Compozitia Tipica a Biocenozei Aerotancurilor, Relatiile Dintre Bionti Si Caracteristica Acesteia

Medicina

Compozitia Tipica a Biocenozei Aerotancurilor, Relatiile Dintre Bionti Si Caracteristica Acesteia

Byadmin ianuarie 1, 2024

Introducere

Creșterea nivelului tehnologic de producție a deceniilor secolului ce tocmai se încheie, a adus în natură dezechilibre ecologice importante alături de o serie de produse sintetice mai mult sau mai puțin integrabile în circuitul biogeochimic al pământului. Dacă ar fi să enumerăm numai pentru exemplificare câteva din astfel de produse, lista lor ar depăși câteva mii, mai ales cele legate de sinteza chimică (seria de mase plastice, coloranți, substanțe active, insecto-fungicide, pesticide, etc,), metalurgică (aliaje, carburi, halogenuri metalice etc.), precum și a combinațiilor substituite ale substanțelor organice cu metaloizi și metale.

Industrializarea și urbanizarea a însemnat însă o povară pentru mediul natural, cu precădere a apelor, în a recepta cantități crescânde de substanțe impurificatoare naturale sau sintetice. Pericolul cel mai mare survine prin poluările masive și descărcările punctiforme în apele de suprafață, iar pentru impurificatori de sinteză, caracteristică este lipsa specificității de (substrat), metabolizare de către biocenoza naturală existentă la un moment dat, în receptori (râu, lac, mare, etc.).

Sumiturile internaționale (Roma, Stokholm, Rio de Janiero, etc), subliniază tocmai acest fapt și măsurile necesare cuprinse în programele pe termen mediu și lung de dezvoltare sustenabilă a economiei, ce trebuie promovate de către participanți atât în plan sectorial cât și în plan global. Din acest motiv, s-a impus necesitatea promovării în țara noastră a unor măsuri de protecția mediului care să aibă un cadru legislativ, tehnic și economic, de punere în practică a hotărârilor legiferate. Astfel, se justifică succesiunea legilor apei (nr. 9/1973, 8/1974, 107/1996) și a mediului (nr. 137/1995), cât și a standardelor interne și ale CEE, la care România a aderat. Ca urmare a acestor măsuri, poluarea apelor în primul rând, dar și a celorlalți factori de mediu (aer, apă, sol, biodiversitate, sănătate umană), este interzisă oricărui agent economic sau persoană fizică. Pentru protecția mediului sunt prevăzute norme calitative și cantitative de evaluare, precum și instalații de epurare (protecție) a emisiilor în mediul natural.

În cadrul stațiilor de epurare a efluenților orășenești și a multor efluenți industriali, un loc important îl ocupă instalațiile de epurare biologică, în special procedeul cu nămol activ. Procesele complexe care au loc în aceste instalații, condițiile de creștere și dezvoltare a microorganismelor implicate în îndepărtarea substanțelor organice (biodegradarea metabolică) din apele uzate, necesită din partea specialiștilor în epurare și a celor din unitățile de producție care produc și evacuează acele ape uzate, cunoștințe apreciabile privitor la compatibilitatea biocenozei nămolului activ cu impurificatorii apei uzate, adică a substratului cu organismele viețuitoare.

Elaborarea și exploatarea instalațiilor de epurare biologică a apelor uzate, mai ales pentru cele industriale (impurificatori sintetici nespecifici metabolismului bacterian), constituie rezultatul unei activități complexe în care trebuie implicați specialiști biologi, biochimiști, ingineri tehnologi, hidrotehnicieni și constructori.

Carența apei pentru diversele folosințe în diverse zone ale planetei, dar și zonal în țară, impune o regândire a gospodăririi judicioase a surselor, în special a celor de potabilizare și folosințe agro-alimentare.

CAPITOLUL I

LANȚUL TROFIC

În afara funcțiilor geochimice, organismele execută și funcții ecologice, adică activități specifice în procesele de transformare a materiei și energiei de schimbare a numărului, etc.

