2. STADIUL ACTUAL ÎN TEHNICILE DE TRATARE A EFLUENȚILOR DE ACVACULTURĂ 4 3. METODE DE TRATARE A APELOR UZATE 10 2.1 Tratarea mecanică a apelor 11 2.2… [307860]
CUPRINS
1. INTRODUCERE 2
2. STADIUL ACTUAL ÎN TEHNICILE DE TRATARE A EFLUENȚILOR DE ACVACULTURĂ 4
3. METODE DE TRATARE A APELOR UZATE 10
2.1 Tratarea mecanică a apelor 11
2.2 Tratarea chimică 13
2.3 Tratarea biologică 16
2.3.1 Tipuri de bacterii implicate in bioepurarea apelor 19
2.4 Tratare cuaternară 24
3. EXPERIMENTAL 26
3.1 Materiale si metode 26
3.1.1 Hidratarea liofilizatului 26
3.1.2 Realizarea mediului de cultură 26
3.1.3 Izolarea și identificarea tulpinilor bacteriene 26
3.1.4 Realizarea curbei de creștere a bacteriilor identificate în prezența oxitetraciclinei (OTC). Testarea viabilității. 28
3.1.5 Testarea eficiacității de reținere a bacteriilor a unor biofiltre în mediu lichid LB 29
3.1.5 Testarea eficiacității de reținere a bacteriilor a unor biofiltre în mediu sintetic 31
3.1.6 Determinarea spectrofotometrică a [anonimizat], nitrit și fosfor 31
3.2 Rezultate si discutii 34
3.2.1 Izolarea și identificarea speciilor bacteriene 34
4. CONCLUZII 36
5. BIBLIOGRAFIE: 36
1. INTRODUCERE
La nivel global se înregistrează o creștere a gradului de contaminare a [anonimizat], [anonimizat]-industrial ca urmare a nevoii de producere a unor cantități crescânde de hrană pentru asigurarea cererii în condițiile creșterii demografice [1]. Securitatea hranei este o problemă foarte importantă având în vedere că populația globală a depășit 7,2 [anonimizat]. Este preconizat ca numarul locuitorilor planetei să ajungă la 9,6 miliarde în anul 2050, circa 75% fiind populație urbana. [2]
Utilizarea irațională a resurselor naturale are implicații negative asupra ecosistemelor din care fac parte și a celor în care sunt utilizate. Un exemplu reprezentativ este cel al resursei de apă: [anonimizat]. [anonimizat] o [anonimizat]. Astfel, o măsură importantă în conservarea sistemelor naturale este necesitatea de stabilire și aplicarea tehnicilor de epurare a apelor reziduale înainte ca acestea să ajungă în mediu [3].
[anonimizat] o [anonimizat]. Acumularea de excremente și resturi de hrană în apele destinate activităților piscicole cauzează o deterioare a [anonimizat], fosfor și materie organică care au potențial de degradare a altor cursuri de apă [4]. [anonimizat], [anonimizat] a unei acvaculturi durabile la nivel global [1].
Diferite combinații de sisteme de epurare a apelor de acvacultură au fost studiate la ferme piscicole de ape marină și de apă dulce în cadrul unui proiect European aquaEtreat. Schema generală de tratare implementată la toate fermele implicate în proiect a inclus o serie de unități de tratare a apelor amplasate în diferite locații ale fermei și sedimentarea apelor piscicole astfel încât să se obțină nămol cu peste 15% materie solidă uscată, ce poate fi valorificată ca fertilizant sub forma propaspată sau după compostare, apele de supernatant rezultate putând fi tratate prin construirea de delte artificiale în care solidele suspendate și materialele organice sunt consumate de către plante acvatice, iar apele filtrate (apele de recirculare sărace în solide suspendate) sunt returnate în bazinele pentru creșterea peștilor.
În cele mai multe cazuri, apa filtrată de la sistemele de curgere nu este tratată, dar conform legislatiei specifice, azotul total amoniacal (TAN) poate atinge concentrații ridicate care necesită tratare. Astfel, o adevarată provocare în această activitate este reprezentată de faptul că debitul apei de acvacultură care se impune să fie tratat atinge cote ridicate, adică circa 50-100 m3 apă reziduală / kg pește produs, deși concentrația de nutrient din debit este redusă de circa 1 mg TAN /litru. [5]
2. STADIUL ACTUAL ÎN TEHNICILE DE TRATARE A EFLUENȚILOR DE ACVACULTURĂ
Metodele fizice, chimice și biologice utilizate în mod convențional în tratarea apelor reziduale pot fi aplicate și sistemelor de acvacultură. Îndepărtarea solidelor dizolvate este realizată prin sedimentare urmată de filtrare cu filtre de nisip sau prin filtrare mecanică. Metodele biologice prin utilizarea de biofiltre scufundate, filtre de drenare, contactoare biologice rotative precum și reactoare în pat fluidizat sunt sisteme utilizate pentru oxidarea materiei organice, nitrificare sau denitrificare [6].
Micro-ecranele rotative cu dimensiunea porilor de 60-200 µm sunt utilizate în mod obișnuit în fermele piscicole din Europa [4]. Aceste metode ajută la îndepartarea fosforului însă ele sunt metode costisitoare din punct de vedere al investiției, sunt consumatoare de energie și necesită întreținere, acestea crescând costul total al tehnicii de epurare. În plus, foarte puține cercetări cu astfel de dispozitive au fost adresate apelor rezidale de acvacultură.
Există unele cercetări care au demonstrat că sistemele de tip mlaștină pot îndepărta o mare parte din solidele suspendate, materie organică, azot, fosfor, elemente aflate la nivel de urme, precum și microrganisme conținute în apele reziduale [7].
Îndepartarea solidelor, a materiei organice, amoniacului și nitriților sunt criterii cheie pentru proiectarea și dezvoltarea sistemelor de recirculare. În aceste sisteme de acvacultură, peștii pot fi crescuți la un loc cu alte organisme marine, care sunt utile pentru conversia nutrienților în exces în produsi valoroși, făcând ca întregul sistem de acvacultură să fie fezabil [8].
Încărcarea cu solide totale
În vederea menținerii concentrației de solide totale suspendate (TSS) la niveluri acceptabile care să permită evacuarea sau reciclarea apei de acvacultură utilizate, este important să se cunoască natura deșeurilor sau a componentelor poluante.
Fermele piscicole trebuie să adopte practici de management adecvate și/sau tehnologii de tratare eficiente, conform celor descrise de diverși specialiști [4], [9]. Unele studii și cercetări [4], [10] au arătat că apele de acvacultură, prin caracteristicle acestora, nu pot beneficia de tehnici de tratare simple tocmai datorită ponderii lor reduse în efluenți.
În plus, au fost îmbunătățite formulele de hrană și sistemele care previn pierderile de material nutritiv. Introducerea în formulele de hrană a aglomerantilor de tip Alginat a îmbunătățit semnificativ stabilitatea excrementelor de pește, favorizând formarea de deșeuri de excremente sub formă de particule mai mari, mai aglomerate, care au un potențial de îndepărtare mecanică mai bun, precum și rezistență îmbunătățită la difuzie sau scurgere. Acești aglomeranți nu au efecte secundare negative asupra sănătății peștilor, nici asupra digestibilității macronutrientilor. [11].
Cercetările prezentate de Kelly și colaboratorii săi, precum și de Bergheim și colaboratorii săi [9] [10] au arătat ca eficiența de tratare, în sensul separării particulelor solide din efluent, crește cu creșterea concentrației de solide totale. Eficiența de sedimentare a unei camere de sedimentare a namolului de acvacultură a crescut astfel cu circa 58%, de la circa 1 mg solide suspendate (SS)/minut la aproximativ 90%, adica 18 mg SS/minut, pentru același debit de curgere.
În general, concentrația de solide în efluenții netratați proveniți de la fermele piscicole se situează în domeniul 5 – 50 mg/l, acest interval fiind relativ neschimbat în ultimii 20 ani. Totuși, valorile pot să difere semnificativ în funcție de tipul de management al sistemelor de acvacultură.
Încărcarea cu nutrienți
Încărcarea cu poluanți a apelor uzate de acvacultură este variabilă, depinzând de cațiva parametri. Unii cercetători afirmă că volumul de deșeuri generat de o fermă piscicolă este direct dependent de temperatură [10], datorită intensificării ratei metabolismului.
În sistemele de acvacultură intensive integrate, încărcarea apelor cu compuși poluanți precum nitrați și fosfați poate fi redusă dacă sistemul de creșterea a peștilor include creșterea altor organisme acvatice, precum plante ce funcționează ca biofiltre, care pot converti nutrienții reziduali în produși valoroși.
Creșterea combinată de pește de acvacultură cu specii de plante care pot asigura conversie fototrofă și heterotrofă/ierbivoră, poate crește retenția de nutrienți în sistemul de cultură, de exemplu de la 20-42% azot la 29-45% azot. Această creștere relativ redusă se datorează speciilor ierbivore, deoarece conversia de către ierbivore diminuează semnificativ retenția de nutrienți obținută prin conversia autotrofă. [8]
Alți poluanți prezenți în apele de acvacultură sunt deșeuri derivate din hrana peștilor, antibiotice și unii hormoni [12]. Deșeurile derivate din hrana peștilor include componente care sunt fie dizolvate, precum nutrient pe baza de fosfor și azot, fie se regăsesc sub formă solidă, precum solidele suspendate [13].
Aceste solide suspendate pot în mod normal să conțină circa 7-32% azot total (TN) și 30-40% fosfor total (TP) din apele reziduale de acvacultură. Restul de azot și fosfor este transportat în afara fermei sub formă de fracție dizolvată, deoarece nu este posibil ca acestea să fie separate prin tehnicile de separare utilizate în mod obișnuit la tratarea apelor de acvacultură. [4], [9]
Concentrația de nutrienți într-un iaz piscicol crește pe măsură ce se acumulează reziduuri de hrană și excremente, nivelurile de azot și fosfor situându-se între 0,12 – 14,7 mg/l azot amoniacal, 0,02 – 1,5 mg/l azot de tip nitrit, 0,01 – 5,3% azot de tip nitrat și 3,1 – 17,7 mg/l fosfor de tip fosfat [7].
Influența tipului de hrană
Pentru facilitarea îndepărtării particulelor poluante din apele de acvacultură trebuie utilizate tehnologii de tratare și de management a produșilor reziduali adecvate și eficiente.
Un aspect foarte important în această problemă este îmbunătățirea calității hranei, cu un conținut mai bogat în fosfor și proteine, reducând astfel cantitatea de excremente de pește. De asemenea, îmbunătățirea structurii și a consistenței peleților, cu o rată de descompunere mai redusă, precum și utilizarea de sisteme și metode optimizate de distribuție a hranei sunt soluții care ar reduce risipa de hrană și încărcarea apelor cu astfel de deșeuri [4], [9].
Studiile și cercetările experimentale au arătat că dezvoltarea unor diete cu valoare energetică ridicată, cu conținut ridicat de grăsimi dar conținut redus de carbohidrați și proteine, precum și îmbunatățirea gradului de digestibilitate au redus semnificativ generarea de deșeuri în fermele de somoni.
Dieta standard a somonilor de crescătorie include următoarele fracții de componente nedigerabile, care ajung să fie excretate de pești: 13% proteine, 8% grăsimi, 40% carbohidrați (fibre complet nedigerabile), 17% materie organică, 50% cenușă, și 23% materie uscată. Circa 40% din proteinele nedigerate sunt excretate de somon sub formă de azot dizolvat, adică sub formă de NH3 și NH4+. [14]
Studii recente au indicat faptul ca somonul tanar provenit din oceanul Atlantic are nevoie de o porție de circa minim 11 g fosfor /kg peste. Cantitățile zilnice de nutrienți (azot și fosfor) eliminate de peste sunt estimate cu ajutorul relației:
N, P eliminate zilnic = N, P alimentat – N, Pasimilat (1)
unde:
N, Palimentat = porția alimentată (g) x concentratia de nutrient N, P în hrană (g/g porție) (2)
N, Pasimilat = creșterea (g) x concentrația de nutrient în pește (g/gpește) (3)
Pentru un grad de conversie de 1 kg alimentat / 1 kg asimilat, cantitatea estimată a fi excretată de un somon tânar, exprimată în g (N,P) / kg peste este de circa 33 g N total (din care 26 g azot dizolvat și 7 g azot legat de fracția solidă) și 7,5 g P total (80-90% fosfor legat de fracția solidă). [1], [4], [9].
Pe baza ratei de digestibilitate estimate pentru dietele obișnuite, cantitatea de solide suspendate din apele de acvacultură la fermele de somoni și păstrăvi trebuie să fie de 150 – 200 g SS/kg pește, pentru un grad de conversie de 0,9-1,0. [14]
Din cele prezentate mai sus este evident că cea mai bună modalitate de a reduce cantitatea de reziduuri în fermele de acvacultură este îmbunătățirea managementului hranei furnizate. În aceste condiții, capacitățile sistemelor de tratate a apelor ar putea fi minimizate, reducând totodată costurile de capital și de operare.
O altă modalitate de reducere a cantității de reziduuri este oferită de dezvoltarea și implementarea tehnologiei de monitorizare a hranei neconsumate [15] . De asemenea, reducerea volumului de apă utilizată, realizată adesea prin combinarea recircularii cu adaosul de oxygen, este o modalitate de îmbunătățire a utilizării resursei de apa și de reducere a volumului de efluenți uzați descărcați în mediu ca urmare a unei eficiențe de tratare îmbunătățite. [4]
Impactul utilizării antibioticelor în acvacultură
Antibioticele sunt o clasă de substanțe medicamentoase foarte frecvent utilizate atât în medicina umană, medicina veterinară dar și în agricultură și acvacultură, devenind în ultimii ani un poluant de mediu de importanță maximă, având efecte adverse pe termen lung asupra ecosistemelor. [16]
Aproximativ 90% din cantitatea de antibiotice consumată este excretată de către organisme după o metabolizare parțială, sau chiar în totalitate fără metabolizare, ajungând în sistemele de canalizare și în mediu sau direct în apele de acvacultură.
Sistemele biologice convenționale de epurare a apelor uzate asigură, în cazul unor tehnologii avansate, o reducere foarte scăzută a nivelului de antibiotic din efluenți, aceste substanțe acumulându-se în final în apele receptoare, în sediment, plante și animale.
Concentrația de antibiotice ajunse în apele de suprafață din sistemul de canalizare se situează între 0,3 µg/l și 150 µg/l, dar nivelul de antibiotice ajunse în mediu prin surse precum fabrici de medicamente, sisteme de acvacultură, producători de nutrețuri concentrare este mult mai mare, de ordinal 100 – 500 mg/l [16].
În consecință este foarte important să se efectueze studii și cercetări privind impactul acestor substanțe asupra ecosistemelor și să se găsească opțiunile de tratare cât mai eficiente, astfel încât să se reducă efectul negativ asupra microbiotei din mediu.
Acțiunea inhibitoare a antibioticelor asupra comunităților microbiene este cercetată și prezentată în numeroase lucrări științifice care vizează atât eficiența de îndepărtare a acestor compuși din apele reziduale, cât și adaptarea și/sau rezistența comunităților microbiene din mediu la antibiotice din diferite clase (β-lactame, tetracicline, macrolide, sulfonamide, chinolone etc.) sau chiar schimbări majore în compoziția microbiană ca rezultat al expunerii continue a comunităților microbiene din apele reziduale la factorul inhibitor [17]
Dezvoltarea domeniului acvaculturii și intensificarea activităților de pescuit industrial înregistrate în ultimele decenii au contribuit la răspândirea unor afecțiuni bacteriene provenite din acvacultură, care au dus la utilizarea crescândă de medicamente antimicrobiene. Astfel au crescut și preocupările pentru elaborarea și implementarea unor reglementări care sa controlze strict utilizarea de antibiotice în acvacultură, foarte puține antibiotice fiind permise a se utiliza în acvacultură.
În acvacultură, bacteriile rezistente la antibiotice prezintă un risc semnificativ pentru sănătatea publică prin faptul că ele crează gene rezistente care ajung să fie transferate ca gene rezistente la agenții patogeni ce produc îmbolnăviri la om. De exemplu, genele rezistente provenite din plasmide pot fi transferate prin conjugare de la bacteria patogenă piscicolă A. salmonicida la bacteria patogenă Eschericha coli care este de origine umană, unele tulpini ale acesteia fiind patogene pentru om. Un alt exemplu de risc biologic este transferul de gene rezistente de la patogenii Vibrio anguillarum din pești la bacteria Vibrio cholera care cauzează holera la om. [18], [19].
