de l'eau en oxygène, correspondant à la concentration d'équilibre, est supposé être de 100 %. La solubilité de l'oxygène augmente avec la diminution de la température et de la minéralisation, et avec l'augmentation de la pression atmosphérique.
Dans les eaux de surface, la teneur en oxygène dissous peut varier de 0 à 14 mg/l et est soumise à d'importantes fluctuations saisonnières et journalières. Une carence importante en oxygène peut survenir dans les masses d'eau eutrophisées et fortement polluées. Une diminution de la concentration d'OD à 2 mg/l provoque une mort massive de poissons et d'autres organismes aquatiques.

Dans l'eau des réservoirs à n'importe quelle période de l'année jusqu'à midi, la concentration de RK doit être d'au moins 4 mg / l. La CPM de l'oxygène dissous dans l'eau pour les réservoirs de pêche est fixée à 6 mg/l (pour les espèces de poissons de valeur) ou à 4 mg/l (pour les autres espèces).
L'oxygène dissous est un composant très instable de la composition chimique des eaux. Lors de sa détermination, l'échantillonnage doit être effectué avec un soin particulier: il faut éviter le contact de l'eau avec l'air jusqu'à ce que l'oxygène soit fixé (le liant en un composé insoluble).
Lors de l'analyse de l'eau, la concentration de RK est déterminée (en mg / l) et le degré de saturation de l'eau avec celle-ci (en%) par rapport à la teneur à l'équilibre à une température et une pression atmosphérique données.
Le contrôle de la teneur en oxygène dans l'eau est un problème extrêmement important, qui intéresse presque tous les secteurs de l'économie nationale, y compris la métallurgie ferreuse et non ferreuse, l'industrie chimique, l'agriculture, la médecine, la biologie, la pêche et l'industrie alimentaire. et les services de protection de l'environnement. La teneur en RK est déterminée à la fois dans les eaux naturelles non contaminées et dans les eaux usées après traitement. Les procédés de traitement des eaux usées s'accompagnent toujours du contrôle de la teneur en oxygène. La détermination de l'OD fait partie de l'analyse pour déterminer un autre indicateur important de la qualité de l'eau - la demande biochimique en oxygène (DBO).

10. Demande biochimique en oxygène (DBO)
Les substances organiques sont toujours présentes dans l'eau naturelle des réservoirs. Leurs concentrations peuvent parfois être très faibles (par exemple, dans les eaux de source et de fonte). Les sources naturelles de substances organiques sont les restes en décomposition d'organismes d'origine végétale et animale, vivant dans l'eau et tombant dans le réservoir à partir du feuillage, de l'air, des rives, etc. Outre les sources naturelles, il existe également des sources technogéniques de substances organiques : entreprises de transport (produits pétroliers), usines de pâtes et papiers et de transformation du bois (lignines), usines de transformation de la viande (composés protéiques), effluents agricoles et fécaux, etc. Les polluants organiques pénètrent dans le réservoir de différentes manières, principalement avec les égouts et les précipitations de surface du sol.
Dans des conditions naturelles, les substances organiques présentes dans l'eau sont détruites par des bactéries, subissant une oxydation biochimique aérobie avec formation de dioxyde de carbone. Dans ce cas, l'oxygène dissous dans l'eau est consommé pour l'oxydation. Dans les masses d'eau à forte teneur en matière organique, la majeure partie de l'AR est consommée pour l'oxydation biochimique, privant ainsi d'autres organismes d'oxygène. Dans le même temps, le nombre d'organismes plus résistants à une faible teneur en AR augmente, les espèces oxygénantes disparaissent et des espèces tolérantes au manque d'oxygène apparaissent. Ainsi, dans le processus d'oxydation biochimique des substances organiques dans l'eau, la concentration de DO diminue, et cette diminution est indirectement une mesure de la teneur en substances organiques dans l'eau. L'indicateur correspondant de la qualité de l'eau, qui caractérise la teneur totale en substances organiques dans l'eau, est appelé demande biochimique en oxygène (DBO).
La détermination de la DBO est basée sur la mesure de la concentration de RA dans un échantillon d'eau immédiatement après l'échantillonnage, ainsi qu'après l'incubation de l'échantillon. L'échantillon est incubé sans accès à l'air dans un flacon à oxygène (c'est-à-dire dans le même récipient où la valeur du RK est déterminée) pendant le temps nécessaire à la réaction d'oxydation biochimique.
Étant donné que la vitesse de la réaction biochimique dépend de la température, l'incubation est effectuée en mode température constante (20 ± 1) ° C et la précision de l'analyse de la DBO dépend de la précision du maintien de la valeur de température. Habituellement, la DBO est déterminée pendant 5 jours d'incubation (DBO5) (la DBO10 pendant 10 jours et la DBOtot pendant 20 jours peuvent également être déterminées (dans ce cas, environ 90 et 99 % des substances organiques sont oxydées, respectivement)), cependant, la teneur de certains composés est caractérisée de manière plus informative par la valeur de la DBO pendant 10 jours ou pour la période d'oxydation complète (DBO10 ou DBOtotal, respectivement). Une erreur dans la détermination de la DBO peut également être introduite par l'illumination de l'échantillon, qui affecte l'activité vitale des micro-organismes et peut, dans certains cas, provoquer une oxydation photochimique. Par conséquent, l'incubation de l'échantillon est effectuée sans accès à la lumière (dans un endroit sombre).
La valeur de DBO augmente avec le temps, atteignant une certaine valeur maximale - DBOtotal ; de plus, des polluants de diverses natures peuvent augmenter (diminuer) la valeur de la DBO. La dynamique de la consommation biochimique d'oxygène lors de l'oxydation de substances organiques dans l'eau est illustrée à la Fig. 8.

Riz. 8. Dynamique de la consommation biochimique d'oxygène :

a - substances facilement oxydables ("biologiquement douces") - sucres, formaldéhyde, alcools, phénols, etc.;
c - substances normalement oxydantes - naphtols, crésols, tensioactifs anioniques, sulfanol, etc.;
c - substances fortement oxydées ("biologiquement rigides") - tensioactifs non ioniques, hydroquinone, etc.

Ainsi, la DBO est la quantité d'oxygène en (mg) nécessaire à l'oxydation de la matière organique dans 1 litre d'eau dans des conditions aérobies, sans accès à la lumière, à 20 ° C, pendant une certaine période à la suite de processus biochimiques se produisant dans l'eau.
On suppose provisoirement que la DBO5 est d'environ 70 % de DBOtot, mais peut être de 10 à 90 % selon la substance oxydante.
Une caractéristique de l'oxydation biochimique des substances organiques dans l'eau est le processus de nitrification qui l'accompagne, qui déforme la nature de la consommation d'oxygène.

2NH4++ЗO2=2HNO2+2H2О+2Н++Q
2HNO2+O2=2HNO3+Q
où : Q est l'énergie libérée lors des réactions.

Riz. 9. Modification de la nature de la consommation d'oxygène lors de la nitrification.

La nitrification se déroule sous l'influence de bactéries nitrifiantes spéciales - Nitrozomonas, Nitrobacter, etc. Ces bactéries assurent l'oxydation des composés contenant de l'azote qui sont généralement présents dans les eaux naturelles polluées et certaines eaux usées, et contribuent ainsi à la conversion de l'azote, d'abord à partir de l'ammonium. en nitrite, puis en forme de nitrate

Le processus de nitrification se produit également lors de l'incubation de l'échantillon dans des bouteilles d'oxygène. La quantité d'oxygène utilisée pour la nitrification peut être plusieurs fois supérieure à la quantité d'oxygène nécessaire à l'oxydation biochimique des composés organiques contenant du carbone. Le début de la nitrification peut être fixé au minimum sur le graphique des incréments quotidiens de DBO sur la période d'incubation. La nitrification commence environ le 7ème jour d'incubation (voir Fig. 9), par conséquent, lors de la détermination de la DBO pendant 10 jours ou plus, il est nécessaire d'introduire des substances spéciales dans l'échantillon - des inhibiteurs qui suppriment l'activité vitale des bactéries nitrifiantes, mais ne n'affecte pas la microflore habituelle (c'est-à-dire sur les bactéries - oxydants de composés organiques). Comme inhibiteur, on utilise la thiourée (thiocarbamide) qui est injectée dans l'échantillon ou dans l'eau de dilution à une concentration de 0,5 mg/ml.