Potrivit funcțiilor geochimice și ecologice, a rolurilor îndeplinite în energetica biosferei, organismele se clasifică în mai multe unități, grupe funcționale sau niveluri trofice, care coincid numai în linii mari cu clasificarea lor în bacterii, plante, animale.

Producătorii transformă combinațiile anorganice în combinații organice, fabricând hrana primară în biosferă. Producătorii sunt plantele fotosintetizante – mușchii, ferigile, gimnospermele și angiospermele de pe uscat, algele superioare de pe uscat, algele fixate de pe platformele marine și algele microscopice care plutesc pasiv în largul apelor.

Fotosinteza, funcția fundamentală a producătorilor, implică prezența obligatorie a luminii radiante. Și din această cerință a plantelor față de mediul fizic rezultă lupta pentru existență, care determină în mare măsură numărul și biomasa plantelor verzi din fitocenoză și modul de interacțiune între plancteri. Asocierea plantelor verzi este determinată de necesitatea de a rezista presiunii factorilor fizici; un individ vegetal izolat, un copac răzleț pe coasta dealului, nu rezistă acțiunii factorilor fizici sau cel puțin nu modifică puternic mediul fizic, în timp ce un grup de copaci opune rezistență vântului și generează o temperatură locală în interiorul său, care atenuează efectul frigului.

Nevoia de umbră obligă de asemenea unele plante ierboase să se grupeze în jurul arborilor. Unităților funcționale ecologice a producătorilor, le corespunde unități taxonomice, (asociații de plante verzi care alcătuiește covorul vegetal și se repetă în linii mari în medii similare).

Activitatea funcțională a producătorilor nu se limitează la producția primară de materie organică. Producătorii, mai ales pe uscat, se comportă ca un component al mediului față de animale. Multe animale sunt influențate direct de plante și numai indirect de habitatul propriu zis, trăind pe, sau în plante (ex. insectele endogene).

Asociațiile vegetale reflectă în mai mare măsură natura specifică a mediului decât alte componente ale biosferei numărându-se printre indicatori ecologici. Numărul indivizilor animali, compoziția taxonomică a lumii animale dintr-un fragment al scoarței depind de asemenea de asociația de plante.

Consumatorii primari sau fitofagele, (organisme care consumă hrană vegetală) sunt reprezentați de: paraziții plantelor (de exemplu, virusul mozaicului de tutun); bacteriile care infectează plantele spontane și de cultură, ciupercile parazite pe plante, ca de exemplu tăciunele porumbului (Ustilago maydis), cornul secarei (Claviceps purpurea), mălura grâului (Puccinia graminis); plantele superioare cum sunt speciile de Orobanche care atacă floarea soarelui, tutunul, roșiile, cânepa, etc. și semiparazite pe plante, ca de exemplu vâscul, animalele fitofage. În ocean, crustacee copepode, filopode, pești, etc. Pe uscat, melci, insecte, păsări care se hrănesc cu fructe și semințe (forfecuța, botgrosul, țoiul) sau cu ierburi, tuberculi, muguri (pițigoii, căldărașul), mamifere, rozătoare și erbivore. Toate aceste organisme îndeplinesc funcția de punere în circulație a hranei produse de plante și transformarea acesteia în hrană animală, respectiv bacteriană, etc.

Relațiile între animalele fitofage și celelalte organisme ierarhic superioare pe lanțul trofic, sunt în general guvernate de relațiile directe și indirecte în competiția pentru hrană. Când ciupercile și bacteriile fitopatogene duc la slăbirea plantelor, valoarea nutritivă a acestora pentru rozătoare devine mai scăzută. Multe animale fitofage (și nu numai) sunt vectori, transportori ai microorganismelor. Unele Ipide infectează coniferele și ulmul cu bacterii și ciuperci. Șoarecele de câmp (Microus arvalis ) dispersează prin galeriile sale subterane sporii ciupercii Trametes radiciperdaq, care infectează rădăcinile plantelor. Protozoarele care trăiesc parazite în Euphorbiaceae sunt transportate de insecte.