Degradarea ineficientă a antibioticelor în apele reziduale de acvacultură determină dezvoltarea în mediu a bacteriilor rezistente la antibiotice. [20] Prin urmare, este esențial să se cunoască modalitatea prin care design-ul și tehnologia de epurare pot influența dezvoltarea bacteriilor rezistente la antibiotice și răspândirea acestora în mediu.
S-a observat că în stațiile de tratare a apelor reziduale, abundența bacteriilor rezistente la antibiotice este mai mare în influent, urmată de efluent, namolul de fermentare anaerob și în namolul activ. [21]
Etapa de dezinfecție în tratarea apelor reziduale este importantă în controlul răspândirii acestor bacterii rezistente la antibiotice în mediu; cu toate acestea, clorurarea poate cauza revenirea și reactivarea acestor bacterii în efluenții secundari [22]
Cantitatea și tipul de antibiotice din influent determină compoziția microbiană în efluent. De exemplu, în instalațiile de epurare care tratează ape cu conținut de penicilină, în efluent vor predomina bacterii din genul Proteobacteria si Firmicutes, precum și din clasele Clostridia și Bacilli. [23].
Alți cercetători au observat ca prezența tetraciclinelor, penicilinelor, sulfonamidelor, chinolonelor și triclosanului în influent este in mod pozitiv corelată cu abundența Epsilon-proteobacteriilor, dar negativ corelată cu prezența Beta-, Gama-proteobacteriilor și a speciilor Firmicutes.
Ca bacterii potential rezistente la tetraciline au fost identificate următoarele: Sulfuritalea, Armatimonas, Prosthecobacter, Hyphomicrobium, Azonexus, Longilinea, Paracoccus, Novosphingobium și Rhodobacter.
Tratarea apelor reziduale cu încărcare ridicată în tetracicline a dus la creșterea abundenței și a diversității genelor de tetracilcline dar în același timp a determinat scăderea răspândirii și diversității genelor rezistente la antibiotice de non-tertacicline [24]
O altă modalitate de reducere a cantității de reziduuri este oferită de dezvoltarea și implementarea tehnologiei de monitorizare a hranei neconsumate [15]. De asemenea, reducerea volumului de apă utilizată, realizată adesea prin combinarea recirculării cu adaosul de oxigen, este o modalitate de îmbunatățire a utilizării resursei de apă și de reducere a volumului de efluenți uzați descarcați în mediu ca urmare a unei eficiențe de tratare îmbunătățite. [4]
3. METODE DE TRATARE A APELOR UZATE
Metodele de tratate a apelor uzate constau în general în procedee fizice care includ filtre de nisip și filtre mecanice. Procedeele biologice precum biofiltrele scufundate, contactoare biologice rotative, reactoare în pat fluidizat etc. funcționează pe principiul oxidării materiei organice, nitrificării sau denitrificării.
Marele dezavantaj al acestor metode este că ele generează nămoluri, necesită consumuri energetice ridicate precum și intervenții de întreținere frecvente. Prin urmare, dezvoltarea unei metode de tratare eficiente, necostisitoare este imperativă în condițiile în care acvacultuaă se extinde continuu [25].
Sistemele de tip mlaștini artificiale au avantajul unei eficiențe ridicate de epurare a apei uzate de acvacultură, dar au dezavantajul că necesită suprafețe mari de teren, având dimensiuni de 0,7 până la 2,7 ori mai mari decât un iaz piscicol. Astfel că dacă se dorește tratarea unui volum mare de ape de acvacultură, aceste mlaștini artificiale necesită suprafețe de teren considerabile.
Din acest motiv este pusă sub semnul întrebării fezabilitatea mlaștinilor artificiale ca metodă eficientă din punct de vedere al costurilor, având în vedere că pentru atingerea eficienței de îndepărtare a substanțelor poluante, mlaștinile au un timp de încărcare hidraulică redus și un timp de retenție hidraulică foarte ridicat [26].
Cu toate acestea, sunt unii specialiști care afirmă că prin combinarea unei tehnici de pretratare eficientă, adică pentru o îndepărtare de solide totale suspendate TSS de 80%, cu o mlaștină artificială de dimensiuni reduse care să proceseze încărcări hidraulice ridicate, se obține varianta cea mai fezabilă din punct de vedere economic [27].
2.1 Tratarea mecanică a apelor
Sunt cunoscute trei tipuri principale de tratamente de recuperare a apelor uzate care trebuie să respecte standardele și recomandările impuse: tratamente secundare capabile să obțină apa potrivită pentru reutilizare, tratamente terțiare fără dezinfecție, cu un produs final care să permită reutilizarea și tratamente complete terțiare, inclusiv pre-tratamentul pentru dezinfecție. [28].
Filtrarea este o metodă mecanică de tratare a apelor uzate și se poate efectua cu ajutorul tehnologiilor membranare (nanofiltrare, ultrafiltrare și osmoza inversă) sau cu ajutorul sistemelor extinse cu materiale de filtrare (nisip, materie organică, cărbune, filtre multistrat).
Membrana reprezintă o barieră selectivă care permite transportul preferențial al unui component dintr-un amestec făcând astfel posibila separarea amestecului în două fracțiuni cu compoziții diferite: rejectat și permeat (Fig. 1).
Transportul prin membrană este posibil în condițiile existenței unei forțe motoare determinată de un gradient de potențial. Astfel, forța motoare (gradientul de potențial) responsabilă pentru separare este diferența de presiune, de temperatura, de concentrație sau de potențial electric. De asemenea, capacitatea de separare a unui amestec depinde de caracteristicile membranei : materialul din care este confecționată, dimensiunea porilor, caracteristicile chimice, sarcina electrică etc. [28].
Fig. 1 Separarea prin membrană [28]
Membranele pot fi confecționate din diferite materiale: materiale polimerice, metalice, ceramice și zeoliți.
Comparativ cu procedurile convenționale de separare precum filrarea convențională, decantarea sau centrifugarea, procedeele de separare pe bază de membrane s-au dovedit a fi avantajoase întrucât sunt operații unitare simple și rentabile din punct de vedere economic [29].
Fig. 2 Separări de membrană bazate pe diferența de presiune [29]
În cazul microfiltrării se generează separări de particule, utilizând un mecanism de separare-cernere.
Prin ultrafiltrare se obțin separări de molecule, iar această tehnică are principalul avantaj de a oferi o barieră absolută contra patogenilor. Pe lângă tratarea apelor uzate, ultrafiltrarea este utilizată și în indutria alimentară, farmaceutică sau chimică.
Atât nanofiltrarea, cât și osmoza inversă (hiperfiltrarea) generează separări de soluții cu masă moleculară mică, utilizând o presiune osmotică mare comparativ cu microfiltrarea/ ultrafiltrarea. Acestea au ca principale domenii de aplicare tratarea apelor reziduale, desalinizarea apei de mare și a apelor saturate și nu în ultimul rând concentrarea unor produse alimentare.
Este bine cunoscut faptul că nanofiltrarea poate elimina într-un mod eficient ionii multivalenți și compușii organici cu masă moleculară mai mare, cu o presiune de operare mai mică și cu un flux de permeat mai mare decât în cazul osmozei inverse, această tehnică fiind promițătoare pentru tratamentul avansat al apelor reziduale, având în vedere eficiența costului și cerințele energetice. Performanțele nanofiltrării sunt puternic influențate de caracteristicile apei uzate, de caracteristicile membranei și de parametrii de operare [30].
Osmoza inversă este intens studiată în literatura de specialitate, iar apa tratată în urma acestei proceduri prezintă o calitate superioară. Principiul osmozei este prezentat in fig. 3. Este de menționat faptul că presiunea osmotică depinde atât de concentrația solului (crește cu concentrația), cât și de masa molară a acestuia (scade cu masa molară) [31].
Fig. 3 Principiul osmozei [31]
Când apa recuperată este reutilizată, dezinfecția acesteia este absolut necesară deoarece una dintre principalele limite legale obligatorii este calitatea microbiană. Tehnologiile prezentate anterior sunt utilizate în principal pentru pregătirea apei în vederea unei dezinfectări ușoare. Dezinfecția are ca scop principal decontaminarea, maximizarea eliminării agenților patogeni (distrugerea, eliminarea sau îndepărtarea acestora) până la atingerea unei limite admisibile si crearea unei cantități cât mai mici de produși secundari de dezinfecție [30].
2.2 Tratarea chimică
Procesele fizice și chimice de tratare a apei permit eliminarea poluanților de tipul: compuși solizi în suspensie, metale grele, săruri anorganice etc., care nu pot fi eliminați prin procesele convenționale de tratare biologică a apei [32]. Metodele chimice de tratare se bazează pe interacțiile chimice ale contaminanților care trebuie eliminați din apă, precum și pe capacitatea unor compuși chimici de a ajuta la separarea contaminaților de apă sau la neutralizarea efectelor nocive asociate prezenței acestora. Metodele de tratare chimică se aplică atât ca tehnologii de sine stătătoare cât și ca parte integrantă în procesul de tratare a apei prin metode fizice [33].
Tratarea chimică constituie o etapă esentială în procesarea apelor uzate provenite din diverse domenii ale industriei. Aceasta implică utilizarea de compuși chimici care pot fi împărțiți în patru categorii distincte: neutralizatori de pH, agenți anti-spumă, coagulanți și floculanți [34], [32]. În general apele uzate, deversate în sistemele de canalizare ar trebui sa aibă un pH nici prea acid nici prea bazic, ideal ar fi ca pH-ul apei sa fie netru (cca. 7), deoarece astfel este împiedicată apăriția unor reacții chimice nedorite. Adăugarea in timpul procesării apelor uzate a unor doze mici, atent controlate, de acizi puternici sau compusi bazici (NaOH), constituie o metodă simplă de asigurare că pH-ul efluentului este în limite prevăzute de standardele vigoare [34]. Dacă apa industrială este deversată în lacuri sau în ape curgătoare, neutralizarea de pH este mult mai importantă, deoarece un pH acid sau bazic poate să inluențeze ecosistemele locale. De asemenea, un pH optim contribuie la limitarea procesului de coroziune a conductelor de transport al apei [33].
Agenții anti-spumă așa cum sunt anumite uleiuri insolubile, compuși siliconici, alcooli, stearați, glicoli (în general compuși cu văscozitate mică) împiedică formarea bulelor de aer (spumei) în apa uzată. Prin schimbarea proprietăților fizice ale fluidelor, spuma poate crește gradul de uzură mecanică a sistemelor de pompare și poate cauza probleme de drenare a apei prin blocarea sitelor și filtrelor [33,34].
Coagularea, oxidarea chimică și dezinfecția sunt considerate a fi cele mai importante procese de tratare a apei și a apelor uzate. Coagularea ușurează sedimentarea particulelor prin aglomerarea particulelor din suspensie în formațiuni voluminoase care pot fi eliminate din apă prin procedee de sedimentare sau filtrare [32, 35]. Aceste particule voluminoase pot avea un rol secundar de tratare a apei prin adsorbția pe suprafața lor a poluanților solubili [36]. În general, în tratarea chimică a apelor reziduale se folosește o varietate de coagulanți, oxidanți și dezinfectanți.
Este cunoscut faptul că majoritatea particulelor suspendate în apele reziduale poartă sarcină negativă în mediu apos. După adaugarea de coagulanți anorganici pe bază de săruri metalice, aceste hidrolizează rapid formând specii cationice. Cei mai utilizați compuși coagulanti sunt pe bază de sulfat feric [Fe2(SO4)3], sulfat de aluminiu [(Al2(SO4)3] și clorura ferică (FeCl3] [37]. Acești compuși pot reacționa cu compușii pe bază de carbonat, bicarbonat, hidroxid sau fosfat formând săruri de Fe sau Al insolubile [37]. Eficiența acestor coagulanți rezultă din capacitatea lor de a forma complecși polinucleari multisarcină cu proprietăți de absorbție îmbunătățite. Natura complecșilor formați poate fi controlată cu ajutorul Ph-ului sistemului [38].
Dupa procesul de coagulare, pentru eliminarea particulelor coloidale fin dispersate se folosește flocularea pentru îmbunătătirea clarității apei. Procesul de coagulare/floculare este unul din cele mai utilizate procese de separare solid/lichid pentru eliminarea solidelor dizolvate și în suspensie, coloizilor și substanțelor organice prezente în apele reziduale industriale [39].
Floculanții utilizați în tratarea apei pot fi împărțiți în trei clase principale (Schema 1): coagulanți/floculanți chimici, bio-floculanți naturali și floculanți grefați [40]
Schema 1 – Clasificarea floculanților [40]
Pentru eliminarea metalelor grele din apă se folosesc mai multe metode fizico-chimice de tratare a apelor uzate (tabelul 1).
Tabelul 1 – Metode fizico-chimice de tratare a efluentului anorganic [41]
Anumite metale precum Pb, Cd, Cu și Zn pot fi eliminate eficient din apele poluate prin utilizarea unor liganzi difenilditiocarbamati ce prezintă o capacitate ridicată de a forma legături cu aceste metale [42].
2.3 Tratarea biologică
Utilizarea proceselor biochimice cu implicarea diverselor specii microbiene în procesele de epurare a apelor reziduale, inclusiv a celor provenite din acvacultură, este un domeniu de cercetare de mare interes având în vedere aplicabilitatea sa practică deosebit de importantă [43].
Parametrii de operare ai stațiilor de epurare influențează formarea structurilor microbiene complexe și compoziția speciilor din comunitatea microbiana. Structura speciilor microbiene din biomasă determină căile metabolice care pot fi urmate de speciile bacteriene în sistemele de bioepurare și, în final, calitatea apei tratate biologic.
Bioremedierea apelor de acvacultură se realizează prin mai multe metode, printre care fitoremedierea (mlaștini artificiale, cultivarea de alge în apele reziduale etc.) și epurarea microbiană.
Cele mai uzuale metode de bioepurare microbiana, precum și populațiile de bacterii implicate în procesele biochimice sunt prezentate succint în continuare:
Metoda nămolului activ
Bioepurarea apelor uzate cu ajutorul nămolului activ este una dintre principalele metode în tehnologiile de tratare biologică a apelor uzate, rata de îndepărtare a azotului și fosforului prin această metodă fiind ridicată.
Metoda constă în adăugarea în sistem a bacteriilor nitrificatoare, denitrificatoare și fosfat reducătoare, formându-se astfel mase microbiene concentrate care absorb și descompun poluanții din apă.
Unii cercetători au testat aplicarea acestei metode tradiționale la tratarea apelor reziduale de acvacultură marină, studiind efectul salinității asupra eficientei procesului de bioepurare. Rezultatele au indicat ca salinitatea redusă afectează în mod pozitiv procesul de denitrificare. [44]
Metoda cu membrane biologice
Această metodă are avantajul că este o metodă de bioremediere simplă și eficientă. Suprafața de material filtrant conferă condițiile optime necesare creșterii și reproducerii microbiene. Microorganismele sunt atașate de suprafața filtrantă la nivelul căreia se realizează adsorbția și degradarea materiei organice existentă în apele poluate, în această metodă neexistând probleme de expansiune a nămolului.
Biofilmul gelatinos cu textura de mucus care se formează la suprafața filtrului poate reduce eficient turbiditatea, conținutul de azot și de hidrogen sulfurat din apele reziduale, reducând în același timp nivelul de consum chimic de oxigen (CCO) și inhibând creșterea microorganismelor dăunătoare.
Sistemul uzual de biofilm utilizat în tratarea apelor de acvacultură include de obicei un sterilizator UV, un generator de ozon, un separator de proteine și un filtru biologic. În general, biofiltrul este suportul pe care comunitățile microbiene formează biofilmul, făcând astfel ca suspensia să crească. [45]
În general, sistemele de acvacultură intensivă utilizează pentru epurarea apelor reziduale echipamente precum filtre biologice scufundate, contactoare biologice rotative și filtre pe pat fluidizat [43].
Metoda microbiologică cu bacterii de înaltă eficiență
Tehnologia de tratare microbiologică a apelor reziduale cu bacterii de înaltă eficiență este o metodă ecologică și viabilă din punct de vedere economic, care necesită o cunoaștere și înțelegere a tuturor microorganismelor implicate în fiecare dintre procesele biologice care au loc pe filtrul biologic. [46]
În acvacultură, bacteriile fotosintetice pot degrada substanțele toxice precum nitriți, hidrogen sulfurat, pot crește nivelul de oxigen dizolvat din apă îmbunătățind în același timp transparența apei și pot fi utilizate în hrană și în aditivii de hrană a peștilor.