Alors que les eaux usées naturelles et domestiques contiennent un grand nombre de micro-organismes qui peuvent se développer en raison de la matière organique contenue dans l'eau, de nombreux types d'eaux usées industrielles sont stériles ou contiennent des micro-organismes qui ne sont pas capables de traitement aérobie de la matière organique. Cependant, les microbes peuvent être adaptés (adaptés) à la présence de divers composés, y compris toxiques. Par conséquent, dans l'analyse de ces eaux usées (elles sont généralement caractérisées par une teneur accrue en substances organiques), une dilution avec de l'eau saturée en oxygène et contenant des additifs de micro-organismes adaptés est généralement utilisée. Lors de la détermination de la DBOtot des eaux usées industrielles, l'adaptation préalable de la microflore est cruciale pour obtenir des résultats d'analyse corrects, car. la composition de ces eaux comprend souvent des substances qui ralentissent considérablement le processus d'oxydation biochimique et ont parfois un effet toxique sur la microflore bactérienne.
Pour l'étude de diverses eaux usées industrielles difficiles à oxyder biochimiquement, la méthode utilisée peut être utilisée dans la variante de détermination de la DBO "totale" (DBOtotale).
Si l'échantillon est très riche en matière organique, de l'eau diluée est ajoutée à l'échantillon. Pour obtenir une précision maximale de l'analyse de la DBO, l'échantillon analysé ou le mélange de l'échantillon avec de l'eau de dilution doit contenir une quantité d'oxygène telle que, pendant la période d'incubation, il y ait eu une diminution de sa concentration de 2 mg/l ou plus, et l'oxygène restant la concentration après 5 jours d'incubation doit être d'au moins 3 mg/l. Si la teneur en RA dans l'eau n'est pas suffisante, l'échantillon d'eau est pré-aéré pour saturer l'air en oxygène. Le résultat le plus correct (précis) est considéré comme le résultat d'une telle détermination, dans laquelle environ 50% de l'oxygène présent à l'origine dans l'échantillon est consommé.
Dans les eaux de surface, la valeur DBO5 varie de 0,5 à 5,0 mg/l ; il est soumis à des variations saisonnières et journalières, qui dépendent principalement des changements de température et de l'activité physiologique et biochimique des micro-organismes. Les modifications de la DBO5 des masses d'eau naturelles sont assez importantes lorsqu'elles sont polluées par les eaux usées.

Norme pour DBOtot. ne doit pas dépasser: pour les réservoirs à usage domestique et d'eau potable - 3 mg / l pour les réservoirs à usage culturel et domestique - 6 mg / l. En conséquence, il est possible d'estimer les valeurs maximales admissibles de DBO5 pour les mêmes masses d'eau, qui sont d'environ 2 mg/l et 4 mg/l.

11. Éléments biogéniques

Les éléments biogéniques (biogènes) sont traditionnellement considérés comme des éléments qui entrent, en quantités importantes, dans la composition des organismes vivants. La gamme des éléments classés comme biogéniques est assez large, ce sont l'azote, le phosphore, le soufre, le fer, le calcium, le magnésium, le potassium, etc.
Les enjeux du contrôle de la qualité de l'eau et de l'évaluation environnementale des masses d'eau ont introduit une signification plus large dans le concept d'éléments biogéniques : ils incluent des composés (plus précisément des composants de l'eau), qui, d'une part, sont les déchets de divers organismes, et d'autre part, sont des « matériaux de construction » pour les organismes vivants. Il s'agit tout d'abord des composés azotés (nitrates, nitrites, composés d'ammonium organiques et inorganiques), ainsi que du phosphore (orthophosphates, polyphosphates, esters organiques de l'acide phosphorique, etc.). Les composés soufrés nous intéressent à cet égard, dans une moindre mesure, puisque nous avons considéré les sulfates sous l'aspect d'un composant de la composition minérale de l'eau, et les sulfures et hydrosulfites, s'ils sont présents dans les eaux naturelles, alors en très faible concentration, et peut être détecté par l'odorat.

11.1. Nitrates
Les nitrates sont des sels d'acide nitrique et se trouvent couramment dans l'eau.. L'anion nitrate contient un atome d'azote à l'état d'oxydation maximal "+5". Les bactéries formant des nitrates (fixatrices de nitrates) convertissent les nitrites en nitrates dans des conditions aérobies. Sous influence radiation solaire l'azote atmosphérique (N2) est également converti principalement en nitrates par la formation d'oxydes d'azote. De nombreux engrais minéraux contiennent des nitrates qui, s'ils sont appliqués de manière excessive ou inappropriée sur le sol, entraînent une pollution de l'eau. Les sources de pollution par les nitrates sont également les ruissellements de surface provenant des pâturages, des parcs à bestiaux, des fermes laitières, etc.
L'augmentation de la teneur en nitrates dans l'eau peut servir d'indicateur de pollution de la retenue suite à la propagation de pollutions fécales ou chimiques (agricoles, industrielles). Les fossés riches en eau nitrée détériorent la qualité de l'eau d'un réservoir, stimulent le développement massif de la végétation aquatique (principalement des algues bleues) et accélèrent l'eutrophisation des réservoirs. L'eau potable et les aliments contenant de grandes quantités de nitrates peuvent également provoquer des maladies, en particulier chez les nourrissons (ce que l'on appelle la méthémoglobinémie). À la suite de ce trouble, le transport de l'oxygène avec les cellules sanguines s'aggrave et le syndrome du «bébé bleu» (hypoxie) se produit. Dans le même temps, les plantes ne sont pas aussi sensibles à une augmentation de la teneur en azote de l'eau que le phosphore.

11.2. Phosphates et phosphore total
Dans les eaux naturelles et usées, le phosphore peut être présent dans différents types. À l'état dissous (parfois dit-on - dans la phase liquide de l'eau analysée), il peut être sous forme d'acide orthophosphorique (H3P04) et de ses anions (H2P04-, HP042-, P043-), sous forme de méta- , pyro- et polyphosphates (ces substances servent à prévenir la formation de tartre, elles font aussi partie des détergents). En outre, il existe une variété de composés organophosphorés - acides nucléiques, nucléoprotéines, phospholipides, etc., qui peuvent également être présents dans l'eau, étant des produits d'activité vitale ou de décomposition d'organismes. Les composés organophosphorés comprennent également certains pesticides.
Le phosphore peut également être contenu à l'état non dissous (dans la phase solide de l'eau), présent sous la forme de phosphates peu solubles en suspension dans l'eau, y compris les minéraux naturels, les protéines, les composés organiques contenant du phosphore, les restes d'organismes morts, etc. Phosphore en phase solide dans les masses d'eau naturelles se trouve généralement dans les sédiments de fond, mais peut se produire, et en grande quantité, dans les déchets et les eaux naturelles polluées.
Le phosphore est un élément essentiel à la vie, mais son excès entraîne une eutrophisation accélérée des masses d'eau. De grandes quantités de phosphore peuvent pénétrer dans les plans d'eau à la suite de processus naturels et anthropiques - érosion des sols de surface, utilisation inappropriée ou excessive d'engrais minéraux, etc.
Le CPM des polyphosphates (tripolyphosphate et hexamétaphosphate) dans l'eau des retenues est de 3,5 mg/l en anion orthophosphate PO43-, l'indicateur limite de nocivité est organoleptique.

11.3. Ammonium

Les composés d'ammonium contiennent un atome d'azote à l'état d'oxydation minimum "-3".
Les cations ammonium sont un produit de décomposition microbiologique de protéines d'origine animale et végétale. L'ammonium ainsi formé est à nouveau impliqué dans le processus de synthèse des protéines, participant ainsi au cycle biologique des substances (cycle de l'azote). Pour cette raison, l'ammonium et ses composés en petites concentrations sont généralement présents dans les eaux naturelles.
Il existe deux principales sources de pollution de l'environnement par les composés d'ammonium. Les composés d'ammonium en grande quantité font partie des engrais minéraux et organiques, dont l'utilisation excessive et inappropriée entraîne la pollution correspondante des masses d'eau. De plus, les composés d'ammonium sont présents en quantités importantes dans les eaux usées (fèces). Les impuretés qui ne sont pas correctement éliminées peuvent pénétrer dans les eaux souterraines ou être emportées par le ruissellement de surface dans les plans d'eau. Les effluents des pâturages et des lieux de rassemblement du bétail, les eaux usées des complexes d'élevage, ainsi que les effluents fécaux domestiques et domestiques contiennent toujours de grandes quantités de composés d'ammonium. Une contamination dangereuse des eaux souterraines par les eaux usées domestiques et fécales se produit lorsque le système d'égouts est dépressurisé. Pour ces raisons, des niveaux élevés d'azote ammoniacal dans les eaux de surface sont généralement un signe de contamination fécale domestique.
Le CPM pour l'ammoniac et les ions ammonium dans l'eau des réservoirs est de 2,6 mg/l (ou 2,0 mg/l pour l'azote ammoniacal). L'indicateur limite de nocivité est sanitaire général.