Consumatorii secundari se hrănesc cu consumatorii primari. Ei sunt reprezentați de: bactereifagi care distrug bacterii, virusurile animalelor care parazitează intracelular insectele, păsările și mamiferele, bacteriile care atacă multe animale fitofage producând epizootii, enigmaticele rickettsii din celulele trematodelor, melcilor, peștilor, insectelor, căpușelor și mamiferelor, ciupercile parazite ale peștilor, animalele devoratoare de bacterii, cum sunt protozoarele, animalele zoofage;

– în ocean moluște, cefalopode, rechini, cetacee cu dinți etc.;

– în apele continentale pești răpitori (șalăul, știuca ), păsări ihtiofage (care se hrănesc cu pești, ca de exemplu, cormoranul, stârcii);

– pe uscat, păianjeni, insecte răpitoare și parazite pe animale, viermi paraziți, amfibieni reptile, păsări insectivore (rândunica, lăstunul ) și răpitoare (bufnița), mamifere carnivore (vulpea).

Devorând fitofage, consumatorii secundari împiedică pierderea prematură a energiei, distrugerea substanței organice, contribuind astfel la creșterea productivității biosferei. Această funcție fundamentală a consumatorilor secundari iese la iveală mai ales atunci când oamenii, prin măsuri de protecția plantelor neîntemeiate pe principiile ecologiei sau din sentimentalism îndepărtează animalele zoofage.

Tetranychus ulmi, un arahnomorf dăunător al grădinilor de pomi, a produs pagube mari în urma distrugerii prin insecticide a dușmanilor săi naturali păianjenii răpitori, ploșnițe, tripși etc.

În anumite regiuni din Norvegia au fost distruse păsările răpitoare care se hrăneau cu potârnichea polară (Lagopus lagopus), podoaba naturii nordice. Exemplarele bolnave inapte în lupta pentru existență, care cad primele ca jertfe, n-au mai fost eliminate de ulii, șoimi și vulturi. Epizootiile au izbucnit cu putere și au produs catastrofe printre populațiile de potârniche polară. Între animalele zoofage și microorganismele patogene ale fitofagelor există strânse relații de interacțiune.

Consumatorii terțiari sau carnivorele de vârf, sunt organisme care nu cad pradă dușmanilor, nu sunt consumatori de nici un fel de animale. Nisetrul, cașalotul, acvila, ursul, leul se încadrează în această unitate funcțională, care nu cuprinde un număr prea mare de specii și de indivizi. Dar și carnivorele de vârf pier de pe urma bolilor virotice sau bacteriene, sunt chinuite de viermi paraziți. Funcția fundamentală a consumatorilor terțiari constă în utilizarea ultimelor resurse energetice ale substanței vii după transformările suferite în biosferă

Saprofagele. Delimitarea unei unități funcționale aparte a organismelor care se hrănesc cu materie organică moartă fără să o transforme în materie anorganică este necesară, deoarece ele îndeplinesc o funcție ecologică specifică: repunerea în circulație a substanței și energiei, acumulate (potențială) care astfel ar fi imediat degradată de descompunători.

Saprofagele cad pradă altor organisme și ridică astfel productivitatea biosferei, contribuind la intensificarea circulației materiei în biosferă. Unitatea saprofagelor cuprinde macromicetele de pe sol și de pe copaci, unele insecte (de exemplu groparii), diplopodele etc.

Descompunătorii, ciupercile și bacteriile, distrug substanțele organice eliberând atomii elementelor constitutive care reintră sub formă de combinații anorganice în circuitul materiei din biosferă. Se pare că, în mediul terestru, descompunătorii transformă cantități mai mari de energie potențială decât fitofagele și zoofagele la un loc.

În ecosistemele cu vegetație ierboasă și în cele acvatice, masa lor este foarte mare.