Cercetările privind aplicarea microorganismelor în acvacultură sunt axate în special pe cercetări privind inhibarea bacteriilor patogene și în degradarea materiei organice.
Zhang și echipa sa de cercetare au studiat efectul bacteriilor R. acidophila, R. spheroids și T. roseopersicina asupra speciilor bacteriene patigener Aeromonas hydrophila și Aeromonas caviae. Rezultatele studiilor au arătat că toate cele trei tipuri de bacterii fotosintetice au efect inhibitor asupra acestor două specii patogene Aeromonas. [47]. De asemenea, alți cercetători au constatat că prin această metodă rata de indepartare a azotului amoniacal si a apele reziduale a fost de 95% [22, 24]
Metoda cu microorganisme imobilizate (fixare biologică)
Aceasta este o metodă de bioepurare a apelor reziduale care a evoluat de la tehnologia cu enzime imobilizate și care utilizează procese fizice și chimice de limitare a biomasei microbiene în spații fixe, menținând astfel o activitate biologică ridicată.
Deoarece metoda se caracterizează prin menținerea unei concentrații de biomasă ridicate, rata de încărcare ridicată, producție de nămol scăzută, stabilitate ridicată și ușurința de control a procesului, aceasta a devenit rapid una dintre cele mai interesante metode de cercetat și experimentat.
În prezent, metoda fixării biologice este utilizată în special ca metodă de încorporare/fixare și adsorbție. Suportul bacterian imobilizat nu trebuie să genereze o poluare secundară în timpul procesului de epurare și trebuie să fie stabil, netoxic, cu rezistența bună la curgerea de apă, să dovedească performață ridicată în transferul de masă, durată de viață ridicată etc.
Materialul polimeric folosit în mod uzual ca suport de fixare bacteriană este agarul, alginatul de sodiu etc. Acestea sunt ușor de descompus de către bacteriile anaerobe, astfel că performața lor nu este atât de bună pentru a se justifica sinteza acestor materiale polimerice.
Alcoolii polivinilici PVA sunt utilizați pe scară largă ca material suport pentru imobilizarea masei bacteriene, având ca principal avantaj stabilitatea chimică ridicată, rezistență mecanică ridicată și preț de fabricație scăzut.
În vederea tratării apelor de acvacultură, studiile și cercetările sunt axate în special pe tehnologiile de fixare biologică care utilizează bacterii fotosintetice și bacterii nutrificatoare.
Combinând tehnica utilizării de materialele de tip alcooli polivinilici PVA cu cea a epurării cu bacterii fotosintetice, pe de o parte se îmbunătățeste capacitatea bacteriilor de bioepurare, iar pe de altă parte se pot izola alte specii bacteriene. Astfel, Yu și echipa sa de cercetare au combinat tehnica utilizării alcoolilor polivinilici PVA cu bacterii fotosintetice pentru bioepurarea apei din bazine pisciole, rezultatul măsurătorilor arătând o rată de indepartare a amoniului de peste 90%. [48]
2.3.1 Tipuri de bacterii implicate in bioepurarea apelor
2.3.1.1 Bacterii fotosintetice
Bacteriile fotosintetice reprezintă o clasă foarte largă de bacterii care sunt capabile să-și asigure necesarul de hrană prin fotosinteză. Ele se clasifică în două mari grupe: bacterii fotosintetice anoxice și bacterii fotosintetice aerobe. Principalele caracteristici ale acestora sunt menționate în tabelul 2:
Tabelul 2 – Caracteristicile bacteriilor fotosintetice
Bacterii fotosintetice anoxice
Bacteriile fotosintetice anoxice depind de donorii de electroni precum compuși cu sulf, hidrogen molecular sau compuși organici. În general, drept sursă de azot se utilizează sărurile de amoniu, unele specii bacteriene fiind capabile să fixeze azotul.
Alte specii bacteriene fotosintetice anoxice pot crește chemo-autotrof în condiții aerobe sau micro-aerobe, sursa de carbon fiind reprezentată de acizii grasi, etanol, acizi organici. Aceste bacterii sunt răspândite în apele dulci, ape sarate, ape marine și ape hipersaline. Ele se clasifică în următoarele 7 subgrupe:
Subgrupa I: Globule de sulf se gasesc în interiorul celulei: Amoebobacter, Chromatium, Lamprobacter, Thiocapsa, Iximprocystis, Thiocystis, Thiodictyon, Thiopedia, Thiospirilliim;
Subgrupa II: Globule de sulf apar in afara celulei: Ectothiorhodospira;
Subgrupa III: Globule de sulf pot apărea și în afara celulei; cele mai multe tipuri depind de substratul nutritiv. Ca exemple pot fi menționate Rhodobacter, Rhodocyclus, Rhodomicrobium, Rhodopila, Rhodopseudomonas, Rhodospirillum, aceste celule bacteriene crescând prin fotoasimilarea de compuși organici simpli;
Subgrupa IV: Lipsesc membrane interne sau clorozomii, pereții celulelor de formă spiralată nu conțin lipo-polizaharide. Celulele conțin bacterioclorofilă g și carotenoide. Nu utilizează compuși cu sulf ca donor de electroni și sunt specii fotoheterotrofe. Ca exemplu se poate menționa Heliobacillus;
Subgrupa V: Globulele de sulf apar în afara celulei, dar niciodata înăuntru. Bactericlorofila este localizată în clorozomi. Aceste bacterii asimilează substanțe organice simple doar în prezența sulfului sau a bicarbonatilor. Exemple de astfel de bacterii: Ancalochloris, Chlorobium, Pelodictyon, Prosthecochloris;
Subgrupa VI: Celulele sunt dispuse în filamente multicelulare care prezinta motilitate prin alunecare și utilizează pentru creștere substanțe organice; Exemple: Chloroflexus, Chloronema, Heliothrix, Oscillochloris;
– Subgrupa VII: Celulele bacteriene cresc heterotrof în condiții aerobe; este exclus ca ele să crească și în condiții anaerobe. Conțin bacterioclorofilă a și carotenoide. Ca exemplu se poate menționa Erythrobacter.
Bacterii fotosintetice aerobe (oxice)
Bacteriile fotosintetice aerobe sunt bacterii unicelulare sau multicelulare care conțin bacterioclorofilă a și realizează fotosinteza oxigenică. Ele conțin ficobilină, cu excepția grupei proclorofitelor care nu conțin ficobilină dar conțin atât bacterioclorofila a cât și bacterioclorofila b. Sunt în majoritate reprezentate de cianobacterii Gram-negative care prezintă doar membrană. Nu conțin flageli dar se pot deplasa prin alunecare.
Pigmenții din structura lor sunt proteine- ficobilina, ficoeritrina, ficocianina, bacterioclorofila a și carotenoide, dar capsula de manta poate contine pigment galben sau pigment rosu-albastru.
Fotosinteza acestor specii bacteriene este oxigenică și autotrofă, dar poate fi și chemoautotrofă.
Bacteriile fotosintetice aerobe se clasifică în urmatoarele 5 subgrupe:
Subgrupa I: Sunt bacterii unicelulare sau agregate nefilamentoase de celule ținute împreună cu ajutorul unor pereți exteriori sau unei matrici de tip gel. Diviziunea se realizează prin fisiune binară pe unul, doua sau trei plane. Exemple de astfel de bacterii sunt: Gloeothece, Synechococcus, Gloeocapsa, Gloeobacter;
Subgrupa II: Între membrii acestei subgrupe, diviziunea se realizeză prin fisiune binară cu generarea de celule mai mici decat celule mama, sau prin fisiune multiplă și binară. Exemple de bacterii din această subgrupă: Dermocorspa, Xenococcus, Pleurocapsa;
Subgrupa III: Fisiunea binară are loc într-un singur plan. Exemple: Spirulina, Arthospira, Oscillatropia, Phormidium, Lyngbya;
Subgrupa IV: Cylindrospermum, Anabaena, Nodularia, Calothrix, Nostoc.
Subgrupa V: Fisiunea binară se produce periodic sau frecvent în mai mult de un plan, dând naștere unor sisteme multiseriate sau ramificate. Ca exemple pot fi menționate: Stigonema, Cyanobotrytis. Westicella, Loriella, Nostichopsis.
Bacteriile fotosintetice verzi sunt organisme strict aerobe, obligat fotosintetice. Ele utilizează hidrogen sulfurat H2S, hidrogen H2 sau tiosulfat ca donor de electroni (spre deosebire de cianobacterii și alge care utilizează ca donor de electroni apa H2O) și bioxid de carbon CO2 ca sursă de carbon.
Bacteriile fotosintetice purpurii sunt de două tipuri: bacteriile purpurii sulfuroase (Chromatiaceae) care utilizează H2S ca donor de electroni și bacteriile purpurii nesulfuroase (Ectothiorhodaceae) al căror metabolism depinde de compușii organici din mediu, precum lipide ce conțin acizi grasi cu catena scurtă. Majoritatea tipurilor de bacterii fotosintetice conțin bacterioclorofilă astfel: cianobacteriile conțin bacterioclorofila a, bacteriile verzi conțin bacterioclorofila c, d și mici cantitati a, bacteriile purpurii conțin bacterioclorofilă a sau b. [49]
2.3.1.2 Bacterii nitrificatoare
Afinitatea pentru substrat a bacteriilor care consumă nutrienții din apele reziduale determină compoziția speciilor bacteriene din apă. Diversitatea bacteriilor care oxidează amoniul este ridicată în apele reziduale de natură domestică comparativ cu alte tipuri de ape uzate, principala specie bacteriană responsabilă de nitrificare fiind Nitrosomonas sp. [52]. O altă specie bacteriană responsabilă de nitrificare este Nitrosospira sp., abundența și echilibrul biologic între cele două specii fiind determinate și de temperatura mediului, temperaturile mai joase favorizând specia bacteriana Nitrosospira sp.
În ceea ce privește bacteriile care oxidează nitriții, creșterea și răspândirea speciei Nitrospira sp în apele reziduale, inclusiv a celor de acvacultură este favorizată de concentrații reduse de oxigen dizolvat, în timp de abundență Nitrobacter sp. Este mai mare în lunile de iarnă, în care nivelul de oxigen dizolvat este mai ridicat. [53]. Alți cercetători au identificat și alte specii de bacterii care oxideză nitriții, precum CandidatusNitrotoga arctica, acestea putând coexista împreună cu Nitrospira sp. Speciile Nitrotoga sp. Rămân active la concentrații de nitrit variate, prezența lor în apele reziduale fiind favorizată de temperaturi scăzute [52]
Microorganisme autotrofe care oxidează amoniul se regăsesc și în domeniul Archaea. Echilibrul între microorganismele de tip Archaea care oxidează amoniul și speciile bacteriene care oxidează amoniul depinde de concentrațiile de amoniu și apă. Astfel, în apele reziduale bogate în amoniu precum cele provenite din stațiile de tratare municipale, abundența și răspândirea bacteriilor este mult mai ridicată decât cea a microorganismelor Archaea, în timp ce în apele al căror influent conține un nivel redus de amoniu s-a observat o abundență a genelor Archaea. [52] Nivelul redus de Archaea este un indicator al sensibilității mai crescute a Archaea la poluanții toxici față de speciile bacteriene de oxidare a amoniului.
Succesul procesului de nitrificare este dat totuși de bacteriile heterotrofe, în ciuda abundenței moderate sau reduse a nitrificatorilor autotrofi. În apele contaminate cu poluanți organici și bogate în amoniu a fost observată creșterea și răspândirea bacteriilor nitrificatoare heterotrofe Comamonas, Thauera, Paracoccus si Azoarcus [53] Alte specii bacteriene responsabile de nitrificarea heterotrofă sunt Pseudomonas sp. si Paracoccus sp. [54]
2.3.1.3 Bacterii denitrificatoare
Bacteriile denitrificatoare aparțin unei varietăți mari de grupe filogenetice, prin urmare ele sunt dificil de investigat. În mod uzual, în apele reziduale cel mai frecvent întâlnite bacterii denitrifiactoare sunt cele din speciile Thauera sp. [55].
Structura comunităților microbiene de bacterii denitrificatoare este influentață de tipul de tehnologii de epurare utilizate. Astfel, cea mai mare diversitate de bacterii N2O-reducatoare a fost detectată în stațiile de tratare a apelor reziduale cu rezervoare de denitrificare separate. [56] Măsurătorile efectuate la stațiile de epurare în ceea ce privește activitatea bacteriilor debitrificatoare au evidentiat o denitrificare completă și o minimizare a emisiilor de oxizi azotosi.
Nevoile diferite de substrat organic specifice bacteriilor nitrificatoare și denitrificatoare influențează distribuția spațială a acestora în reactoarele de epurare. Analizele efectuate la sistemele de tratare a apelor contaminate cu poluanți organici au arătat că abundența bacteriilor nitrificatoare este mai ridicată de-a lungul contactoarelor biologice rotative, în timp ce abundența bacteriilor denitrificatoare care aparțin genului Rhodanobacter, Paracoccus, Thauera, și Azoarcus a fost considerabil mai scăzută în aceste zone. [57]
2.3.1.4 Bacterii pentru eliminarea fosforului (organisme de acumulare polifosfați)
Îndepărtarea fosforului pe cale biologică se realizeză cu ajutorul bacteriilor care acumulează fosfați, a căror creștere este stimulată de condiții combinate anaerobe/aerobe.
Unele bacterii sunt capabile să îndepărteze fosforul folosind nitrit sau nitrat ca acceptor de electroni în procese de denitrificare (denumite organisme de acumulare polifosfați prin denitrificare), ele folosind același bazin de apă cu substanțe organice pentru eliminarea azotului și carbonului. [58]
O astfel de specie destul de abundentă în sistemele de tratare ape este Accumulibacter sp. care preia, în condiții anaerobe, acizii grași volatili și stochează polihidroxiacizi, simultan cu eliberarea fosfatului și descompunerea glicogenului. [59]
Altă specie bacteriană importantă, implicată în îndepărtarea fosforului, este Tetrasphaera care nu stochează polihidroxiacizi și care consumă aminoacizi în loc de acizi grași volatili. Această specie poate reprezenta pâna la 30-35% din totalul speciilor comunității microbiene din apele reziduale, în timp ce Accumulibacter sp. sunt mult mai puțin numeroase, ca. 3-10%. [20] Prezența ambelor tipuri de bacterii de îndepărtare a fosforului depinde în mare măsură de raportul carbon/fosfor și de rata de încărcare microbiană cu Accumulibacter sp., respectiv Tetrasphaera sp. [63]. Alte specii bacteriene cu rol în îndepărtarea fosforului sunt Dechloromonas, capabile să preia acetați, polifosfați și să stocheze polihidroxiacizi, reducând nitriți/nitrați. Ponderea acestora în comunitatea bacteriană este mult mai redusă, <3%. [62]
Principalul competitor al bacteriilor de îndepartare a fosforului sunt bacteriile care acumulează glicogen, acestea fiind în competiție cu primele în ceea ce privește consumul de acizi grași volatili. Printre aceste organisme pot fi menționate Candidatus Competibacter phosphatis (≤12 %) si Defluviicoccus vanus (9 %) [63].
Ca o concluzie generală privind diversitatea mare a populațiilor bacteriene implicate în descompunerea poluanților din apele reziduale, se poate afirma că îmbunătățirea gradului de epurare a apelor poluate cu compuși organici proveniți din diverse activităti industriale, inclusiv a celor de acvacultură, se poate realiza printr-o întelegere mai aprofundată a ecologiei microbiene și a conexiunilor dintre speciile microbiene [64]
2.4 Tratare cuaternară
Scopul principal al tratamentului quaternar al apelor uzate este acela de a elimina micropoluanții precum metalele grele, compușii organici toxici (peșticide, antibiotice, hormoni) și mineralele solubile prin utilizarea plantelor, algelor, fungilor sau diferite procedee de dezinfectare [65].
O metodă comună de tratare a apei este utilizarea de dezinfectanți chimici. Procesul de dezinfecție contribuie la eliminarea microorganismelor dăunătoare sănătății umane (bacterii, virusuri), dar și pentru eliminarea sau diminuarea cantitativă a unor compuși cu miros urât [66], [32]. Cei mai utilizați agenți chimici de dezinfecție sunt: clorul și compuși pe bază de Cl (NaClO – hipoclorit de sodiu, ClO2 – bioxid de Cl), bromul, iodul, permanganatul de potasiu, ioni de argint sau de cupru, acizi și ozonul [33].