11.4. Nitrite

Les nitrites sont des sels d'acide nitreux.
Les anions nitrites sont des produits intermédiaires de la décomposition biologique de composés organiques contenant de l'azote. et contiennent des atomes d'azote à l'état d'oxydation intermédiaire "+3". Les bactéries nitrifiantes convertissent les composés d'ammonium en nitrites dans des conditions aérobies. Certains types de bactéries peuvent également réduire les nitrates en nitrites au cours de leur vie, mais cela se produit déjà dans des conditions anaérobies. Les nitrites sont souvent utilisés dans l'industrie comme inhibiteurs de corrosion et dans l'industrie alimentaire comme conservateurs.
En raison de leur capacité à se convertir en nitrates, les nitrites sont généralement absents des eaux de surface. Ainsi, la présence d'une teneur accrue en nitrites dans l'eau analysée indique une pollution de l'eau, et compte tenu des composés azotés partiellement transformés d'une forme à une autre.
Le CPM des nitrites (selon N02-) dans l'eau des retenues est de 3,3 mg/l (ou 1 mg/l d'azote nitrite), l'indicateur limite de nocivité est sanitaire-toxicologique.

12. Fluor (fluorures)

Le fluor sous forme de fluorures peut être contenu dans les eaux naturelles et souterraines, ce qui est dû à sa présence dans la composition de certaines roches et minéraux formant le sol (parents). Cet élément peut être ajouté à l'eau potable afin de prévenir les caries. Cependant, des quantités excessives de fluor ont un effet nocif sur l'homme, provoquant la destruction de l'émail des dents. De plus, un excès de fluor dans l'organisme précipite le calcium, ce qui entraîne des perturbations du métabolisme du calcium et du phosphore. Pour ces raisons, la détermination du fluorure dans l'eau potable, ainsi que dans les eaux souterraines (par exemple l'eau des puits et des puits artésiens) et l'eau des masses d'eau potable, est très importante.
Le MPC pour le fluor dans l'eau potable pour différentes régions climatiques varie de 0,7 à 1,5 mg/l, l'indicateur limite de nocivité est sanitaire-toxique.

13. Métaux

13.1. Total de fer

Le fer est l'un des éléments les plus communs dans la nature. Son contenu en la croûte terrestre est d'environ 4,7 % en poids, de sorte que le fer, en termes de sa prévalence dans la nature, est communément appelé un macronutriment.
Plus de 300 minéraux contenant des composés de fer sont connus. Parmi eux se trouvent le minerai de fer magnétique α-FeO(OH), le minerai de fer brun Fe3O4x H2O, l'hématite (minerai de fer rouge), l'hémite (minerai de fer brun), l'hydrogoethite, la sidérite FeCO3, les pyrites magnétiques FeSx, (x = 1-1,4), nodules de ferromanganèse… Le fer est également un microélément vital pour les organismes vivants et les végétaux ; un élément nécessaire à la vie en petite quantité.
A faible concentration, le fer est toujours présent dans la quasi-totalité des eaux naturelles (jusqu'à 1 mg/l avec MPC pour la teneur en fer 0,3 mg/l) et surtout dans les eaux usées. Le fer peut pénétrer dans ces derniers à partir des eaux usées (eaux usées) des ateliers de décapage et de galvanoplastie, des zones de préparation des surfaces métalliques, des eaux usées de teinture des tissus, etc.
Le fer forme 2 sortes de sels solubles, formant des cations Fe2+ et Fe3+, cependant, le fer peut être trouvé en solution sous de nombreuses autres formes, notamment :
1) sous forme de vraies solutions (aquacomplexes) 2+ contenant du fer (II). Dans l'air, le fer (II) s'oxyde rapidement en fer (III) dont les solutions ont une couleur brune due à la formation rapide de composés hydroxo (les solutions de Fe2+ et Fe3+ elles-mêmes sont pratiquement incolores) ;
2) sous forme de solutions colloïdales dues à la peptisation (décomposition des particules agrégées) de l'hydroxyde de fer sous l'influence de composés organiques ;
3) sous forme de composés complexes avec des ligands organiques et inorganiques. Ceux-ci incluent les carbonyles, les complexes d'arènes (avec des produits pétroliers et d'autres hydrocarbures), les 4-hexacyanoferrates, etc.
Sous une forme insoluble, le fer peut être présent sous la forme de diverses particules minérales solides de diverses compositions en suspension dans l'eau.
A pH > 3,5, le fer (III) n'existe en solution aqueuse que sous forme de complexe, se transformant progressivement en hydroxyde. A pH>8, le fer (II) existe également sous la forme d'un complexe aqua, subissant une oxydation par l'étape de formation du fer (III):

Fe (II) > Fe (III) > FeO (OH) x H2O

Ainsi, puisque les composés de fer dans l'eau peuvent exister dans Formes variées, à la fois en solution et dans les particules en suspension, des résultats précis ne peuvent être obtenus qu'en déterminant le fer total sous toutes ses formes, le soi-disant "fer total".
Le dosage séparé du fer (II) et du fer (III), leurs formes insolubles et solubles, donne des résultats moins fiables concernant la pollution de l'eau par les composés du fer, bien qu'il soit parfois nécessaire de doser le fer sous ses formes individuelles.
Le transfert du fer sous une forme soluble adaptée à l'analyse s'effectue en ajoutant une certaine quantité d'acide fort (nitrique, chlorhydrique, sulfurique) à l'échantillon à pH 1-2.
La gamme des concentrations déterminées de fer dans l'eau est de 0,1 à 1,5 mg/l. La détermination est également possible à une concentration en fer supérieure à 1,5 mg/l après dilution appropriée de l'échantillon avec de l'eau pure.

Le CPM du fer total dans l'eau des réservoirs est de 0,3 mg/l, l'indicateur limite de nocivité- organoleptique.

13.2. Quantité de métaux lourds
Parlant de la concentration accrue de métaux dans l'eau, ils impliquent généralement sa pollution par des métaux lourds (Cad, Pb, Zn, Cr, Ni, Co, Hg, etc.). Les métaux lourds, pénétrant dans l'eau, peuvent exister sous forme de sels toxiques solubles et de composés complexes (parfois très stables), de particules colloïdales, de précipitations (métaux libres, oxydes, hydroxydes, etc.). Les principales sources de pollution de l'eau par les métaux lourds sont la production galvanique, l'exploitation minière, la métallurgie ferreuse et non ferreuse, les usines de construction de machines, etc. Les métaux lourds dans le réservoir entraînent un certain nombre de conséquences négatives : pénétrer dans la chaîne alimentaire et violer composition des tissus biologiques, ils ont de ce fait des effets toxiques directs ou indirects sur les organismes aquatiques. Les métaux lourds pénètrent dans le corps humain par les chaînes alimentaires.
Selon la nature de l'effet biologique, les métaux lourds peuvent être divisés en substances toxiques et microéléments, qui ont une nature fondamentalement différente de l'effet sur les organismes vivants. La nature de la dépendance de l'effet exercé par un élément sur les organismes, en fonction de sa concentration dans l'eau (et donc, en règle générale, dans les tissus corporels), est illustrée à la Fig. dix.

Comme on peut le voir sur la fig. 10, les toxiques ont un effet négatif sur les organismes à n'importe quelle concentration, tandis que les oligo-éléments ont une zone de carence qui provoque un effet négatif (inférieur à Ci), et une zone de concentrations nécessaires à la vie, en cas de dépassement, un négatif l'effet se reproduit (plus que C2). Les toxiques typiques sont le cadmium, le plomb, le mercure; microéléments - manganèse, cuivre, cobalt.
Ci-dessous, nous fournissons de brèves informations sur le physiologique (y compris toxique) de certains métaux, généralement classés comme lourds.

Cuivre. Le cuivre est un oligo-élément présent dans le corps humain principalement sous forme de composés organiques complexes et joue un rôle important dans les processus d'hématopoïèse. La réaction des cations Cu2+ avec les groupes SH des enzymes joue un rôle décisif dans les effets nocifs de l'excès de cuivre. Les modifications de la teneur en cuivre du sérum et de la peau provoquent des phénomènes de dépigmentation cutanée (vitiligo). L'empoisonnement par des composés de cuivre peut entraîner des troubles du système nerveux, une altération des fonctions hépatique et rénale, etc. Le CPM du cuivre dans l'eau des réservoirs à des fins de boisson et de culture est de 1,0 mg/l, l'indicateur limite de nocivité est organoleptique.