Fig.1 – Diagrama ciclului trofic

Clasificarea speciilor în grupe funcționale (ecologice) se deosebește de clasificarea lor în grupe taxonomice. O specie poate fi încadrată într-un singur grup sistematic de o categorie putând fi membrul unei singure clase. Dimpotrivă, una și aceeași specie poate fi încadrată în mai multe grupe funcționale. De exemplu: vulpea este un mamifer, aparține unei singure clase de vertebrate dar, din punct de vedere ecologic, vulpea este un consumator secundar, uneori putând fi și consumator primar.

Grupele funcționale sunt cuprinse într-un proces unic al circuitului substanței și energiei din biosferă, numit ciclu trofic (fig.1). Acesta include ca verigă și substanțele abiotice ale mediului fizic (combinații minerale care constitanței organice, contribuind astfel la creșterea productivității biosferei. Această funcție fundamentală a consumatorilor secundari iese la iveală mai ales atunci când oamenii, prin măsuri de protecția plantelor neîntemeiate pe principiile ecologiei sau din sentimentalism îndepărtează animalele zoofage.

Tetranychus ulmi, un arahnomorf dăunător al grădinilor de pomi, a produs pagube mari în urma distrugerii prin insecticide a dușmanilor săi naturali păianjenii răpitori, ploșnițe, tripși etc.

În anumite regiuni din Norvegia au fost distruse păsările răpitoare care se hrăneau cu potârnichea polară (Lagopus lagopus), podoaba naturii nordice. Exemplarele bolnave inapte în lupta pentru existență, care cad primele ca jertfe, n-au mai fost eliminate de ulii, șoimi și vulturi. Epizootiile au izbucnit cu putere și au produs catastrofe printre populațiile de potârniche polară. Între animalele zoofage și microorganismele patogene ale fitofagelor există strânse relații de interacțiune.

Consumatorii terțiari sau carnivorele de vârf, sunt organisme care nu cad pradă dușmanilor, nu sunt consumatori de nici un fel de animale. Nisetrul, cașalotul, acvila, ursul, leul se încadrează în această unitate funcțională, care nu cuprinde un număr prea mare de specii și de indivizi. Dar și carnivorele de vârf pier de pe urma bolilor virotice sau bacteriene, sunt chinuite de viermi paraziți. Funcția fundamentală a consumatorilor terțiari constă în utilizarea ultimelor resurse energetice ale substanței vii după transformările suferite în biosferă

Saprofagele. Delimitarea unei unități funcționale aparte a organismelor care se hrănesc cu materie organică moartă fără să o transforme în materie anorganică este necesară, deoarece ele îndeplinesc o funcție ecologică specifică: repunerea în circulație a substanței și energiei, acumulate (potențială) care astfel ar fi imediat degradată de descompunători.

Saprofagele cad pradă altor organisme și ridică astfel productivitatea biosferei, contribuind la intensificarea circulației materiei în biosferă. Unitatea saprofagelor cuprinde macromicetele de pe sol și de pe copaci, unele insecte (de exemplu groparii), diplopodele etc.

Descompunătorii, ciupercile și bacteriile, distrug substanțele organice eliberând atomii elementelor constitutive care reintră sub formă de combinații anorganice în circuitul materiei din biosferă. Se pare că, în mediul terestru, descompunătorii transformă cantități mai mari de energie potențială decât fitofagele și zoofagele la un loc.

În ecosistemele cu vegetație ierboasă și în cele acvatice, masa lor este foarte mare.

Fig.1 – Diagrama ciclului trofic

Clasificarea speciilor în grupe funcționale (ecologice) se deosebește de clasificarea lor în grupe taxonomice. O specie poate fi încadrată într-un singur grup sistematic de o categorie putând fi membrul unei singure clase. Dimpotrivă, una și aceeași specie poate fi încadrată în mai multe grupe funcționale. De exemplu: vulpea este un mamifer, aparține unei singure clase de vertebrate dar, din punct de vedere ecologic, vulpea este un consumator secundar, uneori putând fi și consumator primar.