În ultimele decenii, din cauza creșterii accentuate a nivelului de poluare a apelor este necesară găsirea de noi compuși chimici care să aibă capacitatea de a dezinfecta apa, de a descompune contaminanții organici și anorganici din apă și apele uzate și de a elimina particulele suspendate și metalele grele. Conform studiului efectuat de Talaiekhozani et al, 2017 [35], compușii chimici care îndeplinesc condițiile enumerate sunt ferații (IV) (FeO42-) [35].
De asemenea, tratamentul cu radiații UV sau ozon sunt două procedee performante de eliminare a microorganismelor din apă.
În general, algele sunt capabile să elimine din apele reziduale nutrienții (C, N2, P, Ca, Fe, Zn, Mg) prin mecanisme de biosorpție (asimilare), precipitare, volatilizare, nitrifiere, denitrifiere, cu formare de biomasă [67]. A fost pus în evidența [68] ca N2 și P pot fi eliminate din apele reziduale cu ajutorul algelor la concentrații foarte mici de 2.2 mg/l, respectiv 0.15 mg/l. Shi et al [69] au arătat că estrogenii naturali și sintetici pot fi eliminați în mod eficient în sistemele de tratare a apei bazate pe alge.
Chlorella Sorokiniana [72] a fost utilizată pentru eliminarea, în procente cuprinse între 60-100%, a diclofenacului, ibuprofenului, paracetamolului și metroprololului prin mecanisme de biodegradare și fotoliză. Eliminarea N2 și P a fost apropiată de 100% la finalul experimentului.
De asemenea, este cunoscut faptul că anumite alge marine sau de apă dulce sunt capabile să rețină metalele grele din soluții apoase și să stocheze în celulele lor metale ca: magneziu (Mg), calciu (Ca), cobalt (Co), cupru (Cu), seleniu (Se), zinc (Zn), crom (Cr) plumb (Pb), prin mecanisme de transport biologic activ [67].
Algele albastre-verzi (cianobacterii) alături de algele verzi precum Chlorella se găsesc în fruntea clasamentului privind eficiența în eliminarea metalelor grele din soluții apoase, dar și a bacteriilor de tipul Fecal Coliform (care nu pot coexista cu clorofila) [73].
Majoritatea lucrărilor de specialitate care fac referire la eficiența ridicată în eliminarea metalelor grele a biomasei algale moarte, arată că celulele moarte pot absorbi mai multe metale decât celulele vii [72, 73].
Anumite specii de fungi, așa cum sunt Trametes versicolor și Phanerochaete chrysosporium prezintă capacitate de degradare a unor compuși activi farmaceutici și au arătat rezultate promițătoare la utilizarea în bioreactoare de tratare a apei [74]. P. Chrysosporium a fost utilizat cu succes în eliminarea continuă a unor analgezice și antiinflamatoare ca diclofenac, ibuprofen, naproxen, dar și la medicamente psihiatrice precum carbamazepină [75].
3. EXPERIMENTAL
3.1 Materiale si metode
3.1.1 Hidratarea liofilizatului
Hidratarea liofilizatului [BFL018] (BFL 6000HC – BioFuture Ltd.) s-a realizat într-un pahar Berzelius cu 100 mL apă sterilă îmbogățită cu oxigen, prin barbotare cu o pompă de aer (presiune: 0,010 Pa, debit: 1,5 L/min) în care s-a adaugat o cantitate de 10 g de liofilizat. După 4 ore s-au adăugat 10 mL de ulei alimentar, iar după 12 ore s-au inserat nutrienți (5 g de faină de pește). După 24 de ore, inoculul a fost gata de utilizare. În timpul procesului de fermentație s-a verificat densitatea optică cu ajutorul densitometrului Biosan McFarland (Fig. 4)
Fig. 4 – Densitometru Biosan McFarland
3.1.2 Realizarea mediului de cultură
Prepararea mediului de cultură lichid s-a realizat prin cântărirea a 10 g de peptonă, 5 g de NaCl, 5 g de extract de drojdie, peste care s-a adăugat 1 L de apă distilată. Mediul de cultură s-a sterilizat în autoclav la 121șC (Autoclav Systec VX-65) timp de 15 minute. După răcire mediul a fost repartizat în tuburi de sticlă. In mod similar, s-a procedat și în cazul mediului de cultură solid, acesta având in plus 12 g de agar. Mediul de cultură solid, după sterilizare, a fost repartizat în plăci Petri (25 mL/placă).
3.1.3 Izolarea și identificarea tulpinilor bacteriene
Izolarea
S-a prelevat cu o ansă sterilă 1 µL din mediul de cultură și s-a efectuat însămânțarea plăcii prin tehnica epuizării ansei. Placa însămânțată a fost incubată la 37șC pentru 24 ore. După 24 de ore s-au izolat coloniile diferite din punct de vedere morfologic prin însămânțare în alte plăci cu mediu solid.
Identificarea
Coloniile izolate au fost identificate folosind sistemul API 20E (Biomerieux) în mai mulți pași: s-a realizat un inocul cu densitatea optică de 0.5 McFarland (1.5 x 108 CFU/mL); s-au repartizat 5 mL de apă distilată în tăvița galeriei; galeria API 20E a fost asezată în tăviță; cu o pipetă sterilă s-a prelevat o singură colonie caracteristică și a fost emulsionată în mediu cu NaCl 0.85% (5mL) pentru a obține o suspensie omogenă. Cu aceeași pipetă se distribuie suspensia bacteriană în tuburile galeriei:
pentru CIT, VP, GEL, se umple atât tubul cât și godeul;
pentru celelalte teste se umplu numai tuburile;
pentru testele ADH, LDC, ODC, H2S, URE se crează anaerobioza prin distribuirea de ulei mineral în godeu.
Se inchide cutia de incubare, se incubează galeria la 37 șC, timp de 18-24 ore. După încheierea perioadei de incubare se citește stripul galeriei consultând tabelul de citire. Dacă numărul testelor pozitive (înaintea adăugării reactivilor) este mai mic de 3, se reincubează stripul încă 24 de ore fără a mai adăuga vreun reactiv. Daca 3 sau mai multe teste sunt pozitive, se notează toate reacțiile spontane pe fișa de rezultate și apoi se identifică testele ce necesită adăugare de reactivi (TDA, IND, VP).
Identificarea este obținută cu ajutorul profilului numeric. În fișa de rezultate, testele sunt împărțite în grupuri de câte 3, fiecare grup având valorile 1, 2 și 4, deja indicate pentru fiecare test. Adunând valorile corespunzătoare reacțiilor pozitive din cadrul fiecarui grup, se obține un număr de 7 cifre pentru cele 20 de teste ale stripului. Reacția oxidazei constituie al 21-lea test și are valoarea 4 dacă este pozitivă. Identificarea speciei bacteriene este realizată prin utilizarea soft-ului de identificare apiweb.
3.1.4 Realizarea curbei de creștere a bacteriilor identificate în prezența oxitetraciclinei (OTC). Testarea viabilității.
Pentru a evidenția efectul antibioticului asupra tulpinilor bacteriene identificate, s-a realizat o curbă de creștere folosind valorile de densitate optică [DO, Cititor Elisa Tecan (Fig. 5)]. DO au fost măsurate la temperatura de 25-30°C, la o lungime de undă la 595 nm, din oră în oră, timp de 20 h.
Fig. 5 – Cititor Tecan
Pentru acest experiment s-au folosit diferite concentrații de oxitetraciclină (de uz veterinar) [Beb002]. Soluția inițială de oxiteraciclină a fost de 1% (m/v). Curba a fost realizată într-o placă cu 24 de godeuri, fiecare godeu având un volum de 2 mL. Primul godeu a fost umplut cu mediu LB lichid, următoarele două cu mediu LB și inocul bacterian cu DO de 0,05. Concentrațiile folosite au fost de 0,1 µg/mL, 0,2 µg/mL, 0,4 µg/mL, 1 µg/mL, 2 µg/mL. Din fiecare concentrație au fost umplute câte 3 godeuri.
După citirea densității optice, s-a realizat un test pentru viabilitate celulară, cu resazurină astfel: mediul ținut la incubat a fost tranferat în tuburi Eppendorf (câte 1,5 mL de fiecare tub), peste care s-a adăugat un volum de 30 µl de resazurină. Schimbarea culorii lichidului de la albastru-închis la roz indică faptul că în acesta există celule viabile [Cze011].
Restul de lichid de 0,5 mL a fost îndepărtat din godeuri. Pentru a vedea dacă tulpinile bacteriene au aderat pe placă și dacă au format biofilm, în godeurile goale s-au adăugat 2 mL de apă distilată și 50 µl de resazurină. Placa a fost pusă pe un shaker Heidolph Titramax 101 pentru 1h la 300 de rotații/min, iar mai apoi s-a citit DO și s-au urmarit și modificările de culoare.
În urma acestui test s-au determinat concentrațiile de oxitetraciclină care nu împiedică dezvoltarea bacteriilor, cele care încetinesc creșterea lor și cele care conduc la distrugerea lor.
3.1.5 Testarea eficiacității de reținere a bacteriilor a unor biofiltre în mediu lichid LB
Dezvoltarea bacteriilor fără oxitetraciclină și cu diferite concentrații de oxitetraciclină, precum și capacitatea de aderare la substrat, s-a făcut cu ajutorul a 6 tipuri de biofiltre de plastic (Fig. 6)
Fig. 6 Tipuri de biofiltre utilizate
a) Dezvoltarea bacteriilor fără oxiteraciclină a fost urmarită prin introducerea acestor biofiltre în tuburi de 50 mL cu capacul perforat pentru a permite pătrunderea aerului, speciile de bacterii fiind aerobe. În fiecare tub s-a pus un volum de 20 de mL de mediu lichid LB și inocul bacterian cu DO de 0,05. Tuburile au fost păstrate pe Shaker timp de 7 zile la o temperatură de 30°C.
La mediul cu inocul bacterian în care au stat aceste biofiltre s-au făcut teste de viabilitate celulară și s-a măsurat și DO cu ajutorul unui spectofotometru UV-Vis V-570 (JASCO, JP), la 600 de nm pentru a urmării dezvoltarea bacteriilor în prezența fiecarui filtru. Pentru a evidenția formarea biofilmului pe filtrele folosite, acestea s-au cântărit înainte și după terminarea experimentului.
Pentru a afla câte unități formatoare de colonii (CFU) avem într-un mililitru de mediu cu inocul din fiecare tub s-a folosit densitometrul Biosan McFarland, care inregistrază DO la 590 nm.
Filtrele din tuburi au fost puse la ultrasonicare in tuburi în 20 mL de apă distilată, pe o baie cu ultrasunete (Cuva JP0205) pentru 2 min. Viabilitatea celulelor după ultrasonicare a fost testată cu resazurină. De asemenea, au fost realizate măsuratori de DO pe lichidele din tuburi (Cititor Tecan) la 550 nm, incubate și agitate timp de 30 de secunde înainte de citire în același echipament.
b) Dezvoltarea bacteriilor în prezența antibioticului a fost testată tot în tuburi cu mediu LB lichid, în aceleași condiții ca și cele fără oxitetraciclină, fiind testate în același mod pentru viabilitatea celulară și aderarea la biofiltre ca la subpunctul a). In fiecare tub, pentru fiecare biofiltru au fost puse diferite concentrații de antibiotic: 0,1 µg/mL, 0,2 µg/mL și 0,4 µg/mL, păstrându-se DO a inoculului bacterian la 0,05.
3.1.5 Testarea eficiacității de reținere a bacteriilor a unor biofiltre în mediu sintetic
După stabilirea unei concentrații de oxitetraciclină, agreată de bacterii s-a realizat un mediu sintetic – pentru un litru de mediu s-a folosit o soluție stock cu pH=5,8, în care s-au pus 10 mL din fiecare soluție de MgSO4 ( 23,6 g/100mL), Ca(NO3)2 (13,6 g/100mL), KHPO4 (13,6 g/mL), KNO3 (10,1 g/mL), 10 mL [Micronutrienti H3BO3 (2,86 g/l), MgCl2 (1,82 g/l), ZnSO4 (0 ,22 g/l), NaMoO4 (0,09 g/l), CuSO4 (0,09 g/l)], 10 mL Fe-EDTA [(0,121 g/250mL FeCl3), EDTA (0,375 g/250mL)], 400 mL soluție cu extract de drojdie și bactopeptonă și 560 mL de apă distilată [Cow989]. Modul de caracterizare al biofiltrelor a fost identic cu cel de la pct. 3.1.5.
Pe acest mediu s-a realizat o curbă de creștere a bacteriilor, pentru 20 de ore, din oră în oră, pentru a verifica dacă bacteriile se dezvoltă la fel de bine ca în mediul LB, dar și pentru a vedea dacă concentrațiile agreate de aceste specii rămân aceleași ca în mediul LB. Testele au fost identice cu cele de la pct. 3.1.4., dar în tuburi cu biofiltre și mediu sintetic s-a utilizat concentrația de 0,2 µg/mL OTC (Fig. 7). Concentrație a fost aleasă pe baza rezultatelor testelor din curba de creștere.
Fig. 7 Tuburi cu filtre în mediu sintetic: 0,2 µg/mL OTC
3.1.6 Determinarea spectrofotometrică a concentrațiilor de ioni de amoniu, nitrat, nitrit și fosfor
3.1.6.1 Determinarea ionului de amoniu (NH4+)
Principiul metodei de determinare a ionului de amoniu are la bază reacția amoniacului (NH3) cu fenat în soluție alcalină [Kor976]. Pentru realizarea curbei de calibrare s-a folosit o soluție stock de 100 ppm de NH4-N și apă distilată, realizându-se 5 soluțiii corespunzătoare concentrațiilor din tabelul N1:
Tabelul N1. Soluții standard pentru realizarea curbei de calibrare
Peste fiecare probă de soluție standard, precum și peste proba cu inocul bacterian în mediu sintetic s-au adăugat 40 µl soluție de fenol-alcool (1 g de fenol în etanol 95% adus la volum constant de 10 mL), 40 µl soluție de nitroprusiat de sodiu (0,5 g de nitroprusiat de sodiu în apă distilată și adus la volum constant de 10 mL) și 100 µl reactiv oxidant (Rivex – hipoclorit de sodiu). După amestecare, soluțiile au fost ținute în repaus timp de 1h, agitându-se periodic. La terminarea perioadei de repaus a fost masurata DO pe fiecare soluție la 630 nm, folosindu-se ca referință apa distilată. Valorile de DO au fost folosite pentru generarea curbei de calibrare. Curba de calibrare a fost folosită pentru determinarea concentrație de ion de amoniu din proba cu inocul bacterian în mediu sintetic.
3.1.6.2 Determinarea ionului nitrat
Reacția de nitrare a acidului salicilic în condiții foarte acide formează cu complex ce prezintă o absorbanță maximă la 410 nm în soluții bazice (pH> 12). Absorbția cromoforului este direct proporțională cu cantitatea de nitrat-N prezentă. Ionii de amoniu, nitrit și clorură nu interferează [Cat975].
Pentru realizarea curbei de calibrare de determinare a cantității de ion nitrat s-au pregatit 6 soluții standard folosind o soluție stock de 0,25 g/L NO3-N (Tabelul N2):
Tabelul N2. Soluții standard pentru realizarea curbei de calibrare
Peste fiecare probă de soluție standard, precum și peste proba cu inocul bacterian în mediu sintetic, s-au adăugat 0,8 ml soluție de acid salicilic – H2SO4 (0,5 g acid salicilic în 10 mL de H2SO4). Probele au fost lăsate în repaus la temperatura camerei timp de 20 de minute, apoi s-au adăugat 19 mL de soluție de NaOH 2N. Pe probele aduse la temperatura camerei s-au realizat măsurători de DO la 410 nm, folosindu-se ca referință apa distilată. Curba de calibrare a fost folosită pentru determinarea concentrație de ion nitrat din proba cu inocul bacterian în mediu sintetic.
3.1.6.3 Determinarea concentrație ionului nitritului prin derivatizare cu captopril
Azotatul de sodiu nitrozilează rapid captoprilul în condiții acide, ceea ce duce la producerea unui derivat cu benzile de absorbție dependente de concentrație la 333 nm și 546 nm [Mir001].
Pentru realizarea curbei de calibrare de determinare a cantității de ion nitrit s-au pregatit 6 soluții standard folosind o soluție standard de azotat de sodiu (Tabelul N3) și apă acidulată.