Zinc. Le zinc est un oligo-élément et entre dans la composition de certaines enzymes. On le trouve dans le sang (0,5-0,6), les tissus mous (0,7-5,4), les os (10-18), les cheveux (16-22 mg%), (unité de mesure des faibles concentrations, 1 mg %=10- 3) c'est-à-dire principalement dans les os et les cheveux. C'est dans le corps en équilibre dynamique, qui se déplace dans des conditions de fortes concentrations dans l'environnement. L'impact négatif des composés de zinc peut se traduire par un affaiblissement de l'organisme, une morbidité accrue, des phénomènes de type asthmatique, etc. Le CPM du zinc dans l'eau des réservoirs est de 1,0 mg/l, l'indicateur limite de nocivité est sanitaire général.

Cadmium. Les composés de cadmium sont hautement toxiques. Ils agissent sur de nombreux systèmes du corps - les organes respiratoires et le tractus gastro-intestinal, les systèmes nerveux central et périphérique. Le mécanisme d'action des composés du cadmium consiste à inhiber l'activité d'un certain nombre d'enzymes, à perturber le métabolisme phosphore-calcium, à dérèglements métaboliques des microéléments (Zn, Cu, Pe, Mn, Se). Le CPM du cadmium dans l'eau des réservoirs est de 0,001 mg/l, l'indicateur limite de nocivité est sanitaire-toxicologique.

Mercure . Le mercure appartient aux ultramicroéléments et est constamment présent dans le corps, agissant avec la nourriture. Composés inorganiques de mercure (tout d'abord, les cations Hg réagissent avec les groupes SH de protéines («poisons thiol»), ainsi qu'avec les groupes carboxyle et amine des protéines tissulaires, formant des composés complexes puissants - les métalloprotéines. En conséquence, des dysfonctionnements profonds de le système nerveux central se produit , en particulier ses départements supérieurs.Parmi les composés organiques du mercure, le méthylmercure joue le rôle le plus important, qui est très soluble dans les tissus lipidiques et pénètre rapidement dans les organes vitaux, y compris le cerveau.En conséquence, des changements se produisent dans le système nerveux autonome, formations nerveuses périphériques, dans le cœur, les vaisseaux sanguins, les organes hématopoïétiques, le foie, etc., perturbations de l'état immunobiologique du corps Les composés du mercure ont également un effet embryotoxique (entraînant des dommages au fœtus chez la femme enceinte). et toxicologique.

Mener. Les composés du plomb sont des poisons qui affectent tous les êtres vivants, mais provoquent des modifications notamment du système nerveux, du sang et des vaisseaux sanguins. Supprime de nombreux processus enzymatiques. Les enfants sont plus susceptibles d'être exposés au plomb que les adultes. Ils ont des effets embryotoxiques et tératogènes, entraînent une encéphalopathie et des lésions hépatiques et suppriment l'immunité. Les composés organiques du plomb (plomb tétraméthyle, plomb tétraéthyle) sont de puissants poisons nerveux, des liquides volatils. Ce sont des inhibiteurs actifs des processus métaboliques. Tous les composés du plomb se caractérisent par un effet cumulatif. Le MPC du plomb dans l'eau des réservoirs est de 0,03 mg / l, l'indicateur limitant est sanitaire et toxicologique.
La valeur maximale autorisée approximative pour la quantité de métaux dans l'eau est de 0,001 mmol/l (GOST 24902). Les valeurs MPC pour l'eau des réservoirs pour les métaux individuels sont données plus tôt lors de la description de leur impact physiologique.

14. Chlore actif

Le chlore peut exister dans l'eau non seulement dans la composition des chlorures, mais aussi dans la composition d'autres composés aux fortes propriétés oxydantes. Ces composés chlorés comprennent le chlore libre (CL2), l'anion hapochlorite (СlO-), l'acide hypochloreux (НClO), les chloramines (substances qui, lorsqu'elles sont dissoutes dans l'eau, forment de la monochloramine NH2Cl, de la dichloramine NHCl2, de la trichloramine NCl3). La teneur totale de ces composés est appelée le terme "chlore actif".
Les substances contenant du chlore actif sont divisées en deux groupes: les oxydants forts - le chlore, les hypochlorites et l'acide hypochloreux - contiennent ce que l'on appelle le "chlore actif libre", et les oxydants relativement moins faibles - les chloramines - le "chlore actif lié". En raison de leurs fortes propriétés oxydantes, les composés de chlore actif sont utilisés pour la désinfection (désinfection) de l'eau potable et de l'eau des piscines, ainsi que pour le traitement chimique de certaines eaux usées. De plus, certains composés contenant du chlore actif (par exemple, l'eau de Javel) sont largement utilisés pour éliminer les foyers de propagation de la pollution infectieuse.
Le plus utilisé pour la désinfection de l'eau potable est le chlore libre qui, dissous dans l'eau, se disproportionne selon la réaction :

Сl2+Н2О=Н++Сl-+HOСl

Dans l'eau naturelle, la teneur en chlore actif n'est pas autorisée; dans l'eau potable, sa teneur est fixée en termes de chlore au niveau de 0,3-0,5 mg/l sous forme libre et au niveau de 0,8-1,2 mg/l sous forme liée (dans ce cas, la plage de concentration en chlore actif est donné , car à des concentrations plus faibles, une situation défavorable est possible en termes d'indicateurs microbiologiques, et à des concentrations plus élevées, un excès directement sur le chlore actif.). Le chlore actif aux concentrations indiquées est présent dans l'eau potable pendant une courte période (pas plus de quelques dizaines de minutes) et est complètement éliminé même avec une ébullition à court terme de l'eau. Pour cette raison, l'analyse de l'échantillon sélectionné pour la teneur en chlore actif doit être effectuée immédiatement.
L'intérêt pour le contrôle du chlore dans l'eau, en particulier dans l'eau potable, s'est accru après la prise de conscience que la chloration de l'eau conduit à la formation de quantités appréciables d'hydrocarbures chlorés qui sont nocifs pour la santé publique. La chloration de l'eau potable contaminée par du phénol est particulièrement dangereuse. Le MPC pour les phénols dans l'eau potable en l'absence de chloration de l'eau potable est de 0,1 mg/l, et dans des conditions de chloration (dans ce cas, des chlorophénols caractéristiques beaucoup plus toxiques et piquants se forment) - 0,001 mg/l. Des réactions chimiques similaires peuvent se produire avec la participation de composés organiques d'origine naturelle ou technogénique, conduisant à divers composés organochlorés toxiques - xénobiotiques.
L'indicateur limite de nocivité du chlore actif est le sanitaire général.

15. Évaluation intégrale et complète de la qualité de l'eau

Chacun des indicateurs de la qualité de l'eau séparément, bien qu'il contienne des informations sur la qualité de l'eau, ne peut toujours pas servir de mesure de la qualité de l'eau, car. ne permet pas de juger les valeurs d'autres indicateurs, bien que parfois cela se produise indirectement, il est associé à certains d'entre eux. Par exemple, une valeur accrue de DBO5 par rapport à la norme indique indirectement une teneur accrue en substances organiques facilement oxydables dans l'eau, une valeur accrue de la conductivité électrique indique une teneur en sel accrue, etc. Dans le même temps, le résultat de l'évaluation de la qualité de l'eau devrait y avoir des indicateurs intégraux qui couvriraient les principaux indicateurs de la qualité de l'eau (ou ceux pour lesquels des problèmes sont enregistrés).
Dans le cas le plus simple, s'il existe des résultats pour plusieurs indicateurs évalués, la somme des concentrations réduites des composants peut être calculée, c'est-à-dire le rapport de leurs concentrations réelles au MPC (règle de sommation). Le critère de qualité de l'eau lors de l'utilisation de la règle de sommation est le respect de l'inégalité :

Il convient de noter que la somme des concentrations données selon GOST 2874 ne peut être calculée que pour les produits chimiques présentant le même indicateur de danger limitant - organoleptique et sanitaire-toxicologique.
Si les résultats des analyses sont disponibles pour un nombre suffisant d'indicateurs, il est possible de déterminer des classes de qualité de l'eau, qui font partie intégrante de la pollution des eaux de surface. Les classes de qualité sont déterminées par l'indice de pollution de l'eau (WPI), qui est calculé comme la somme des valeurs réelles de 6 principaux indicateurs de qualité de l'eau ramenés à MPC selon la formule :

La valeur WPI est calculée pour chaque point d'échantillonnage (site). Plus loin sur la table. 14, en fonction de la valeur WPI, déterminer la classe de qualité de l'eau.