Grupele funcționale sunt cuprinse într-un proces unic al circuitului substanței și energiei din biosferă, numit ciclu trofic (fig.1). Acesta include ca verigă și substanțele abiotice ale mediului fizic (combinații minerale care constituie materialul inițial în biosinteza substanțelor organice).

CAPITOLUL II

METODE; STRATEGII ȘI TEHNICI DE LUCRU

Complexitatea fenomenelor fizice, chimice și biochimice implicate în procesul metabolic al biocenozei nămolului activ, necesită în cele mai multe cazuri o analiză amănunțită asupra originii, cantității și calității suportului trofic (impurificatorilor) cât și a biocenozei nămolului activ (vitezei de degradare a impurificatorilor) și limita de metabolizare (eficiența de degradare) în timp, definind termenul de biorezistență sau biodegradabilitate, toxicitate a impurificatorilor sau apei uzate studiate.

Funcție de această caracteristică generală a impurificatorilor prezenți în apă poate fi luată în considerare sau nu, calea epurării biologice.

Este îndeobște cunoscut faptul că majoritatea produșilor de sinteză naturali (animali sau vegetali ) sunt compatibili metabolismelor biocenozei degradatoare și deci, se integrează în ciclul trofic al ecosistemelor neprovocând poluări majore.

În contrast cu aceștia produșii sintetici cu structuri chimice apropiate sau asemănătoare speciilor chimice naturale, sunt biorezistente. Faptul putându-se datora efectelor (electronice, sterice și hidrofibice ) specifice substanței chimice (impurificatorului ) respectiv.

Din acest motiv, cercetările întreprinse pe ape uzate cu conținut de impurificatori dificili metabolismului degradativ (biorezistenți), ca de exemplu hidrocarburi ciclice substituite, nitrate sau clorurate, a comportat adaptarea unor strategii, metode și tehnici de lucru specifice.

Am enumerat în introducere o serie de strategii de lucru adoptate, acestea fiind adecvate situației concrete întâlnite în teren, funcție de impurificatorii prezenți în apele uzate.

a) Strategiile de cercetare adoptate funcție de structurile stereochimice ale impurificatorilor.

Pornind de la constatările literaturii de specialitate (4, 10, 15, 22, 143 ) și experimentul lui Whurman (1966) de epurare în comun a apelor uzate cu conținut de nitroderivați și apele uzate orășenești în care se constată o degradare minoră a trinitrotoluenului (TNT) cu 11,4 –12.2% și a constatării proprii, de autoepurare parțială a apelor cu conținut de nitroderivat în lungul pârâului Racoviță – Făgăraș de către biocenoza bentală, s-a născut ideea selectării și formării unui nămol activ specific.

Etapele dezvoltării unei astfel de biocenoze sub forma de nămol activ, s-au succedat astfel:

– Formarea unui mediu de cultură (geloză) cu doze crescânde de trinitrotoluen (TNT) ;

– Introducerea în mediile de cultură a celorlalți nitroderivați intermediari în doze crescânde până la concentrațiile obișnuite întâlnite în raportul amestecului de ape uzate;

– Eliminarea din mediile de cultură sau diminuarea concentrației nitroderivatului cu efect inhibitor asupra culturii bacteriene;

– Formarea amestecului lichid de ape cu adaos diminuat de geloză ca suport trofic, ușor accesibil metabolismului culturilor bacteriene, selectate de pe mediile solide;

– Transferul acestui amestec și fluidizarea tehnologică a lui într-o instalație micropilot de laborator;

– Urmărirea evoluției valorilor biomasei de nămol activ, funcție de încărcarea cu nitroderivați și încărcarea organică a influentului în paralel cu eficiența de epurare (îndepărtare a CCO-Cr, CBO5 și grupărilor NO2 );

– Realizarea unei cantități de biomasă (exprimată în substanță uscată), necesară însămânțării și amorsării unei stații pilot (volum 1 m3);

– Analiza compoziției bacteriologice a biocenozei nămolului activ, obținut în aceste condiții experimentale.