Tabelul N3. Soluții standard pentru realizarea curbei de calibrare
Peste fiecare probă de soluție standard, precum și peste proba cu inocul bacterian în mediu sintetic, s-au adăugat 0,05 ml reactiv captopril, după care soluția standard s-a agitat și s-a masurat DO la 333 nm, pentru a se genera curba de calibrare. Curba de calibrare a fost folosită pentru determinarea concentrație de ion nitrit din proba cu inocul bacterian în mediu sintetic.
3.1.6.3 Determinarea concentrație de fosfor
Pentru realizarea curbei de calibrare de determinare a cantității fosfor s-au pregatit 6 soluții standard folosind o soluție standard de fosfor cu o concentrație de P 20 µg /mL și apă distilată (Tabelul N3), măsurandu-se DO la 660 nm (față de apă distilată)
Tabelul N3. Soluții standard pentru realizarea curbei de calibrare
Peste fiecare probă de soluție standard, precum și peste proba cu inocul bacterian în mediu sintetic, s-au pipetat câte 0,8 ml soluție de molibdat de amoniu (2,5% în H2SO4 5N) și 0,2 ml de soluție reducătoare de eiconogen (6 g metabisulfit de sodiu, 0,2 g sulfit de sodiu și 0,1 g acid 1-amino-2-naftol-4-sulfonic dizolvat în apă și adusă la 80 ml volum final).
3.2 Rezultate si discutii
3.2.1 Izolarea și identificarea speciilor bacteriene
După hidratarea liofilizatului, speciile bacetriene au fost însămânțate în placi cu mediu solid LB. Pe aceste placi au crescut două colonii diferite morfologic (I și II). Aceste colonii au fost izolate și însămânțate pe placi diferite (Fig. 1-2). Pe prima placă (Fig.1) s-a dezvoltat o colonie cu formă circulară cu margini întregi, cu aspect cremos de culoare galben-pai, ce prezintă un fenomen de fluorescență în lumină UV (Fig. 2).
Cea de-a doua placă a prezentat o colonie mare (cca. 4 cm), cu suprafață turtită, margini lobate și formă neregulată de culoare albă (Fig. 3). Această specie nu a prezenta fluorescență l alumina UV.
Fig. 3 – Placă însămânțată cu colonia II
Speciile izolate au fost identificate cu ajutorul testului API 20E folosind softul apiweb (Fig. 4,5), conform caruia a fost identificată în colonia I specia Pseudomonas. aeruginosa (Ps) (% ID: 98 %), iar în colonia II specia Chromobacterium violaceum (Cv) (% ID: 94 %). Fenomenul de fluorescența observat în cazul coloniei I este specifică speciei P. aeruginosa, fiind în acord cu rezultatele testului API 20E [Wu015].
Fig. 6 – Test de viabilitate biofiltru în mediu fără OTC: P. aeruginosa
Fig. 7 – Test de viabilitate biofiltru în mediu fără OTC: C. violaceum
Fig. 8 – Teste de viabilitate P. aeurginosa și C. violaceum: mediu (A1/C1); fără OTC (A2, A3/C2,C3); 0,4 g/ml OTC (A4,A5,A6/C4,C5,C6); 1 g/ml OTC (B1,B2,B3/D1,D2,D3); 2 g/ml OTC (B4,B5,B6/D4,D5,D6)
Fig. 9 – Teste de viabilitate P. aeurginosa și C. violaceum: mediu (A1/C1); fără OTC (A2, A3/C2,C3); 0,1 g/ml OTC (A4,A5,A6/C4,C5,C6); 0,2 g/ml OTC (B1,B2,B3/D1,D2,D3); 0,4 g/ml OTC (B4,B5,B6/D4,D5,D6)
Fig. 10 – Teste de viabilitate cu resazurină P. aeurginosa
Fig. 11 – Teste de viabilitate cu resazurină C. violaceum
Fig. 12 – Test de viabilitate cu resazurină, inocul bacterian în mediu sintetic cu diferite concentrații de OTC: 0,1 g/ml OTC (A4,A5,A6/C4,C5,C6); 0,2 g/ml OTC (B1,B2,B3/D1,D2,D3); 0,4 g/ml OTC (B4,B5,B6/D4,D5,D6)
Fig. 14 – Test de viabilitate mediu sintetic: 0,2 g/ml OTC
Fig. 15 – Teste de viabilitate cu resazurină P. aeurginosa în mediu sintetic
Fig. 15 – Teste de viabilitate cu resazurină C. violaceum în mediu sintetic
Fig. 15 – Teste de viabilitate cu resazurină efectuate pe lichid după ultrasonicarea filtrelor
Fig. 16 – Teste de viabilitate cu resazurină efectuate pe lichid cu Ps după ultrasonicarea filtrelor
Fig. 17 – Teste de viabilitate cu resazurină efectuate pe lichid cu Ps după ultrasonicarea filtrelor
În graficul din figura 1 este reprezentată variația masei de film bacterian în funcție de tipul de filtru utilizat și de specia de bacterii luată în lucru.
Fig. 1 – Variația masei de biofilm în funcție de tipul de filtru și de specia de bacterii
Pentru specia P. aeruginosa se observa o depunere substanțială de biomasă microbiană pe filtrele F5 si F6, adică circa 0,05 grame în valoare medie, în timp ce depunerea microbiană pe filtrele F2, F3 si F4 este mult mai redusă, de circa 0,01 g, fiind ușor mai pronunțată pentru filtrul F3. Cea mai slabă depunere de masă microbiană pe suportul filtrant s-a înregistrat pentru filtrul F1. O comportare asemănătoare în ceea ce privește afinitatea masei microbiene pentru materialele filtrante s-a observat și în cazul speciei C. violaceum, cea mai mare reținere pe filtru înregistrându-se pentru filtrul F5, adică circa 0,078 g. Filtrele F4 și F6 au prezentat o încărcare microbiană bună, adică o bună reținere de masă microbiană, de circa 0,06 g în valoare medie, afinitatea speciei C. violaceum fiind ușor mai pronunțată pentru filtrul F6. Filtrele F1, F2 și F3 au prezentat o eficiență de reținere a speciei C. violaceum relativ redusă, de circa 0,02 g masa bacteriană, însă semnificativ mai bună decât eficiența de reținere înregistrată pentru specia P. aeruginosa.
Aceste rezultate de evaluare gravimetrică a eficienței de reținere sunt foarte importante în practica industrială în deciderea asupra tipului de biofiltru care poate oferi o epurare mai eficientă a apei uzate în funcție de anumite specii bacteriene cu abundență ridicată în mediul acvatic specific [Schreiner, 2010].
Efectul utilizării antibioticului oxitetraciclină asupra eficienței de epurare a apelor de acvacultură prin folosirea biofiltrelor, pentru ape inoculate cu bacterii din speciile P. aeruginosa, respectiv C.violaceum, este reprezentat în graficele din figurile 2 si 3. Pentru aceste experimente s-au utilizat trei concentrații diferite de antibiotic: 0,1 µg/l, 0,2 µg/l și 0,4 µg/l. Utilizarea oxitetraciclinei în cercetările privind eficiența de bioepurare a fost selectată având la bază studii de literatură [Bebak, 2002].
Masa de biofilm_OTC
Fig. 2 Variația masei de film cu tipul de filtru pentru mediul inculat cu P. aeruginosa
și tratat cu OTC
Se constată că pentru specia P. aeruginosa, o concentrație de antibiotic oxitetraciclină de 0,1 µg/l în mediul de cultură a avut ca efect o intensificare de 3-4 ori a reținerii de masă microbiană pe filtru, față de cazul utilizării biofiltrelor în mediu de cultură fără adaos de antibiotic. În contradicție cu această comportare, adaosul de oxitetraciclină de concentrație 0,1 µg/l a produs o reducere a depunerii de masă bacteriană pe filtrele F5 și F6, față de cazul în care mediul de cultură nu a fost tratat cu antibiotic. Această comportare indică faptul că utilizarea de antibiotice în apele reziduale crește eficiența de filtrare biologică a unor biofiltre și scade eficiența altor biofiltre, pentru specia bacteriană P. aeruginosa. Tratarea cu antibiotic OTC nu a afectat eficiența de biofiltrare a filtrului F2, dar a crescut de circa 5 ori încărcarea bacteriană pe filtrul F1, față de experimentul anterior, fără aplicarea de antibiotic. O concentrație de antibiotic de 0,2 µg/l OTC are o comportare similară ca în cazul utilizării concentrației de 0,1 µg/l, eficiența de reținere pe biofiltre fiind afectată negativ față de mediul de cultură netratat. Concentrația de 0,04 µg/l antibiotic OTC a facilitat reținerea de masă bacteriană din specia P. aeruginosa pe filtrul F1, dar pentru toate celelalte filtre eficiența de bioepurare în apele tratate cu antibiotic OTC de concentrație 0,04 µg/l este diminuată cu 10-60%.
În cazul speciei C. violaceum, utilizarea de antibiotic OTC de concentrație 0,1 µg/l nu a afectat eficiența de bioepurare a filtrelor F1, F2 și F3 dar a redus semnificativ reținerea de masă bacteriană pe filtrele F4, F5 și F6 (Figura 3). Concentrația de OTC de 0,2 µg/l a avut ca efect o intensificare de 2,5 ori a reținerii de masă bacteriană pe filtrul F1, celelalte filtre nefiind afectate într-o măsură vizibilă.
Fig. 3 Variația masei de film cu tipul de filtru pentru mediul inculat cu C.violaceum
și tratat cu OTC
Același efect de intensificare a efectului pentru biofiltrul F1, însă ușor mai redus, s-a constatat și în cazul utilizării de antibiotic OTC de concentrație 0,4 µg/l. Pentru toate celelalte biofiltre, utilizarea de antibiotic în mediul de cultură a redus eficiența de bioepurare a acestora cu 50-80% față de situația în care mediul de cultură nu a conținut antibiotic.
Această observație experimentală indică faptul că prezenta antibioticelor în mediul de cultură în care se află specii bacteriene de diverse tipuri, reduce nivelul de eficiență al biofiltrelor pentru speciile bacteriene care se dovedesc sensibile la antibioticul prezent în mediu. [Bebak, 2002], [Cetecioglu, 2018]
Figura 4 prezintă răspunsul biofiltrelor la efectul antibioticului OTC de concentrație 0,1 µg/l, pentru cele două specii bacteriene utilizate. Un efect de intensificare al eficienței de reținere a speciei P. aeruginosa s-a observat pentru filtrele F3 și F4, in timp ce eficiența de reținere a speciei C. violaceum a fost mai pronunțată pentru filtrul F1.
Fig. 4 Efectul antibioticului de 0,1 µg/l asupra eficienței biofiltrelor în funcție de speciile bacteriene utilizate
În figurile 5 și 6 de mai jos este prezentat efectul antibioticului OTC de concentrație 0,2 µg/l asupra eficienței de reținere a biofiltrelor pentru cele două specii bacteriene studiate. Ca și în cazul concentrației de 0,1 µg/l, și aici s-a observat un efect general de diminuare a potențialului de bioepurare prin intermediul biofiltrelor ca urmare a utilizării de antibiotice, eficiența de bioepurare fiind invers proporțională cu nivelul de concentrație de antibiotic utilizat, cu excepția biofiltrului F1 în care utilizarea de antibiotic OTC de concentrații 0,2 µg/l și 0,4 µg/l a produs o îmbunătățire a reținerii de biomasă bacteriană pe suportul filtrant.
Fig. 5 Efectul antibioticului de 0,2 µg/l asupra eficienței biofiltrelor în funcție de speciile bacteriene utilizate
Comparând comportarea celor două specii bacteriene la diferitele concentrații de antibiotic din mediul de cultură, se poate afirma că specia C. violaceum a fost mai puternic influențată de efectul antibioticului OTC față de specia P. aeruginosa, în sensul dezvoltării unei încărcări de masă microbiană pe suporturile filtrante mai redusă, exceptând biofiltrele F1 si F6, ca urmare a unei sensibilități mai mari a C. violaceum la antibioticul luat in lucru.
Fig. 6 Efectul antibioticului de 0,4 µg/l asupra eficienței biofiltrelor în funcție de speciile bacteriene utilizate
DENSITATEA OPTICĂ_FILTRE_LICHID
Influența concentrației antibioticului OTC asupra dezvoltării bacteriene, precum și capacitatea de reținere a fiecărui biofiltru au fost evaluate prin determinarea densității optice a lichidului reprezentat de mediul de cultură tratat cu antibiotic. Masa bacteriană care nu a fost reținută de biofiltre se regăsește în mediul de cultură, dezvoltarea acesteia putând fi astfel investigată.
În graficele din figura 7 este reprezentată densitatea optică a speciei P. aeruginosa prezentă în mediul de cultură lichid, tratat cu antibiotic în diferite concentrații, adică 0,1 µg/l, 0,2 µg/l și 0,4 µg/l, după îndepărtarea biofiltrelor cu masa bacteriană reținută parțial.
Se observă că o concentrație de OTC de 0,1 µg/l în mediul de cultură a determinat o scădere a valorilor densității optice a mediului lichid cu masă bacteriană pentru toate biofiltrele cu excepția biofiltrului F4 în care încărcarea mediului cu specia P. aeruginosa este ușor mai mare față de mediul netratat cu antibiotic. Același comportament de scădere a încărcării microbiene în mediul de cultură lichid se observă și pentru o concentrație de antibiotic de 0,2 µg/l, cu excepția biofiltrului F4 unde creșterea densității optice a lichidului încărcat microbian a fost semnificativ mai mare față de mediul de cultură netratat. La o concentrație de antibiotic mai mare, adică 0,4 µg/l, s-a înregistrat o tendință de creștere a densității optice pentru mediile lichide care au conținut biofiltrele F1, F2 și F3, în timp ce mediul în care a fost amplasat biofiltrul F4 a înregistrat o creștere a densității optice, iar mediile expuse biofiltrelor F5 si F6 au păstrat o scădere aproape nesemnificativă a densității optice față de concentrația de antibiotic de 0,2 µg/l.
Fig. 7 Variația densității optice a mediului cu P. aeruginosa la diferite concentrații de antibiotic
O creștere a densității optice pentru mediile cu specia bacteriana P. aeruginosa tratate cu antibiotic OTC în concentrație mai ridicată, de 0,4 µg/l, ar putea fi pusă pe seama acomodării speciei bacteriene cu antibioticul din mediu, efectul negativ al antibioticului fiind mai pronunțat la concentrații mai mici.
Aspecte privind acomodarea speciilor bacteriene la antibioticul prezent în mediu au fost prezentate în numeroase cercetări, rezultatele obținute în această lucrare fiind in concordanță cu cele menționate în alte studii [Cetecioglu, 2018], [Jaime, 2012].
Fig. 8 Variația densității optice a mediului cu C.violaceum la diferite concentrații de antibiotic
În cazul speciei bacteriene C.violaceum, efectul antibioticului OTC este diferit față de efectul prezentat anterior, în sensul ca o concentrație mică, de 0,1 µg/l, nu a afectat negativ creșterea și dezvoltarea masei microbiene in mediul lichid, cu excepția probei în care a fost imersat filtrul F2. Pentru toate celelalte probe, s-a observat o creștere accentuată a încărcării microbiene la această concentrație de antibiotic, urmată de o staționare a dezvoltării masei microbiene pentru nivelul de concentrație 0,2 µg/l față de nivelul 0,1 µg/l, tendința de creștere a dezvoltării masei microbiene fiind prezentă și pentru un nivel de antibiotic de 0,4 µg/l, cu excepția mediului de cultură în care a fost amplasat filtrul F3, specia C. violaceum fiind afectată negativ de prezența antibioticului în concentrația 0,4 µg/l.
Din aceste experimente comparative pentru cele două specii microbiene, se poate concluziona că tipul de antibiotic utilizat și prezent în mediul de cultură, sau în apele de acvacultră în aplicațiile practice, afectează diferit încărcarea microbiană, speciile bacteriene reacționând diferit și având sensibilitate diferită la tipuri diferite de antibiotice. [Cetecioglu, 2018], [Huang, 2014].
DENSITATE OPTICA_FILTRE_ULTRASONICARE
Biofiltrele utilizate în experimentele de bioepurare au fost testate în ceea ce privește capacitatea lor de reținere biomasă microbiană. În acest sens, după extragerea filtrelor din mediile de cultură pentru care s-a determinat încărcarea microbiană la diferite nivele de antibiotic din mediu, s-a trecut la evaluarea gradului de încărcare a biofiltrelor prin analize gravimetrice ale biofiltrelor și analiza densității optice a soluției apoase rezultate prin spălarea biofiltrelor în câte 20 ml apă distilată, în recipienți de 50 ml, aceștia fiind amplasați în baie de apă cu ultrasunete.