Caractéristiques de l'évaluation intégrale de la qualité de l'eau

Lors du calcul du WPI, les 6 principaux indicateurs dits "limités" incluent sans faute la concentration en oxygène dissous et la valeur de DBO5, ainsi que les valeurs de 4 autres indicateurs les plus défavorables pour un donné réservoir (eau), ou qui ont la concentration réduite la plus élevée (rapport Ci/MACi). Ces indicateurs, selon l'expérience de la surveillance hydrochimique des masses d'eau, sont souvent les suivants: la teneur en nitrates, nitrites, azote ammoniacal (sous forme de composés d'ammonium organiques et inorganiques), métaux lourds - cuivre, manganèse, cadmium, etc. ., phénols, pesticides, produits pétroliers, tensioactifs synthétiques ( Tensioactifs - tensioactifs synthétiques.Il existe des tensioactifs non ioniques, ainsi que des tensioactifs cationiques et anioniques.), Lignosulfonates. Pour calculer le WPI, les indicateurs sont sélectionnés quel que soit le signe limite de nocivité, cependant, si les concentrations données sont égales, la préférence est donnée aux substances qui présentent un signe sanitaire et toxicologique de nocivité (en règle générale, ces substances ont un effet relativement plus important nocivité).

Évidemment, tous les indicateurs de qualité de l'eau répertoriés ne peuvent pas être déterminés par des méthodes de terrain. Les tâches de l'évaluation intégrée sont encore compliquées par le fait que pour obtenir des données lors du calcul du WPI, il est nécessaire d'analyser un large éventail d'indicateurs, avec la sélection de ceux pour lesquels les concentrations réduites les plus élevées sont observées. S'il est impossible de réaliser une étude hydrochimique d'un réservoir pour tous les indicateurs d'intérêt, il convient de déterminer quels composants peuvent être des polluants. Ceci est fait sur la base d'une analyse des résultats disponibles des études hydrochimiques des années précédentes, ainsi que des informations et des hypothèses sur les sources probables de pollution de l'eau. S'il est impossible d'effectuer des analyses pour ce composant par des méthodes de terrain (tensioactifs, pesticides, produits pétroliers, etc.), des échantillons doivent être prélevés et conservés dans le respect des conditions nécessaires (voir chapitre 5), après quoi les échantillons doivent être livrés au laboratoire pour analyse au moment voulu.

Ainsi, les tâches d'évaluation intégrale de la qualité de l'eau coïncident pratiquement avec les tâches de surveillance hydrochimique, puisque pour la conclusion finale sur la classe de qualité de l'eau, les résultats d'analyses pour un certain nombre d'indicateurs sur une longue période sont nécessaires.

Une approche intéressante pour évaluer la qualité de l'eau, développée aux États-Unis. La National Sanitary Foundation de ce pays a développé en 1970 un indicateur généralisé standard de la qualité de l'eau (CQI), qui s'est répandu en Amérique et dans certains autres pays. Lors de l'élaboration du PCV, des évaluations d'experts ont été utilisées sur la base d'une vaste expérience dans l'évaluation de la qualité de l'eau lorsqu'elle est utilisée pour la consommation d'eau domestique et industrielle, les loisirs aquatiques (baignade et divertissement aquatique, pêche), la protection des animaux aquatiques et des poissons, l'utilisation agricole (arrosage, irrigation), usage commercial (navigation, hydroélectricité, thermique), etc. PCV est une valeur sans dimension qui peut prendre des valeurs de 0 à 100. En fonction de la valeur de PCV, les estimations suivantes de la qualité de l'eau sont possibles : 100-90 - excellent ; 90-70 - bon; 70-50 - médiocre; 50-25 - mauvais; 25-0 c'est très mauvais. Il a été établi que la valeur minimale de PCV, à laquelle la majorité des normes nationales de qualité de l'eau sont respectées, est de 50 à 58. Cependant, l'eau du réservoir peut avoir une valeur PCV supérieure à celle spécifiée et, en même temps, ne pas répondre aux normes pour les indicateurs individuels.

Le PCV est calculé sur la base des résultats de la détermination des 9 caractéristiques de l'eau les plus importantes - indicateurs privés, et chacun d'eux a son propre coefficient de pondération caractérisant la priorité de cet indicateur dans l'évaluation de la qualité de l'eau. Les indicateurs particuliers de la qualité de l'eau utilisés dans le calcul du PCV et leurs facteurs de pondération sont indiqués dans le tableau. 15.

Coefficients de pondération des indicateurs dans le calcul du PCV selon les données de la National Sanitary Foundation des USA

Comme il ressort du tableau. 15 données, les indicateurs les plus significatifs sont l'oxygène dissous et le nombre d'Escherichia coli, ce qui est tout à fait compréhensible si l'on rappelle le rôle écologique le plus important de l'oxygène dissous dans l'eau et le danger pour l'homme causé par le contact avec de l'eau contaminée par des matières fécales.

En plus des coefficients de pondération qui ont une valeur constante, des courbes de pondération ont été développées pour chaque indicateur individuel, caractérisant le niveau de qualité de l'eau (Q) pour chaque indicateur, en fonction de sa valeur réelle déterminée lors de l'analyse. Les graphiques des courbes de poids sont présentés dans la fig. 11. Ayant les résultats des analyses pour des indicateurs particuliers, les courbes de pondération déterminent les valeurs numériques de l'évaluation pour chacun d'eux. Ces derniers sont multipliés par le facteur de pondération approprié et reçoivent une note de qualité pour chacun des indicateurs. En additionnant les scores pour tous les indicateurs définis, la valeur du PCV généralisé est obtenue.

Le PCV généralisé élimine en grande partie les lacunes de l'évaluation intégrale de la qualité de l'eau avec le calcul du WPI, puisque contient un groupe d'indicateurs prioritaires spécifiques, dont un indicateur de contamination microbienne.
Lors de l'évaluation de la qualité de l'eau, outre l'évaluation intégrale, qui aboutit à la détermination de la classe de qualité de l'eau, ainsi que l'évaluation hydrobiologique par des méthodes de bioindication, à la suite de laquelle la classe de pureté est établie, il y a parfois aussi le soi- appelée évaluation intégrée, basée sur des méthodes de biotest.

Ces dernières font également référence à des méthodes hydrobiologiques, mais s'en distinguent en ce qu'elles permettent de déterminer la réaction du biote aquatique à la pollution à l'aide de divers organismes tests, aussi bien des protozoaires (ciliés, daphnies) que des poissons supérieurs (guppys). Une telle réaction est parfois considérée comme la plus révélatrice, notamment en ce qui concerne l'évaluation de la qualité des eaux polluées (naturelles et usées) et permet même de déterminer quantitativement les concentrations de composés individuels.

La sécurité de l'eau potable en termes de composition chimique est déterminée par sa conformité aux normes suivantes :

Une liste des substances nocives pouvant être contenues dans l'eau potable, leurs sources et la nature de l'impact sur le corps humain.