Din faza transformării culturii bacteriene (biomasei) în instalația pilot, am considerat rezolvate aspectele de fluidizare ( funcționare continuă ) a procesului tehnologic, urmând ca din experimentul de pilotare să finalizăm parametrii funcționali de proiectare-exploatare a procesului (încărcare organică, masică, timp de aerare, decantare, biosinteză nămol, excedent nămol, eficiența de epurare pentru CBO5, CCO-Cr și grupări NO2, toxicitate efluent epurat).

Această etapă a experimentelor este cea mai concludentă.

Metodele de lucru aplicate în faza experimentală pilot constau pe scurt în:

colectarea și formarea influentului stației ținându-se cont de raportul de debit și concentrații în nitrocorpi a fiecărei surse;

colectarea/neutralizarea influentului la valoarea optimă de pH (7,0-7,2);

decantarea influentului și degresarea lui în treapta mecano-chimică a instalației pilot;

epurarea biologică propriu-zisă constând în aerarea influentului în prezența biocenozei (nămolului activ) format;

extragerea și calculul parametrilor funcționali ai procesului, pe etape experimentale;

prezentarea parametrilor de proiectare extrași din varianta optimă (concluzii).

Atât pentru experimentările de laborator cât și pentru cele din faza pilot, am aplicat tehnicile analitice specifice pentru a avea o bază informativă unitară. Acestea au constat în: determinări analitice globale (CCO-Cr, CBO5, raportul CBO5/CCO-Cr comparativ cu cel al reziduurilor fix/calcinat);

– determinări analitice specifice (grupări NO2 prin metoda titrimetrică în prezența clorurii de titan);

determinări respirometrice Warburg a nămolului activ, adaptat și neadaptat, în condițiile variației cantitative și calitative a amestecului de ape și implicit a concentrației de NO2.

Testul epurării în instalațiile micropilot de laborator în aceleași condiții de calitate a influentului cu cele ale testului Warburg;

Testul de toxicitate (Fish-test ) a influentului și efluentului epurat biologic, pe pești indigeni (Ciprinus c. și Carasius c., talie C100 – C200).

Întrucât toate tehnicile analitice utilizate sunt standardizate, acceptate pe plan național și de unitățile specializate în domeniu (inclusiv U.E.O.), nu se prezintă o descriere mai amănunțită a acestora.

Consider că în cazul epurării biologice cu nămol activ a compușilor nitrați, noutatea ce a conferit reușita epurării nu a constat în metodele și tehnicile aplicate, ci în strategia adoptată pentru selectarea și formarea biocenozei nămolului activ adecvat substratului trofic. De fapt, crearea biocenozei acestui nămol în cazul nitroderivaților, capabilă să degradeze substratul specific.

Mecanismele biochimice de degradare a acestui tip de substanțe organice ciclice saturate sunt prezente numai pe baza informațiilor literaturii de specialitate, neexistând posibilități proprii la acea vreme, pentru a le evidenția chimic sau biochimic în laboratoarele proprii.

b) elementele de diferențiere dintre metodele adoptate în cazul apelor cu nitroderivați și metodele uzuale practicate în domeniul epurării apelor menajer-orășenești (sistemul clasic).

Acestea constau în esență în faptul că în mod obișnuit se pleacă de la analiza globală a încărcării organice a apelor menajere, prezența sau absența factorilor nebiodegradabili eventual toxici (ex. metale grele, componenți chimici biorezistenți, radioactivitate etc.) prezența elementelor biogene N și P și a fracțiunii anorganice (raportului CBO5/CCO-Cr 0,1<0,5, max. 0,7 și R. fix / R. calcinat <60% ).

Aceste date primare furnizează o primă informație asupra tratabilității pe cale biologică a apelor urmând ca aceasta să fie confirmată de testele respirometrice Warburg și cel de epurare în micropilotul de laborator utilizându-se nămolul biologic neadaptat și arareori nămol activ preadaptat.