Conform procedurii anterioare, s-a evaluat gradul de încărcare microbiană a apelor de spălare, prin determinarea densității optice pentru fiecare soluție rezultată după spălarea biofiltrului, pentru cele două specii bacteriene. În graficele din figura 9 este prezentată densitatea optică a apelor de spălare în care masa bacteriană depusă pe biofiltre a fost transferată în soluție.
Fig. 9 Variația densității optice a apelor de spălare cu P. aeruginosa descărcat de pe biofiltre, la diferite concentrații de antibiotic
Se observă că pentru specia P. aeruginosa, nivelul de încărcare microbiană a apelor de spălare scade ușor pentru concentrația de antibiotic de 0,1 µg/l, după care crește ușor cu creșterea concentrației de antibiotic, cu excepția apelor rezultate la spălarea biofiltrului F1 care înregistrează o creștere accentuată a nivelului de densitate optică. Aceasta creștere se explică prin faptul că antibioticul din mediul de cultură a afectat negativ masa bacteriană depusă pe biofiltre și a slăbit rezistența acestei specii care a putut fi ușor îndepărtată prin metoda cu ultrasunete. [Schreiner, 2010]
Fig. 10 Variația densității optice a apelor de spălare cu C. violaceum descărcat de pe biofiltre, la diferite concentrații de antibiotic
În cazul speciei C. violaceum, se observă din figura 10 aceeași tendință de scădere a nivelului de masă bacteriană din soluțiile de spălare încărcate cu masă bacteriană eliminată de pe filtre prin ultrasonicare, excepție făcând filtrul 2 care prezină o depunere abundentă ce a fost ușor eliminată prin ultrasonicare și apoi transferată în apele de spălare. Și pentru această specie bacteriană, antibioticul OTC în concentrație mai redusă a contribuit la slăbirea rezistenței speciei C. violaceum depusă pe filtru, aceasta fiind ușor desprinsă de pe filtru și transferată în apele de spălare.
Concentrațiile de antibiotic de 0,2 µg/l și 0,4 µg/l nu au avut aceeași influență accentuată asupra încărcării microbiene pe biofiltre precum efectul antibioticului de concentrație mai mică, ceea ce înseamnă că specia bacteriană este capabilă să se acomodeze cu acest agent toxic și să își adapteze creșterea și dezvoltarea la condițiile de mediu cu antibiotic. [Cetecioglu, 2018], [Huang, 2014].
Evaluarea încărcării microbiene a mediilor de cultură cu cele două specii bacteriene s-a realizat și prin determinarea CFU/ml cu ajutorul unui densitometru Mc Farland. Numărarea CFU s-a realizat pentru fiecare concentrație de antibiotic. In figura 11 este prezentată variația CFU/ml pentru specia P. aeruginosa la diferite concentrații de antibiotic, iar in figura 12 este prezentată variația CFU/ml pentru specia C. violaceum.
CFU/ml
Fig. 11 Variația CFU a mediului cu P. aeruginosa la diferite concentrații de antibiotic
Din graficele reprezentate în figura 11 se observă că comportarea speciei P. aeruginosa în ceea ce privește numărul de CFU/ml este diferită pentru 3 din cele 6 biofiltre utilizate. Astfel, mediile de cultură în care au fost amplasate biofiltrele F1, F2 și F3 au prezentat o scădere a CFU/ml la concentrații de antibiotic de 0,1 µg/l și 0,2 µg/l, în timp ce filtrele F4, F5 și F6 au prezentat o creștere accentuată a CFU/ml la concentrații de 0,1 µg/l și 0,2 µg/l, concentrația de 0,4 µg/l afectând într-o măsură mult mai mică nivelul de încărcare microbiană din mediul lichid.
Fig. 12 Variația CFU a mediului cu C.violaceum la diferite concentrații de antibiotic
În ceea ce privește specia C. violaceum, în graficele din figura 12 se observă că mediile de cultură au prezentat o creștere foarte accentuată a numărului de CFU/ml pentru toate cele 6 biofiltre utilizate în experimentele de bioepurare, la o concentrație de antibiotic de 0,1 µg/l, urmată de o scădere mai ușoară a numerului de CFU/ml la concentrația de antibiotic de 0,2 µg/l, pentru concentrația de 0,4 µg/l evoluția CFU/ml fiind aproape nesemnificativă, cu excepția mediului cu biofiltru F1 în care s-a observat o scădere accentuată a numărului de CFU/ml.
CURBA DE CREȘTERE
Pentru fiecare specie bacteriană luată în lucru și la diferite concentrații de antibiotic OTC, s-a realizat curba de creștere celulară, cu ajutorul unui cititor Tecan, determinarea efectuându-se pe o durată totală de 20 ore, cu citirea valorilor la fiecare oră. Pentru acest experiment s-a utilizat inocul cu densitate optică de 0,05 u.a. Pentru acest experiment s-a utilizat o placă specială, cu 24 godeuri, primul godeu conținând doar mediul de cultură, următoarele două godeuri având mediul de cultură inoculat cu cate o specie bacteriană, iar câte trei godeuri fiind încărcate cu probele de mediu inoculate, la cate o concentrație de antibiotic diferită.
În graficul din fig. 13 este prezentată variația densității optice pentru specia bacteriană P. aeruginosa, pe durata de 20 ore. Se observă că nivelele de antibiotic 0,1 µg/l, 0,4 µg/l, 1 µg/l și 2 µg/l nu afectează sau au un efect foarte slab asupra densității optice la specia P. aeruginosa pe durata celor 20 de ore de experiment, în timp ce mediul de cultură netratat cu antibiotic, precum și cel tratat cu o concentrație de 0,2 µg/l prezintă o creștere accentuată a densității optice în primele 4 ore de la demararea experimentului, urmând ca pe parcurs acest nivel de creștere (proba netratată), respectiv ușoară scădere (0,2 µg/l) să se atenueze.
Fig. 13 Variația densității optice a probelor cu P. aeruginosa cu durata de lucru, la concentrații diferite de antibiotic
Fig. 14 Variația densității optice a probelor cu C. violaceum cu durata de lucru, la concentrații diferite de antibiotic
Rezultatele exprimate grafic indică faptul că mediile de cultură conținând specia bacteriană P. aeruginosa, și tratate cu antibiotic în concentrație de 0,2 µg/l nu sunt afectate de această concentrație de antibiotic, procesul de bioepurare putându-se desfășura la eficiență ridicată și în prezența de antibiotic, dar concentrații de antibiotic OTC mai mici, sau mai mari, de până la 2 µg/l sunt puternic inhibate de prezența antibioticului în mediul bacterian. Prin urmare, bioepurarea se desfășoară cu dificultate, la randamente scăzute, existând chiar riscul ca procesul de descompunere pe cale biologică a reziduurilor organice din apele uzate să fie compromis, ca urmare a inhibării ireversibile a masei bacteriene implicate în procesele de biodescompunere. [Cetecioglu, 2018].
CURBA DE CREȘTERE BACTERIANĂ ÎN MEDIU SINTETIC
În secțiunea următoare este prezentată creșterea bacteriană pentru specia P. aeruginosa cultivată pe mediu sintetic, modalitatea de lucru și investigațiile efectuate urmând aceleași proceduri ca în cazul utilizării de mediu bazal. Scopul acestui experiment a fost de a studia modul în care specia bacteriană reacționează la mediul specific.
În figura 15 este prezentată curba de creștere bacteriană exprimată prin variația densității optice a mediului sintetic pe durata de lucru, în condiții de lipsă antibiotic și la diferite concentrații de antibiotic oxitetraciclină.
Din imagine se observă că pe durata experimentului, proba martor reprezentată de mediul sintetic fără inocul si fără antibiotic, precum si probele tratate cu antibiotic OTC in diferite concentrații nu au prezentat o creștere bacteriană semnificativă, densitatea optică și implicit dezvoltarea masei microbiene crescând foarte ușor cu creșterea concentrației de antibiotic. Se observă astfel efectul inhibitor al antibioticului asupra încărcării microbiologice a mediului sintetic. În schimb, proba de mediu sintetic inoculat cu P. aeruginosa dar netratată cu antibiotic a prezentat o creștere accentuată, constantă, a masei microbiene în mediul de cultură pe toată durata experimentului. Este evident că lipsa antibioticului a permis aceasta creștere microbiană în mediul apos, deci în practica industrială specia P. aeruginosa va putea să participe la descompunerea eficientă a nutrienților și a altor poluanți fără a fi inhibată de OTC. Pe de altă parte, prezenta OTC reduce substanțial potențialul de bioepurare cu implicarea acestei specii microbiene.
Fig. 15 Variația densității optice a probelor cu P. aeruginosa pe mediu specific cu durata de lucru, la concentrații diferite de antibiotic
În figura 16 este prezentată curba de creștere bacteriană a speciei C. violaceum pe mediu sintetic, pe toată durata experimentului, în absența și în prezența de antibiotic OTC. La fel ca în cazul speciei P. aeruginosa analizată anterior, se observă aceeași influență și efect inhibitor al antibioticului asupra dezvoltării masei bacteriene de C. violaceum, efect care afectează negativ procesele de bioepurare în apele tratate cu antibiotic. De asemenea, ca în cazul anterior, proba de mediu sintetic inoculat cu C. violaceum dar netratată cu antibiotic a prezentat o creștere accentuată, a masei microbiene în mediul de cultură pe toată durata experimentului, cu o ușoară stagnare după 8 ore de la demararea experimentului.
Fig. 16 Variația densității optice a probelor cu C. violaceum pe mediu specific cu durata de lucru, la concentrații diferite de antibiotic
Se poate afirma și în acest caz că și specia microbiană C. violaceum este inhibată de prezenta antibioticlului în mediul sintetic; în activitățile industriale de bioepurare, prezența antibioticului OTC în mediul acvatic ar reduce mult eficiența și durata procesului de bioepurare. [Cetecioglu, 2018], [Jaime, 2012]
CANTITATE BIOLFILM APĂ SINTETICA
Biofiltrele expuse în mediul sintetic au fost extrase din mediu, urmărindu-se prin metode gravimetrice și metode optice eficiența de bioepurare a acestora. Astfel, prin cântărirea biofiltrelor a putut fi determinată cantitatea de biomasă reținută de acestea. În figura 17 se poate observa cantitatea de biomasă din cele două specii microbiene reținută de cele 6 biofiltre luate în lucru.
Fig. 17 Cantitatea de biomasă reținută pe cele 6 filtre
Se observă că biofiltrele F1, F2, F3, F5 și F6 au reținut o cantitate mai mare de masă bacteriană din specia C. violaceum, cu excepția biofiltrului F5 care a fost mai eficient pentru specia P. aeruginosa. Toate cele 6 biofiltre sunt dispozitive apte a fi utilizate în procesele de bioepurare a apelor reziduale cu încărcare microbiană din speciile bacteriilor luate în lucru.
Densitatea optică a lichidului reprezentat de mediul sintetic și bacteriile de inocul, după îndepărtarea biofiltrelor din tuburi, este prezentata în graficul din figura 18.
DENSITATE OPTICĂ TUB/APĂ SINTETICĂ/BACTERII
Fig. 18 Densitatea optică a mediului sintetic inoculat, în funcție de filtrul utilizat
Din aceasta imagine se observă că ambele specii bacteriene au prezentat o evoluție pozitivă în ceea ce privește dezvoltarea masei microbiene în mediu sintetic. Deși o parte din aceasta masă bacteriană a fost reținută și dezvoltată pe biofiltre, în mediul lichid există biomasă activă în dezvoltare, capabilă să consume poluanții din ape și să asigure o bioepurare a mediului lichid. [Intrasungkha, 1999]
DENSITATE OPTICĂ TUB/APĂ SINTETICĂ/BACTERII/ULTRASONICARE
Încărcarea bacteriană de pe biofiltrele expuse în mediu sintetic a fost determinată după extragerea filtrelor, spălarea loc prin metoda cu ultrasunete si evaluarea densității optice a apelor de spălare, ca în cazul prezentat in secțiunile anterioare în care s-a utilizat mediu bazal lichid. Biomasa bacteriană din cele două specii P. aeruginosa și C. violaceum depuse pe cele 6 filtre a fost determinată optic prin analizarea apelor de spălare a biofiltrelor. În figura 19 se poate observa gradul de reținere biomasă microbiană de către cele 6 filtre luate în lucru.
Fig. 19 Densitatea optică a apelor de spălare cu biomasa depusă pe filtre, în funcție de filtrul utilizat
Eficiența de bioepurare a biofiltrelor este mai ridicată pentru specia bacteriană C. violaceum, cantitatea de biomasă din această specie depusă pe biofiltre fiind mai ridicată decât în cazul speciei P. aeruginosa, cu excepția biofiltrului F5 la care s-a observat o activitate mai bună pentru specia P. aeruginosa.
Un nivel mai ridicat de masă bacteriană depusă pe biofiltre asigură un grad de bioepurare al apelor reziduale mai avansat, masa bacteriană fiind substratul care consumă nutrienții și poluanții din apă. Cu cat incărcarea microbiană pe biofilm este mai ridicată, cu atât eficiența de bioepurare a biofiltrului este mai bună. În cazul experimentului de față, eficiența de bioepurare cea mai ridicată a fost dovedită de biofiltrul F6, care a asigurat o dezvoltare favorabilă a masei microbiene pentru ambele specii microbiene luate în studiu.
Viabilitatea celulară în mediul sintetic a fost evaluată prin prelevarea a câte 2 ml mediu sintetic, realizându-se o probă de control (martor), două probe inoculate cu câte o specie bacteriană dar fără antibiotic și câte 3 probe de mediu sintetic inoculat, tratate cu diferite concentrații de OTC.
Pentru evidențierea viabilității celulare în mediul sintetic s-a utilizat colorant rezasurină, pentru fiecare probă efectuându-se densitatea optică. În figura 20 sunt reprezentate grafic rezultatele măsurătorilor de densitate optică pentru probele de mediu sintetic, inoculate cu P. aeruginosa, cu fără tratare cu antibiotic OTC de concentrații 0,1 µg/l, 0,2 µg/l și 0,4 µg/l.
Se observă că dezvoltarea microbiană a fost semnificativ mai accentuată pentru proba de mediu sintetic inoculată cu P. aeruginosa dar netratată cu antibiotic. O concentrație de 0,1 µg/l OTC a redus la jumătate creșterea microbiană a acestei specii în mediu sintetic, în timp de concentrații de antibiotic mai ridicate au afectat serios, în mod negativ, dezvoltarea microbiană.
BIOFILM/PLACA CU MEDIU SINTETIC DIN TUBURI
Fig. 20 Dezvoltarea speciei P. aeruginosa în mediu sintetic, cu si fără antibiotic
Din figura 21 se poate observa că specia microbiană C. violaceum prezintă același comportament precum specia P. aeruginosa, densitatea optică a probei de mediu sintetic netratată cu antibiotic fiind mult superioară celor înregistrate pentru probele tratate cu antibiotic.
Fig. 21 Dezvoltarea speciei C. violaceum în mediu sintetic, cu si fără antibiotic
Aceste date experimentale sunt în deplină concordanță cu studiile de literatură prezentate în capitolul documentar, care indică efectul inhibitor al antibioticelor din mediu asupra procesului de bioepurare efectuat de diferite specii bacteriene [Cetecioglu, 2018], [Jaime, 2012], [Dickson, 1966].
Nivelul de aderare al biomasei bacteriene la suportul sintetic s-a determinat după evacuarea mediului sintetic și spălarea plăcii suport cu apă distilată, urmată de agitare și evaluare a încărcării microbiene în apele de spălare, pentru toate cazurile luate în lucru, adică probă control și probe de mediu sintetic inoculate cu cele două specii bacteriene, precum si probe tratate cu diferite concentrații de antibiotic. [Huang, 2014]
În imaginea din figura 22 este prezentată densitatea optică a apelor rezultate după spălarea plăcii cu godeuri, pentru specia microbiană P. aeruginosa. Din reprezentarea grafică se observă că un nivel redus de antibiotic, adică 0,1 µg/l, dar si un nivel ridicat de 0,4 µg/l, nu au afectat aderarea microbiană a acestei specii bacteriene, dar concentrația de antibiotic 0,2 µg/l a avut ca efect o creștere a densității celulare în apele de spălare de peste 100% față de mediul apos netratat, deci concentrația de 0,2 µg/l a slăbit rezistența microbiană a speciei depuse pe suportul plăcii, rezultând transferul acesteia in mediul apos.