Échantillonnage et conservation de l'eau

Échantillonnage - Fonctionnement, de la bonne mise en œuvre dont dépend en grande partie la précision des résultats obtenus. Les prélèvements lors des analyses de terrain doivent être planifiés en précisant les points et les profondeurs de prélèvement, la liste des indicateurs à déterminer, la quantité d'eau prélevée pour analyse, la compatibilité des méthodes de conservation des échantillons pour leur analyse ultérieure. Le plus souvent, des prélèvements dits ponctuels sont effectués sur le réservoir. Cependant, lors de l'examen d'un réservoir, il peut être nécessaire de prélever une série d'échantillons périodiques et réguliers - à partir des couches d'eau de surface, profondes, inférieures, etc. Des échantillons peuvent également être prélevés à partir de sources souterraines, de conduites d'eau, etc. Les données moyennes sur la composition des eaux donnent des échantillons mixtes.
Les documents réglementaires (GOST 24481, GOST 17.1.5.05, ISO 5667-2, etc.) définissent les règles de base et les recommandations à suivre pour obtenir des échantillons représentatifs10. Différentes sortes les réservoirs (sources d'eau) déterminent certaines caractéristiques de l'échantillonnage dans chaque cas. Considérons les principaux.
Échantillons de rivières et de ruisseaux sont sélectionnés pour déterminer la qualité de l'eau du bassin fluvial, l'adéquation de l'eau à l'alimentation, à l'irrigation, à l'abreuvement du bétail, à la pisciculture, à la baignade et aux sports nautiques, et pour identifier les sources de pollution.
Pour déterminer l'influence du lieu de rejet des eaux usées et des eaux tributaires, des prélèvements sont effectués en amont et au point où l'eau s'est complètement mélangée. Il convient de garder à l'esprit que la pollution peut être inégalement répartie le long du débit de la rivière, par conséquent, les échantillons sont généralement prélevés dans les endroits où le débit est le plus turbulent, où les flux se mélangent bien. Des échantillonneurs sont placés en aval du cours d'eau à la profondeur désirée.
Échantillons de lacs naturels et artificiels (étangs) sont prélevés aux mêmes fins que les échantillons d'eau des rivières. Cependant, compte tenu de la longue existence des lacs, le suivi de la qualité de l'eau pendant longue période temps (plusieurs années), y compris dans les lieux destinés à l'usage humain, ainsi que l'établissement des conséquences de la pollution anthropique de l'eau (surveillance de sa composition et de ses propriétés). L'échantillonnage des lacs doit être soigneusement planifié pour fournir des informations auxquelles une évaluation statistique peut être appliquée. Les réservoirs à écoulement lent présentent une importante hétérogénéité d'eau dans le sens horizontal. La qualité de l'eau des lacs est souvent très variable en profondeur en raison de la stratification thermique, qui est causée par la photosynthèse en zone superficielle, le réchauffement de l'eau, l'effet des sédiments de fond, etc. Une circulation interne peut également apparaître dans les grands réservoirs profonds.
Il convient de noter que la qualité de l'eau dans les réservoirs (lacs et rivières) est cyclique, avec une cyclicité journalière et saisonnière observée. Pour cette raison, les échantillons quotidiens doivent être prélevés au même moment de la journée (par exemple midi) et la durée des études saisonnières doit être d'au moins 1 an, y compris les études de séries d'échantillons prélevés au cours de chaque saison. Ceci est particulièrement important pour déterminer la qualité de l'eau dans les rivières aux régimes très différents - basses eaux et hautes eaux.
Échantillons de précipitations humides (pluie et neige) sont extrêmement sensibles à la contamination qui peut se produire dans l'échantillon lors de l'utilisation de plats insuffisamment propres, de la pénétration de particules étrangères (non atmosphériques), etc. On pense que les échantillons de sédiments humides ne doivent pas être prélevés à proximité de sources de pollution atmosphérique importante - par exemple, chaufferies ou centrales thermiques, entrepôts à ciel ouvert de matériaux et d'engrais, plates-formes de transport, etc. Dans de tels cas, l'échantillon de sédiment sera significativement affecté par les sources locales de pollution anthropique indiquées.
Les échantillons de précipitations sont collectés dans des conteneurs spéciaux fabriqués à partir de matériaux neutres. L'eau de pluie est collectée au moyen d'un entonnoir (d'au moins 20 cm de diamètre) dans une éprouvette graduée (ou directement dans un seau) et y est stockée jusqu'à analyse.
L'échantillonnage de la neige est généralement réalisé en taillant des carottes sur toute la profondeur (jusqu'au sol), et il est conseillé de le faire à la fin de la période de fortes chutes de neige (début mars). Le volume de neige converti en eau peut également être calculé à l'aide de la formule ci-dessus, où D est le diamètre du noyau.
Échantillons d'eau souterraine sont sélectionnés pour déterminer l'adéquation des eaux souterraines comme source d'eau potable, à des fins techniques ou agricoles, pour déterminer l'impact sur la qualité des eaux souterraines des installations économiques potentiellement dangereuses, tout en surveillant les polluants des eaux souterraines.
Les eaux souterraines sont étudiées par échantillonnage à partir de puits artésiens, de puits et de sources. Il convient de garder à l'esprit que la qualité de l'eau dans différents aquifères peut varier considérablement, par conséquent, lors de l'échantillonnage des eaux souterraines, une évaluation doit être faite de voies accessibles la profondeur de l'horizon à partir duquel l'échantillon a été prélevé, les gradients possibles des écoulements souterrains, des informations sur la composition des roches souterraines à travers lesquelles se trouve l'horizon. Étant donné qu'une concentration de diverses impuretés peut être créée au point de prélèvement, différente de l'ensemble de l'aquifère, il est nécessaire de pomper du puits (ou de la source en y faisant un évidement) de l'eau en quantité suffisante pour renouveler l'eau dans le puits, la conduite d'eau, la niche, etc.
Échantillons d'eau des réseaux d'approvisionnement en eau sont sélectionnés afin de déterminer le niveau général de qualité de l'eau du robinet, rechercher les causes de contamination du réseau de distribution, contrôler le degré de contamination possible de l'eau potable par des produits de corrosion, etc.
Pour obtenir des échantillons représentatifs lors de l'échantillonnage de l'eau des réseaux d'alimentation en eau, les règles suivantes sont respectées ;
- le prélèvement est effectué après que l'eau ait été vidangée pendant 10-15 minutes - le temps généralement suffisant pour renouveler l'eau avec les polluants accumulés ;
- pour l'échantillonnage, ne pas utiliser les sections d'extrémité des réseaux d'alimentation en eau, ainsi que les sections avec des tuyaux de petit diamètre (moins de 1,2 cm);
- pour la sélection, dans la mesure du possible, des zones à écoulement turbulent sont utilisées - robinets à proximité des vannes, coudes ;
— Lors de l'échantillonnage, l'eau doit s'écouler lentement dans le récipient d'échantillonnage jusqu'à ce qu'il déborde.
L'échantillonnage pour déterminer la composition de l'eau (mais pas la qualité!) Est également effectué lors de l'étude des eaux usées, de l'eau et de la vapeur des chaudières, etc. Un tel travail a généralement des objectifs technologiques, nécessite une formation spéciale et le respect de règles de sécurité supplémentaires du personnel. Les méthodes de terrain peuvent être assez (et souvent très efficacement) utilisées par les spécialistes dans ces cas, cependant, pour les raisons indiquées, nous ne les recommanderons pas pour le travail des établissements d'enseignement, de la population et du public, et décrirons les méthodes d'échantillonnage correspondantes.
Lors de l'échantillonnage, une attention doit être portée (et consignée dans le protocole) aux conditions hydrologiques et climatiques qui ont accompagné l'échantillonnage, telles que les précipitations et leur abondance, les inondations, les basses eaux et les eaux stagnantes, etc.
Des échantillons d'eau pour analyse peuvent être prélevés à la fois immédiatement avant l'analyse et à l'avance. Pour l'échantillonnage, les experts utilisent des bouteilles standard ou des bouteilles d'une capacité d'au moins 1 litre, qui s'ouvrent et se remplissent à la profondeur requise. Étant donné que 30 à 50 ml d'eau suffisent généralement pour l'analyse sur le terrain de n'importe quel indicateur (à l'exception de l'oxygène dissous et de la DBO), l'échantillonnage immédiatement avant l'analyse peut être effectué dans un flacon de 250 à 500 ml (par exemple, du kit de laboratoire, kit de mesure, etc.).
Il est clair que le récipient d'échantillonnage doit être propre. La propreté de la vaisselle est assurée par un prélavage à l'eau chaude savonneuse ( poudres à laver et ne pas utiliser de mélange de chrome !), rinçages répétés à l'eau tiède propre. À l'avenir, il est souhaitable d'utiliser la même verrerie pour l'échantillonnage. Les récipients destinés à l'échantillonnage sont préalablement soigneusement lavés, rincés au moins trois fois avec de l'eau prélevée et scellés avec des bouchons en verre ou en plastique bouillis dans de l'eau distillée. Entre le bouchon et l'échantillon prélevé dans le récipient, il reste de l'air d'un volume de 5 à 10 ml. Un échantillon est prélevé dans une boîte commune pour analyse uniquement des composants ayant les mêmes conditions de conservation et de stockage.
Les prélèvements non destinés à être analysés immédiatement (c'est-à-dire prélevés au préalable) sont effectués dans un récipient hermétique en verre ou en plastique (de préférence fluoroplastique) d'une capacité d'au moins 1 litre.
Recevoir des résultats fiables l'analyse de l'eau doit être effectuée dès que possible. Dans l'eau se déroulent les processus d'oxydo-réduction, de sorption, de sédimentation, de processus biochimiques provoqués par l'activité vitale des micro-organismes, etc.. En conséquence, certains composants peuvent être oxydés ou réduits: nitrates - en nitrites ou en ions ammonium, sulfates - aux sulfites; l'oxygène peut être dépensé pour l'oxydation de substances organiques, etc. En conséquence, les propriétés organoleptiques de l'eau peuvent également changer - odeur, goût, couleur, turbidité. Les processus biochimiques peuvent être ralentis en refroidissant l'eau à une température de 4-5 ° C (au réfrigérateur).
Cependant, même si vous connaissez les méthodes d'analyse sur le terrain, il n'est pas toujours possible d'effectuer l'analyse immédiatement après l'échantillonnage. Selon la durée de conservation prévue des échantillons prélevés, il peut être nécessaire de les conserver. Il n'y a pas de conservateur universel, les échantillons à analyser sont donc prélevés dans plusieurs flacons. Dans chacun d'eux, l'eau est préservée en ajoutant les produits chimiques appropriés, en fonction des composants à déterminer.
En tableau. les méthodes de conservation, ainsi que les caractéristiques d'échantillonnage et de stockage des échantillons sont données. Lors de l'analyse de l'eau pour certains indicateurs (par exemple, l'oxygène dissous, les phénols, les produits pétroliers), des exigences particulières sont imposées à l'échantillonnage. Ainsi, lors de la détermination de l'oxygène dissous et du sulfure d'hydrogène, il est important d'exclure le contact de l'échantillon avec l'air atmosphérique, de sorte que les bouteilles doivent être remplies d'un siphon - un tube en caoutchouc abaissé au fond de la bouteille, garantissant que l'eau déborde lorsque la bouteille est trop remplie. Les détails des conditions d'échantillonnage spécifiques (le cas échéant) sont donnés dans la description des analyses respectives.