BIOFILM 24 h MASA SINTETICĂ
Fig. 22 Încărcarea microbiană cu P. aeruginosa a mediului apos, cu si fără antibiotic
În figura 23 este reprezentată grafic încărcarea microbiană cu specia C. violaceum a mediului apos rezultat după eliminarea mediului sintetic cu și fără antibiotic OTC, spălarea plăcii și evaluarea nivelului de aderare al speciei C. violaceum la suportul plăcii. Rezultatele experimentate indică același comportament al speciei C. violaceum din punct de vedere al aderării la suportul placăă, ca și specia P. aeruginosa. Și în acest caz, concentrația de antibiotic 0,2 µg/l a avut ca efect o creștere a densității celulare în apele de spălare față de mediul apos netratat, dar nivelul de aderare al speciei C. violaceum la suport este usor mai ridicat fata de specia P. aeruginosa.
Fig. 23 Încărcarea microbiană cu C. aeruginosa a mediului apos, cu si fără antibiotic
Evaluarea eficienței biofiltrelor în eliminarea nitraților
Această secțiune prezintă variația concentrației ionilor nitrat (exprimați sub formă de azot nitrat) pentru mediile de cultură inoculate cu P. aeruginosa, respectiv cu C. violaceum, pentru toate cele 6 tipuri de biofiltre imersate în mediu.
Evaluarea s-a efectuat prin determinarea densității optice la 410 nm a soluțiilor de mediu inoculat, pe baza curbei de calibrare realizate din valorile densităților optice obținute pentru următoarele concentrații de ioni nitrat în 0,25 ml mediu lichid: 0 µg, 12,5 µg, 25 µg, 37,5 µg, 50 µg, 62,5 µg. În figura 24 este prezentată curba de calibrare utilizată pentru determinarea concentrațiilor de nitrat corespunzătoare valorilor densităților optice măsurate pentru fiecare probă cu inocul bacterian.
Fig. 24 Curba de calibrare la concentrații de nitrat definite
Densitatea optică a probei martor, adică a mediului de cultură fără inocul bacterian, a fost de 2,07 u.a., care corespunde unei concentrații de nitrat de 40,69 µg NO3-N/0.25 ml.
În tabelul 1 sunt prezentate valorile densităților optice măsurate pentru fiecare biofiltru imersat în mediu de cultură, pentru cele două tipuri de specii bacteriene. Cu ajutorul curbei de calibrare au fost determinate concentrațiile de nitrat corespunzătoare.
Tabel 1 Densități optice și concentrații de ioni nitrat în mediile inoculate
Din datele prezentate în tabelul 1, se observă că față de concentrația inițială de 40,69 µg NO3-N/0.25 ml existentă în mediul de cultură fără inocul, prezența inoculului bacterian a determinat o scădere accentuată a concentrației ionilor nitrat, până la un minim de 22.6 µg NO3-N/0.25 ml pentru mediul inoculat cu P. aeruginosa și încărcat cu filtrul F1, respectiv un minim de 24.1 µg NO3-N/0.25 ml pentru mediul inoculat cu C. violaceum și încărcat cu filtrul F6. O reducere mai slabă a concentrației de nitrat, adică o activitate bacteriană mai redusă, a fost înregistrată pentru filtrul F2 în mediul cu P. aeruginosa. De asemenea, filtrul F2 a avut o activitate mai slabă și pentru mediul inoculat cu C. violaceum, toate celelalte filtre dovedind eficiență de bioepurare relativ bună în ceea ce privește consumul de nitrat de către speciile bacteriene utilizate.
Reducerea concentrației de nitrat în mediile de cultură, de la 40,69 µg NO3-N/0.25 ml la un minim de 22.6 µg NO3-N/0.25 ml, se explică prin faptul că ambele tipuri de bacterii P. aeruginosa si C. violaceum sunt bacterii denitrificatoare, utilizînd azot de tip azotat în procesele metabolice specifice, participând astfel la eliminarea acestui nutrient din mediul apos [Cydzik, 2015], [Lucker, 2015].
Aceste rezultate indică faptul că biofiltrele bacteriene sunt dispozitive eficiente în fixarea de masă bacteriană capabilă să consume nitratul din mediile de cultură, putând fi utilizate cu succes în aplicațiile practice de bioepurare [Schreiner, 2010], având în vedere că nitratul este unul dintre principalii nutrienți responsabil de eutrofizare dacă nu este eliminat din apele reziduale, iar biofiltrele studiate pot asigura un grad de reducere nitrat de circa 50%. [Peng, 2014]
Evaluarea eficienței biofiltrelor în eliminarea nitriților
În imaginea din figura 25 este prezentată curba de calibrare realizată pentru determinarea pe baza măsurătorilor de densitate optică la 630 nm, a concentrațiilor de nitrit în mediile de cultură.
Valorile concentrațiilor de nitrit, exprimate sub formă de azot nitric, au fost determinate din curba de calibrare pentru fiecare mediu de cultură inoculat cu P. aeruginosa, respectiv C. violaceum.
Fig. 25 Curba de calibrare la concentrații de nitrit definite
Pentru trasarea curbei de calibrare s-au utilizat următoarele concentrații de ioni nitrit exprimați sub formă de azot nitric pe litru (µg NO2-N/L): 0 µg, 250 µg, 500 µg, 750 µg, 1000 µg. Mediul de cultură fără inocul microbian a prezentat o densitate optică la 630 nm de 0,403 u.a., corespunzătoare unei concentrații de ioni de nitrit de 647,3 µg NO2-N/L.
Tabel 2 Densități optice și concentrații de ioni nitrat în mediile inoculate
Rezultatele măsurătorilor experimentale indică o scădere foarte accentuată a concentrației de nitrit din mediul de cultură la probele inoculate cu cele două specii bacteriene. Cea mai mare scădere, de circa 10 ori față de concentrația de nitrit inițială în mediul fără inocul, s-a înregistrat pentru mediul de cultură inoculat cu specia C. violaceum, prin utilizarea filtrului F4. În cazul mediului inoculat specia P. aeruginosa, cea mai mare reducere a concentrației de nitrit, de circa 8 ori, s-a obținut pentru mediul de cultură în care a fost utilizat filtrul F4. Aceste rezultate indică o eficiență foarte ridicată de bioepurare cu biofiltre a apelor reziduale încărcate cu nutrienți de tip nitriți, rezultate în concordanță cu cele obținute de alți cercetători. [Huang, 2010], [Foy, 1999]
Speciile bacteriene P. aeruginosa și C. violaceum sunt foarte active pe biofiltrele amplasate in aceste medii apoase și prezintă o activitate metabolică foarte accentuată în ceea ce privește utilizarea de nitriți ca sursă de azot în dezvoltarea biomasei microbiene, atât biofiltrele, cât și speciile bacteriene luate în lucru fiind foarte eficiente în procesele de tratare a apelor reziduale și a celor de acvacultură care prezintă concentrații ridicate de nitriți [Schreiner, 2010].
Evaluarea eficienței biofiltrelor în eliminarea amoniului
Variația concentrației ionilor de amoniu (exprimați sub formă de azot amoniacal) pentru mediile de cultură inoculate cu P. aeruginosa, respectiv cu C. violaceum, pentru toate cele 6 tipuri de biofiltre imersate în mediu a fost determinata tot prin metode optice, pe baza determinării densității optice la 333 nm a soluțiilor de mediu inoculat. A fost trasată curba de calibrare cu ajutorul valorilor densităților optice obținute pentru următoarele concentrații de ioni amoniu: 0 mM, 0,2 mM, 0,4 mM, 0,6 mM, 0,8 mM, 1 mM.
În figura 26 este prezentată curba de calibrare utilizată pentru determinarea concentrațiilor de amoniu corespunzătoare valorilor densităților optice măsurate pentru fiecare probă cu inocul bacterian de tip P. aeruginosa, respectiv C. violaceum.
Fig. 26 Curba de calibrare la concentrații de amoniu definite
Proba martor de mediu de cultură fără inocul bacterian a prezentat o valoarea densității optice la 333 nm de 0,601, ceea ce corespunde unei concentrații de ioni de amoniu de 0,999 mM.
În tabelul 3 sunt prezentate valorile densităților optice măsurate pentru fiecare biofiltru imersat în mediu de cultură, pentru cele două tipuri de specii bacteriene. Concentrațiile de amoniu corespunzătoare sunt prezentate in tabel și au fost obținute pe baza curbei de calibrare.
Tabel 3 Densități optice și concentrații de ioni amoniu în mediile inoculate
Rezultatele concentrațiilor de amoniu din mediile de cultură inoculate indică o ineficiență a biofiltrelor și a speciilor bacteriene P. aeruginosa și C. violaceum în reducerea azotului amoniacal, ceea ce înseamna că aceste specii bacteriene nu utilizeză amoniu în procesele lor metabolice, ci folosesc nitrații și nitriții ca sursă de azot pentru dezvoltarea masei bacteriene. O ușoara eficiență de reducere a azotului amoniacal s-a înregistrat pentru mediul de cultură inoculat cu P. aeruginosa și încărcat cu filtrul F6, precum și pentru mediul inoculat cu C. violaceum și încărcat cu filtrul F5. Aceste reduceri sunt însă nesemnificative pentru eficiența proceselor de bioepurare.
În aplicațiile practice, pentru îndepărtarea azotului amoniacal din apele reziduale, alte specii bacteriene denitrificatoare trebuie să fie utilizate ca masă bacteriană, care să lucreze în sinergie cu speciile bacteriene denitrificatoare cu activitate ridicată pentru azotul de tip nitrat și nitrit. [Kelly, 1994], [Lin, 2002]
Evaluarea eficienței biofiltrelor în eliminarea fosfaților
Curba de calibrare realizată pentru determinarea pe baza măsurătorilor de densitate optică la 660 nm, a concentrațiilor de fosfați în mediile de cultură este prezentată în imaginea din figura 27. Valorile concentrațiilor de fosfați au fost determinate din curba de calibrare pentru fiecare mediu de cultură inoculat cu P. aeruginosa, respectiv C. violaceum.
Pentru trasarea curbei de calibrare au fost utilizate valorile densităților optice obținute pentru soluții apoase de medii de cultură având următoarele concentrații definite de fosfor de tip fosfat: 0 µg/ml, 5 µg/ml, 10 µg/ml, 15 µg/ml, 20 µg/ml, 25 µg/ml.
Concentrația de fosfor sub formă de ioni fosfat din mediul de cultură fără prezența inoculului microbian a fost de 4,69 g/ml, concentrație care a fost determinată din curba de calibrare pentru o valoare măsurată a densității optice la 333 nm de 0,367.
Fig. 27 Curba de calibrare la concentrații de fosfor definite
În tabelul 4 sunt prezentate concentrațiile de fosfor de tip ioni fosfat din mediile de cultură inoculate cu speciile bacteriene P. aeruginosa și C. violaceum, pentru fiecare tip de biofiltru luat în lucru.
Tabel 4 Densități optice și concentrații de ioni amoniu în mediile inoculate
Analizând datele înregistrate în tabel, se observă că toate biofiltrele utilizate în mediile de cultură inoculate cu cele două specii bacteriene au determinat o reducere de până la 3 ori a nivelului de fosfați din mediu. Astfel, specia P. aeruginosa a prezentat cea mai bună activitate microbiană în reducerea fosfaților în mediul de cultură în care a fost imersat biofiltrul F5, adică o reducere a concentrației de fosfat de la 4,69 g/ml la 1,78 g/ml, în timp ce specia C. violaceum a fost mai activă în mediul de cultură cu filtrul F3, determinând o reducere a fosfaților de la 4,69 g/ml la 1,80 g/ml. Rezultatele experimentale concordante, privind eficiența filtrelor biologice în îndepărtatea fosfaților au fost prezentate și la capitolul documentar. [Carvalho, 2007], [Mielczarek, 2013], [Gu, 2008], [Oehmen, 2007].
Din rezultatele obținute se poate concluziona că ambele specii microbiene utilizate în experimentele de evaluare a eficienței de îndepărtare a fosforului au dovedit o activitate ridicată în eliminarea fosforului din mediile de cultură, deci sunt specii bacteriene fosfat reducătoare, capabile să utilizeze ionii fosfat în desfășurarea proceselor metabolice.
De asemenea, filtrele biologice F1 – F6 s-au dovedit eficiente în fixarea acestor specii bacteriene, putând fi utilizate în practica industrială pentru bioepurarea apelor reziduale încărcate cu fosfați.
Completare la bibliografie:
Julie Bebak-Williams, Graham Bullock, Mary C. Carson, Oxytetracycline residues in a freshwater recirculating system, 2002, Aquaculture Vol. 205, pag. 221– 230
Dickson L. S. Liu, Studies with resazurin reduction, 1966, Thesis for Master of Science, The university of Britich Columbia
4. CONCLUZII
5. BIBLIOGRAFIE
[1] Ariel E., Turcios J. P.. Sustainable Treatment of Aquaculture Effluents—What Can We Learn from the Past for the Future?, Sustainability, 6, 836-856 (2014)
[2] UN. Human development report 2016. Available online: http://hdr.undp.org/en/2016-report (accessed on 15 aprilie 2018);
[3] Turcios A.E. Evaluación de la calidad de las aguas residuales provenientes de la planta de tratamiento Aurora II con fines de riego en el cultivo de frijol (Phaseolus vulgaris L.). Master Thesis, Universidad de San Carlos de Guatemala, Guatemala, June 2011;
[4] Cripps S.J., Bergheim A., Solids management and removal for intensive land-based aquaculture production systems , Aquacult. Eng., 22, 33–56 (2000)
[5] C.I.M. Martins, E.H. Eding, M.C.J. Verdegem, L.T.N. Heinsbroek, O. Schneider, J.P.
Blancheton, E. Roque d’Orbcastel, J.A.J. Verreth, New developments in recirculating aquaculture systems in Europe: A perspective on environmental sustainability, Aquacultural Engineering, 2010, Volume 43, Issue 3, Pages 83-93;
[6] Van Rijn J., The potential for integrated biological treatment system in recirculating fish culture., Aquaculture, 1996, 139, 181–201;
[7] Lin Y.F., Jing S.R., Lee D.Y., Wang T.W., Nutrient removal from aquaculture wastewater using a constructed wetlands system, Aquaculture, 2002, 209, 169–184;
[8] Schneider O., Sereti V., Eding E.H., Verreth J.A.J., Analysis of nutrient flows in integrated intensive aquaculture systems, Aquacult. Eng., 2005, 32, 379–401;
[9] Bergheim A., Cripps S.J., Liltved H.A., System for the treatment of sludge from land-based fish-farms., Aquat. Living Resour., 1998, 11, 279–287;
[10] Kelly L.A., Bergheim A., Hennessy M.M., Predicting output of ammonium from fish farms., Water Res., 1994, 28, 1403–1405;
[11] Brinker, A.; Koppe W., Rösch R., Optimised effluent treatment by stabilised trout faeces, Aquaculture, 2005, 249, 125–144;
[12] Tacon A.G.J., Phillips M.J., Barg U.C., Aquaculture feeds and the environment: The Asian experience., Water Sci. Tech., 1995, 31, 41–59;
[13] Losordo T.M., Westers H., System carrying capacity and flow estimation. In Aquaculture Water Reuse Systems: Engineering Design and Management; Timmons, M.B., Losordo, T.M., Eds.; Elsevier: Amsterdam, The Netherlands, 1994; pp. 9–60;
[14] Åsgård T., Hillestad M., Technological and Nutritional Aspects of Safe Food Production. Eco-Friendly Aquafeed and Feeding. In Proceedings of the Symposium Victam 98, Utrecht, The Netherlands, 13–14 May 1998; p. 16;
[15] Summerfelt S.T., Holland K.H., Hankins J.A., Durant M.D., A hydroacoustic waste feed controller for tank systems., Water Sci. Tech., 1995, 31, 123–129;
[16] Cetecioglu Zeynep, Atasoy Merve, Biodegradation and inhibitory effects of antibiotics on biological wastewater treatment systems, Capitol de carte in: Toxicity and Biodegradation testing, Humana Press, 2018, pag. 29-55;
[17] Kummerer K., Pharmaceuticals in the Environment: sources, fate, effects and risks, Editura Springer, Berlin, 2013, pag. 29;
[18] Jaime Romero et al., Capitol carte Antibiotics in Aquaculture – Use, Abuse and Alternatives, 2012, pag. 159-198;
[19] Nakajima T. et al., Transmission of R plasmids in Vibrio anguillarum to Vibrio cholera. Microbiology and Immunology. 27, 1983, pag. 195-198;
[20] Rizzo L, Manaia C, Merlin C, et al., Urban wastewater treatment plants as hotspots for antibiotic resistant bacteria and genes spread into the environment: A review., Sci Total Environ., 2013, vol. 447, pag. 345–360;
[21] Yang Y, Li B, Zou S, et al., Fate of antibiotic resistance genes in sewage treatment plant revealed by metagenomic approach., Water Resources., 2014, vol. 62, pag. 97–106;
[22] Huang JJ, Hu HY, Tang F, et al., Inactivation and reactivation of antibiotic-resistant bacteria by chlorination in secondary effluents of a municipal wastewater treatment plant, Water Resources, 2011, vol.45, pag. 2775–2781;
[23] Li D, Qi R, Yang M, et al., Bacterial community characteristics under long-term antibiotic selection pressures, Water Resources, 2011, vol. 45, pag. 6063–6073;
[24] Huang K, Tang J, Zhang XX, et al., A comprehensive insight into tetracycline resistant bacteria and antibiotic resistance genes in activated sludge using next-generation sequencing., International Jorunal of Molecular Sciences, 2014, vol. 15, pag. 10083–10100;
[25] Zachritz W.H.; Jacquez R.B., Treating intensive aquaculture recycled water with a constructed wetlands filter system, Constructed Wetlands for Water Quality Improvement, 1993; pp. 609–613;
[26] Lin Y.F.; Jing S.R., Lee D.Y., Chang Y., Chen Y., Performance of a constructed wetland treating intensive shrimp aquaculture wastewater under high hydraulic loading rate, Environ. Pollut. 2005, 134, pag. 411–421;
[27] Sindilariu P.D., Brinker A., Reiter R., Factors influencing the efficiency of constructed wetlands used for the treatment of intensive trout farm effluent., Ecol. Eng,. 2009, 35, 711–722;
[28] Salgot M, Folch M, Unit SS, Wastewater treatment and water reuse, Environmental Science & Health,2018
[29] Mahdi Malmali, John Askegaard, Kamyar Sardari, Satchithanandam Eswaranandam,
Arijit Sengupta, S. Ranil Wickramasinghe, Evaluation of ultrafiltration membranes for treating poultry processing wastewater, Journal of Water Process Engineering, 2018, vol. 22 , 218-226;
[30] Kun Li, JianxingWang, JibaoLiu, YuansongWei, MeixueChen, Advanced treatment of municipal wastewater by nanofiltration: Operational optimization and membrane fouling analysis, Journal of environmental science, 2016, vol. 43 p. 106-117;
[31] Jessica S. George, Ana Ramos, Heather J. Shipley, Tanning facility wastewater treatment: Analysis of physical–chemical and reverse osmosis methods, Journal of Environmental Chemical Engineering, 2015, vol.3 p. 969-976;
[32] T. Thy , Basic Water and Wastewater Treatment (book). Ch.6 – Chemical treatment processes – Butterworths Basic Series – Elsevier Ltd. ISBN: 978-0-408-70937-8, 1990
[33] N.P. Cheremisinoff., Handbook of water and wastewater treatment technologies. Butterworth-Heinemann – Elsevier Group. ISBN: 0-7506-7498-9, 2002;
[34] How to optimize wastewater dosing. Filtration+Separation, 2017, 54 (5), 30-32;
[35] A. Talaiekhozani, M.R Talaei, S. Rezania. An overview on production and application of ferrate (VI) for chemical oxidation, coagulation and disinfection of water and wastewater, Journal of Environmental Chemical Engineering, 2017, 5, 1828-1842;
[36] A.R. Talaie, Parametric study of petroleum compounds biodegradation using microorganisms, Sci. Re. Azad. Uni. Branch Ahvaz, 2008, 21 (75), 20–27;
[37] K.A. Parmar, S. Praja, R. Patel,Y. Dabhi. Effceive use of ferroussulfate and alum as a coagulant in treatment of dairy intry wastewater. ARPN journal of Engineering aAppliesd Sciences 6 (9), 42-45 (2011)
[38] J. Bratby. Coagulation and Flocculation in Water and Wastewater Treatment – Ediția a III-a. ISBN: 9781780407494 (2016)
[39] F. Renault, B. Sancey, J. Charles, N. Morin-Crini, P.-M. Badot, P. Winterton, G. Crini, Chitosan flocculation of cardboard-mill secondary biological wastewater. Chem. Eng. J. 2009, 155, 775–783;
[40] C.S. Lee, J. Robinson, M.F. Chong. A review on application of floculants in wastewater treatment. Procces Safety and Environmental Protection, 2014, 92, 489-508;
[41] T.A. Kurniawan, G. Y.S. Chan, W.-H. Lo, S. Babel. Physico–chemical treatment techniques for wastewater laden with heavy metals, Chemical Engineering Journal, 2006, 118, 83-98;
[42] R. Abu-El-Halawa, S.A. Zabin. Removal efficiency of Pb, Cd, Cu and Zn from polluted water using dithiocarbamate ligands, Journal of Taibah University of Science, 2017, 11, 57-65;
[43] Hong Xu, Shaohong You, A Review on Treatment of Aquaculture Wastes, The 2nd International Conference on Education Technology, Management and Humanities Science (ETMHS 2016), pag. 748-751;
[44] Intrasungkha N, Keller J, Blackall L L. Biological nutrient removal efficiency in treatment of saline wastewater, Water Science and Technology, 1999, vol. 6, pag. 183-190;
[45] Gutierrez-Wing MT, Malone RF., Biological filters in aquaculture: Trends and research directions for freshwater and marine applications, Aquacultural Engineering, 2006, vol. 3, pag. 163-171;
[46] Schreier H J, Mirzoyan N, Saito K. Microbial diversity of biological filters in recirculating aquaculture systems, Current Opinion in Biotechnology, 2010, vol. 3, pag. 318-325;
[47] Zhang Xindi, Jin Yefei, Chen Ying. The effect of photosynthetic bacteria on the growth of fish pathogenic bacteria, Chinese Journal of Ecological Agriculture, 2002, vol. 3, pag. 659-663;
[48] Yu Peifen, Wang Lihua, Of photosynthetic bacteria, isolation, identification and immobilized and in application of pond water quality purification, Biotechnology, 1995, pag. 35-44
[49] Bacteria History and Classification
Photosynthetic Bacteria: History and Classification | Microbiology
[50] Limpiyakorn T, Kurisu F, Yagi O. Quantification of ammonia-oxidizing bacteria populations in full-scale sewage activated sludge systems and assessment of system variables affecting their performance, Water Science and Technology, 2006, vol . 54(1), pag. 91–99;
[51] Huang Z, Gedalanga PB, Asvapathanagul P, et al., Influence of physicochemical and operational parameters on Nitrobacter and Nitrospira communities in an aerobic activated sludge bioreactor, Water Resources, 2010, vol. 44, pag. 4351–4358;
[52] Lücker S, Schwarz J, Gruber-Dorninger C, et al. Nitrotoga-like bacteria are previously unrecognized key nitrite oxidizers in full-scale wastewater treatment plants, ISME Journal, 2015, vol. 9(3), pag. 708–720;
[53] Wang X, Hu M, Xia Y, et al., Pyrosequencing analysis of bacterial diversity in 14 wastewater treatment systems in China, Bioresource Technology , 2012, vol. 78(19), pag. 7042–7047;
[54] Cydzik-Kwiatkowska A, Wojnowska-Baryła I. Nitrogen-converting communities in aerobic granules at different hydraulic retention times (HRTs) and operational modes, World Journal of Microbiological Biotechnologies, 2015, vol. 31, pag. 75–83;
[55] Jiang X, Ma M, Li J, et al., Bacterial diversity of active sludge in waste-water treatment plant, Earth Sci Front, 2008, vol. 15, pag. 163–168;
[56] Jaranowska P, Cydzik-Kwiatkowska A, Zielińska M. Configuration of biological wastewater treatment line and influent composition as the main factors driving bacterial community structure of activated sludge, World Journal of Microbiological Biotechnologies , 2013, vol. 29(7), pag. 1145–1153;
[57] Peng X, Guo F, Ju F, et al., Shifts in the microbial community, nitrifiers and denitrifiers in the biofilm in a full-scale rotating biological contactor, Environmental Sciences and Technologies , 2014, vol. 48(14), pag. 8044–8052;
[58] Carvalho G, Lemos PC, Oehmen A, et al. , Denitrifying phosphorus removal: linking the process performance with the microbial community structure, Water Resources, 2007, vol. 41, pag. 4383–4396;
[59] Oehmen A, Lemos PC, Carvalho G, et al., Advances in enhanced biological phosphorus removal: from micro to macro scale, Water Resources, 2007, vol. 41, pag. 2271–2300;
[60] Gu AZ, Saunders A, Neething JB, et al. , Functionally relevant microorganisms to enhanced biological phosphorus removal performance at full-scale wastewater treatment plants in the United States, Water Environmental Resources, 2008, vol. 88, pag. 688–698;
[61] Mielczarek AT, Nguyen HTT, Nielsen JL, et al., Population dynamics of bacteria involved in enhanced biological phosphorus removal in Danish wastewater treatment plants, Water Resources, 2013, vol. 47, pag. 1529–1544;
[62] Kong YH, Xia Y, Nielsen JL, et al., Structure and function of the microbial community in a full-scale enhanced biological phosphorus removal plant, Microbiol SGM, 2007, vol. 153, pag. 4061–4073;
[63] Saunders AM, Oehmen A, Blackall LL, et al. , The effect of GAOs (glycogen accumulating organisms) on anaerobic carbon requirements in full-scale Australian EBPR (enhanced biological phosphorus removal) plants, Water Sciences and Technology, 2003, vol. 47(11), pag. 37–43;
[64] Agnieszka Cydzik-Kwiatkowska , Magdalena Zielińska, Bacterial communities in full-scale wastewater treatment systems, World Jornal of Microbiology and Biotechnology, 2016; vol. 32, pag. 66-78;
[65] N. Abdel-Raouf, A.A. Al-Homaidan, I.B.M. Ibraheem, Microalgae and wastewater treatment, Saudi Journal of Biological Sciences, 2012, 19, 257-275
[66] A. Talaiekhozani, M. Bagheri, A. Goli, M.R. Talaei Khozani, An overview of principles of odor production, emission, and control methods in wastewater collection and treatment systems, J. Environ. Manage. 2016, 170, 186–206;
[67] P. Vo Hoang Nhat, H.H. Ngo, W.S. Guo, S.W. Chang, D.D. Nguyen, P.D. Nguyen, X.T. Bui, X.B. Zhang, J.B. Guo, Can algae-based technologies be an affordable green process for biofuel production and wastewater remediation?, Bioresurce Technology, 2018, 256, 491-501;
[68] N.C. Boelee, H. Temmink, M. Janssen, C.J.N. Buisman, R.H. Wijffels, Nitrogen and phosphorus removal from municipal wastewater effluent using microalgal biofilms, Water Research , 2011, 45, 5925–5933;
[69] W. Shi, L. Wang, D.P.L. Rousseau, P.N.L. Lens, Removal of estrone, 17-ethinylestradiol, and 17-estradiol in algae and duckweed-based wastewater treatment systems, Environ. Sci. Pollut. Res. 2010, 17, 824–833;
[70] A. de Wilt, A. Butkovskyi, K. Tuantet, L.H. Leal, T.V. Fernandes, A. Langenhoff, G. Zeeman, Micropollutant removal in an algal treatment system fed with source separated wastewater streams, Journal of Hazardous Materials, 2016, 304, 84-92;
[71] K. Patrick. Top Ten Natural Ways to Remove Heavy Metals. https://www.naturalnews.com/026885_natural_zeolite_heavy_metals.html – Accesat 29.05.2018
[72] L. Singh, A.R. Pavankumar, R. Lakshmanan. Effective removal of Cu2+ ions from aqueous medium using alginate as biosorbent, Ecol. Eng. , 2012, 38, 119–124;
[73] I. Shamshad, S. Khan, M. Waqas, N. Ahmad, K. Ur-Rehman, K. Khan, Removal and bioaccumulation of heavy metals from aqueous solutions using freshwater algae, Water Science & Technology, 2015, 71 (1), 38-44;
[74] F. Castellet-Rovira, D. Lucas, M. Villagrasa, S. Rodríguez-Mozaz, D. Barcelo, M.
Sarra. Stropharia rugosoannulata and Gymnopilus luteofolius. Promising fungal species for pharmaceutical biodegradation in contaminated water. , J. Environ. Manag. , 2007, 396-404;
[75] J.A. Mir-Tutusaus, R. Baccar, G. Caminal, M. Sarra. Can white-rot fungi be a real wastewater treatment alternative for organic micropollutants removal? A review. Water Research, 2018, 138, 137-151
[Kor976] Koroleff, F. 1976. Determination of ammonia. In Methods of Seawater Analysis (K. Grasshoft, ed.). Verlag Chemie, pp. 126-133
[Beb002] Bebak-Williams J. Bullock G., Carson M.C. Oxytetracycline residues in a freshwater
recirculating system. Aquaculture, 205, 221-230 (2002)
[BFL018] https://www.environmental-expert.com/downloads/model-bfl-6000hc-biological-products-brochure-675430
[Cat975] Cataldo et al. (1975) Rapid colorimetric determination of nitrate in plant tissues by nitration of salicylic acid. Commun. Soil Science and Plant Analysis 6(1) 71-80
[Cow989] Cowgill U.M., Milazzo, D.P. The culturing and testing of two species of duckweed Aquatic Toxicology and Hazard Assessment: vol. 12, ASTM STP 1027, U.M. Cowgill and L.R. Williams, Eds. American Society for Testing and materials, Phila. 379-391, 1989,.
[Cze011] Czekanska E.M. Assessment of Cell Proliferation with Resazurin-Based Fluorescent Dye. In: Stoddart M. (eds) Mammalian Cell Viability. Methods in Molecular Biology (Methods and Protocols), vol 740. Humana Press (2011)
[Mir001] Miranda,K., Espey,M., Wink,D.(2001). A Rapid, Simple Spectrophotometric Method for Simultaneous Detection of Nitrate and Nitrite, Nitric Oxide, 5, 62-71
[Mur962] Murphy J, Riley J (1962) A modified single solution method for the determination of phosphate in natural waters. Anal. Chim. Acta. 27: 31-37
[Wu015] Wu W., Jin Y., Bai F., Jin S. Molecular Medical Microbiology (2nd Edition), Capitolul 41 – Pseudomonas aeruginosa, Academic Press – Vol. 2, 753-767 (2015)
[Bal994] Balcht A, Smith R Pseudomonas aeruginosa: Infections and Treatment. Informa Health Care. pp. 83–84(1994) ISBN 0-8247-9210-6.
[Ita005] Itah A., Essien J. Growth Profile and Hydrocarbonoclastic Potential of Microorganisms Isolated from Tarballs in the Bight of Bonny, Nigeria. World Journal of Microbiology and Biotechnology. 21 (6–7) 1317–1322 (2005) doi:10.1007/s11274-004-6694-z
[Ger016] Gerard, Funke, Case (2016). Microbiology: An Introduction (12th ed.). Pearson Education. p. 54 (2016). ISBN 978-0-321-92915-0.
[Kod006] Kodach L.L., Bos C.L., Durán N., Peppelenbosch M.P., Ferreira C.V., Hardwick J.C. Violacein synergistically increases 5-fluorouracil cytotoxicity, induces apoptosis and inhibits Akt-mediated signal transduction in human colorectal cancer cells. Carcinogenesis 27 (3) 508–16 (2006). doi:10.1093/carcin/bgi307
[Siq005] de Siqueira I.C., Dias J., Ruf H., Ramos E.A., Maciel E.A., Rolim A., Labur L., Vasconcelos L., Silvany C. Chromobacterium violaceum in siblings, Brazil. Emerging Infect. Dis. 11 (9) 1443–1145 (2005). doi:10.3201/eid1109.050278
Copyright Notice
© Licențiada.org respectă drepturile de proprietate intelectuală și așteaptă ca toți utilizatorii să facă același lucru. Dacă consideri că un conținut de pe site încalcă drepturile tale de autor, te rugăm să trimiți o notificare DMCA.
Acest articol: 2. STADIUL ACTUAL ÎN TEHNICILE DE TRATARE A EFLUENȚILOR DE ACVACULTURĂ 4 3. METODE DE TRATARE A APELOR UZATE 10 2.1 Tratarea mecanică a apelor 11 2.2… [307860] (ID: 307860)
Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.