Méthodes de conservation, caractéristiques d'échantillonnage et stockage des échantillons

Il faut garder à l'esprit que ni la conservation ni la fixation n'assurent indéfiniment la constance de la composition de l'eau. Ils ne conservent le composant correspondant dans l'eau que pendant un certain temps, ce qui permet de livrer des échantillons sur le lieu d'analyse, par exemple à un camp de terrain, et, le cas échéant, à un laboratoire spécialisé. Les protocoles d'échantillonnage et d'analyse doivent indiquer les dates d'échantillonnage et d'analyse.

Actuellement, différents indicateurs sont utilisés pour évaluer la qualité de l'eau : organoleptiques, chimiques, bactériologiques, biologiques, helminthologiques, etc.
un) Indicateurs organoleptiques. Les indicateurs organoleptiques, à l'aide desquels les propriétés physiques de l'eau sont déterminées, comprennent: la transparence, la couleur, l'odeur, le goût.

Transparence dépend de la quantité et de la composition des particules en suspension dans l'eau. Il peut s'aggraver en raison de la pénétration d'eaux usées fécales-économiques et industrielles dans les masses d'eau, ainsi que des eaux de pluie et de fonte, qui entraînent avec elles une grande quantité de particules de sol en suspension de la surface de la zone environnante. On pense que la détérioration de la transparence de l'eau est essentielle d'un point de vue épidémiologique, car cette eau peut provoquer des infections intestinales. La transparence de l'eau est déterminée à l'aide d'une police Snellen spéciale, qui se lit à travers une colonne d'eau versée dans un cylindre. Exprimé en centimètres.

Couleur l'eau dépend souvent des conditions naturelles. Les eaux d'origine marécageuse (en particulier les tourbières) ont une gamme de nuances allant du légèrement jaune au brun, qui dépend de la teneur en substances humiques qu'elles contiennent. Les composés de fer colloïdal donnent à l'eau une couleur jaunâtre-verdâtre. La microflore et la microfaune, en particulier les algues pendant la période de floraison, donnent à l'eau des couleurs vert vif, marron et autres.L'eau acquiert les couleurs les plus diverses à la suite du ruissellement des eaux des entreprises industrielles.

La couleur de l'eau est déterminée par colorimétrie à l'aide d'une échelle étalon et exprimée en degrés.

Sentir peut être différent : marais (lors de la décomposition de la matière organique végétale) ; putride (des eaux usées et des ordures en décomposition), herbe fraîche, terreuse, fétide, etc.

Goûter peut être désagréable si les eaux usées domestiques pénètrent dans l'eau et que les impuretés qu'elle contient pourrissent. Divers arômes spécifiques sont souvent donnés à l'eau par les effluents industriels. Les eaux naturelles ont parfois un goût particulier, qui est associé aux conditions de leur formation: le goût salé est donné à l'eau par les chlorures, amer - sulfate de magnésium, astringent - sulfate de calcium, etc.

L'odorat et le goût sont déterminés organoleptiquement et évalués en points selon un système en cinq points.

Réaction active du pH de l'eau dépend de la présence d'ions H et OH. Habituellement, il fluctue entre 6,8 et 8,5.

La température de l'eau dans la plage de 7 à 11° est la plus favorable pour le corps humain. Dans les réservoirs ouverts, il change en fonction des changements de température de l'air. Les eaux souterraines ont une valeur plus constante, relativement basse température, dont les fluctuations indiquent la possibilité d'un apport d'eau de surface.

Le résidu dense ou sec caractérise la minéralisation générale de l'eau.
b) Indicateurs chimiques. Ce groupe comprend divers produits chimiques. Certains d'entre eux ont un effet nocif sur le corps humain, d'autres permettent de juger indirectement de la pollution de l'eau par des substances organiques et de déterminer ainsi le degré de dangerosité épidémiologique de l'eau. Parmi les substances indiquant une pollution de l'eau par des substances organiques, la détermination des substances contenant de l'azote (ammoniac, nitrites, nitrates) est de la plus haute importance.

Ammoniac formé dans stade initial décomposition des substances organiques qui ont pénétré dans l'eau. Sa présence, même sous forme de traces, laisse soupçonner que des eaux usées humaines et animales fraîches se sont retrouvées dans l'eau. Et de ce point de vue, c'est un indicateur indirect indiquant la contamination de l'eau par des microbes. Cependant, on le trouve dans les eaux marécageuses et tourbeuses, ainsi que dans les eaux souterraines ferrugineuses. Naturellement, dans ce cas, il n'a aucune valeur sanitaire indicative.

Nitrite(sels de l'acide nitreux) peuvent également être d'origines diverses. L'eau de pluie contient presque toujours de l'acide nitreux à raison de 0,01 à 1,7 mg/l. Le nitrite peut se former à la suite de la réduction des nitrates par des bactéries dénitrifiantes, ainsi que lors de la nitrification de l'ammoniac. Dans ce dernier cas, ils acquièrent une grande importance sanitaire et indicative et leur présence indique que l'ammoniac formé dans l'eau à la suite de la décomposition de substances organiques a commencé à se minéraliser. Ainsi, la présence de nitrites dans l'eau indique une contamination récente par des matières organiques d'origine animale.

Nitrates(sels d'acide nitrique) se trouvent dans les eaux non polluées d'origine marécageuse, mais ils peuvent se trouver dans l'eau en tant que produit de minéralisation de l'ammoniac et des nitrites formés à la suite de la décomposition des déchets organiques. La présence de nitrates uniquement en l'absence de nitrites et d'ammoniac indique une contamination ancienne, peut-être accidentelle, unique de l'eau par des matières fécales humaines et animales. Si l'ammoniac et les nitrites sont présents dans l'eau avec les nitrates, c'est un signe sérieux de pollution permanente et à long terme de l'eau. Du fait que le rôle des nitrates de l'eau dans la survenue de la méthémoglobinémie, en particulier chez les enfants, est désormais établi, cet indicateur revêt une grande importance.

En pratique, les substances azotées sont dosées par colorimétrie à l'aide de colorimètres photoélectriques ou par colorimétrie volumétrique.

chlorures sont de précieux indicateurs de santé. On les trouve toujours dans l'urine et les déchets de cuisine, et donc, s'ils se trouvent dans l'eau, on soupçonne qu'elle est contaminée par les eaux usées domestiques. Cependant, ils peuvent également se retrouver dans les eaux souterraines, car, filtrant à travers un sol contenant du chlorure de sodium, celui-ci s'enrichit en chlorures. Les chlorures sont dosés par titrage argentométrique.

Une certaine valeur dans l'évaluation de la qualité des jeux d'eau oxydabilité- un indicateur caractérisant la quantité de substances organiques facilement oxydables dans l'eau. La détermination directe des substances organiques dans l'eau étant méthodologiquement difficile, elles sont jugées indirectement, par la quantité d'oxygène utilisée pour les oxyder dans 1 litre d'eau. Par conséquent, cet indicateur donne une idée générale et conditionnelle de la quantité de pollution organique. En pratique, l'oxydabilité est déterminée par permanganométrie.

Rigidité l'eau est due à la présence de sels solubles de calcium et de magnésium dans celle-ci. On distingue : la dureté générale, en fonction des sels dissous des acides carbonique, chlorhydrique, nitrique, sulfurique et phosphorique ; amovible (ou carbonate), en raison de la présence de bicarbonates, qui, lorsqu'ils sont bouillis, précipitent sous forme de précipité blanc; inamovible (ou permanent), selon les sels qui ne précipitent pas lors de l'ébullition.

La définition de la dureté de l'eau est dictée par la nécessité de prendre en compte les intérêts économiques et domestiques de la population, qui évite d'utiliser de l'eau dure, recourant même dans certains cas à une source d'eau discutable sur le plan sanitaire, mais avec de l'eau douce. Cela est dû au fait que les légumes et la viande sont mal bouillis dans de l'eau dure, la qualité du thé se détériore, le linge est difficile à laver, une irritation cutanée est observée lors du lavage en raison de la formation de composés insolubles résultant du remplacement du sodium dans le savon avec du calcium ou du magnésium.

Comme l'ont montré des études de ces dernières années, l'augmentation de la dureté de l'eau n'a pas d'effet direct sur le corps humain. La dureté totale est déterminée par titrage complexométrique. La dureté est exprimée en milligrammes équivalents pour 1 litre d'eau.

En plus de ces indicateurs, lors de l'évaluation de la qualité de l'eau dans des réservoirs ouverts, la détermination de la demande biochimique en oxygène (DBO5 - un test de cinq jours), la quantité d'oxygène dissous et quelques autres sont utilisées.

Quant à la détermination des produits chimiques ayant un effet nocif direct sur le corps humain, elle est effectuée en cas de suspicion de présence dans l'eau de l'une ou l'autre substance ou groupe de substances toxiques. Les résultats obtenus sont comparés aux concentrations maximales admissibles (MPC) de substances nocives dans l'eau établies par la législation sanitaire.

dans) Indicateurs sanitaires et bactériologiques de la qualité de l'eau. La détection directe des agents pathogènes des maladies infectieuses dans l'eau est difficile du fait que les méthodes d'isolement des micro-organismes pathogènes, en particulier des virus, sont complexes et ne permettent pas de conclure sur les caractéristiques épidémiologiques de l'eau en peu de temps. Par conséquent, l'évaluation sanitaire et bactériologique est effectuée selon des indicateurs indirects, qui sont : 1) le nombre microbien et 2) la teneur en Escherichia coli. Ces deux indicateurs sont généralement acceptés sur la base d'observations à long terme, indiquant que plus l'eau est polluée, plus elle contient de microflore saprophyte et intestinale et, à l'inverse, moins elle est polluée (notamment par les excréments humains et les eaux usées domestiques) , moins cette eau contient de microbes et, en particulier, d'Escherichia coli et, par conséquent, moins la possibilité de maladies infectieuses est prononcée lors de la consommation d'une telle eau.

Le comptage microbien (nombre total de microbes dans 1 ml d'eau) est un indicateur indicatif, puisque tous les microbes de l'échantillon sont comptés sans leur identification ; il indique une contamination de l'eau par des eaux usées, des effluents, etc., dont il n'est pas garanti qu'ils contiennent Bactérie pathogène.

La détection d'Escherichia coli dans l'eau est d'une grande importance sanitaire et indicative. Cela est dû au fait que son habitat naturel est le gros intestin des humains et des animaux. Il ne peut pénétrer dans l'environnement extérieur qu'avec des matières fécales. Par conséquent, la détection d'Escherichia coli dans l'eau indique une contamination par des matières fécales, qui peuvent contenir, en plus de B. coli, des bactéries pathogènes du groupe intestinal - les agents responsables de la fièvre typhoïde, de la dysenterie, de la paratyphoïde. E. coli est appelé un indicateur de la pollution fécale de l'eau.

Afin de connaître le degré de danger épidémiologique de l'eau par rapport aux infections intestinales, il est nécessaire d'établir l'intensité de la pollution fécale de l'eau, c'est-à-dire de déterminer le nombre d'Escherichia coli dans l'eau, car plus il y a de B. coli dans l'eau, plus elle est contaminée par des matières fécales. Quantitativement, la présence d'E. coli se caractérise par deux indicateurs :
a) coli-titre - la plus petite quantité d'eau (en millilitres), qui contient un Escherichia coli,
b) if-index - le nombre d'Escherichia coli dans 1 litre d'eau.

Depuis quelques années, certains auteurs proposent d'utiliser, en plus d'E. coli, un streptocoque fécal, Clostridium perfringens Welenii, et un bactériophage pour l'évaluation sanitaire et bactériologique de l'eau. Une méthode est en cours de développement pour détecter les bactéries pathogènes du groupe intestinal à l'aide d'un haptène (antigène non spécifique), etc.

Dans l'étude des sources d'eau, en particulier des réservoirs à ciel ouvert, certains autres indicateurs et techniques sont d'une grande importance.

Ainsi, dans l'étude de l'eau dans les sources d'eau, en particulier dans les réservoirs à ciel ouvert, une étude topographique sanitaire est d'une grande importance, dont la tâche est de détecter les facteurs dans le bassin versant qui alimente le réservoir, facteurs qui peuvent aggraver la qualité de l'eau. Le relief de la zone, la composition du sol, la présence de forêts sont à l'étude. L'emplacement des colonies, des entreprises industrielles, l'utilisation agricole du territoire est caractérisé. Sens spécial a une étude du degré de peuplement du territoire, car plus la densité de population est élevée, plus les déchets d'origine organique se forment et plus il est probable qu'ils pénètrent dans le réservoir et la survenue d'épidémies d'eau. Il est nécessaire d'obtenir des informations sur l'utilisation du réservoir à des fins économiques nationales, en accordant une attention particulière au transport par eau et à la pêche, à l'utilisation des réservoirs à des fins sportives et à l'incidence de la population de la région. Les mesures hydrométriques (profondeur, vitesse du courant, débit d'eau, etc.) sont d'une grande importance.

L'analyse biologique joue un rôle important, car on sait qu'un grand nombre de plantes et d'animaux aquatiques dans un réservoir affecte la qualité de l'eau. De ce fait, la flore et la faune aquatiques sont utilisées comme des organismes exemplaires, réagissant avec sensibilité aux changements des conditions de vie d'un réservoir. Ces organismes biologiques sont appelés saprobies (sapros - putréfaction). Il existe quatre zones de saprobité (polysaprobe, α-mésosaprobe, β-mésosaprobe et oligosaprobe). Chacun d'eux correspond à une certaine flore et faune, ainsi qu'au degré de teneur en oxygène de l'eau.

La détection des œufs d'helminthes et des kystes de protozoaires intestinaux revêt également une grande importance épidémiologique et sanitaire.

Ces dernières années, l'étude de l'eau pour la teneur en substances radioactives a acquis une grande importance.

INDICATEURS DE POLLUTION DE L'EAU indicateurs qui déterminent le degré et la nature de la pollution de l'eau. Il existe des indicateurs physiques (degré de turbidité, odeur et pH de l'eau), chimiques (la quantité d'oxygène dissous dans l'eau, la CMI, la DCO, l'oxydabilité, la quantité d'azote ammoniacal), bactériologiques (le titre en E. coli et la présence d'agents pathogènes micro-organismes), hydrobiologique (composition des espèces hydrobiontes- le rapport des organismes saprobes et oligosaprobes), etc. Sur le plan sanitaire et biologique, certains hydrobiontes sont pris en compte, principalement des bactéries, par exemple, Escherichia coli (indicateurs de la présence de sécrétions humaines et animales), ainsi que des micro-organismes se développant sur le pétrole et les produits pétroliers (indicateurs de pollution pétrolière), sanitaire-chimique - DBO 5 et DCO. L'indice de pollution biochimique (BPI) est le rapport de la DBO pendant cinq jours à oxydabilité à l'eau, exprimé en pourcentage. Le BPZ, ou coefficient d'instabilité de la matière organique dissoute dans l'eau, est pris comme indicateur de la pollution de l'eau par la matière organique introduite dans un réservoir ou issue de celui-ci. Dans les réservoirs pollués, le BPZ atteint 100-500%.

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