În cazul apelor cu nitroderivați determinările analitice (pe nămol neadaptat), deși aparent favorabile tratabilității biologice (rap. CBO5/CCO-Cr =0,4-0,58 ), testele de CBO5, cele respirometrice Warburg și micropilot, sunt negative după foarte scurt timp, semnificând imposibilitatea adaptării la substrat. Deci, diferența majoră constă în acest caz, în necesitatea formării și structurării în timp a unei biocenoze specifice, după cum am văzut integral bacteriană, în acest caz.

Revenind la strategiile aplicate în cazul apelor uzate cu conținut de hidrocarburi aromatice și liniare clorurate, menționăm faptul că spre deosebire de cazul nitroderivaților a fost posibilă adaptarea la substrat a unei biocenoze locale din biofiltre, nefiind necesară selectarea uneia speciale ca în cazul precedent.

Problemele legate de formarea amestecului influentului au prezentat dificultăți majore (datorate variației compoziționale a surselor) fapt ce a determinat o multitudine de variante experimentale de laborator (var. I –XX) și pilot (I –XII).

Metodele de lucru aplicate în succesiunea lor constau în :

– formarea unui amestec de bază (A1) conținând principalii derivați clorurați pe care s-a adaptat o biocenoză preexistentă în pelicula biofiltrelor Borzești-Jevreni (ape provenite de la fabricarea cauciucului);

– selectarea surselor de ape uzate încărcate organic și analiza lor chimică, biochimică (CBO5, respectiv Warburg ), toxicologică, în vederea alcătuirii efluentului organic al platformei, deci viitorul influent al stației de epurare ;

– selectarea surselor de ape cu încărcare predominant anorganică sau/și organică cu conținut de impurificatori toxici;

– formarea amestecurilor proporționale de ape uzate destinate analizelor chimice, biochimice, toxicologice și testelor de epurare micropilot (laborator) pentru evaluarea parametrilor funcționali ai procesului dar și a evoluției biocenozei nămolului activ (bioconversiei) ;

– urmărirea parametrilor cantitativi și calitativi ai biocenozei degradatoare a fiecărei variante, vis-a-vis de parametrii funcționali și eficiența de epurare;

– transpunerea la fază pilot a variantelor experimentale mai reprezentative pentru extragerea parametrilor funcționali (de proiectare) ai procesului;

– prezentarea parametrilor de proiectare extrași din varianta optimă (concluzii).

În experimentările de laborator și pilot tehnicile analitice chimice, biochimice și toxicologice s-au aplicat unitar și au constat în :

– determinările analitice globale ale influentului și efluentului CCO-Cr, rap. CBO5/CCO-Cr comparativ cu cel al R.fix/R.calcinat ;

– determinările analitice specifice, clor organic, cloruri ;

– determinări biochimice, testul respirometric al nămolului activ, adaptat și neadaptat, în condițiile variațiilor cantitative și calitative a amestecurilor de ape (variantele A1+A2o) și implicit a concentrațiilor de clor substituit (legat organic);

– testul epurării în micropiloții de laborator a amestecurilor realizate, similar cu testul respirometric Warburg;

– testul de toxicitate (Fisch-testul) influenților și efluenților epurați biologic, pe pești indigeni (Ciprinus carpio și Ciprinus carasius, talie C100-C200).

Dificultățile mai importante apărute în aplicarea metodologiei de lucru au rezultat din variabilitatea concentrațiilor impurificatorilor evacuați dintr-o serie de surse, fapt ce explică și fluctuația testului respirometric Warburg, prin care uneori aceeași sursă apare biodegradabilă într-o situație și nebiodegradabilă în alta.

Tehnici și materiale de lucru utilizate

Tehnicile de lucru de bază utilizate în cercetările efectuate au fost cele standardizate sau cele specifice utilizate în instituțiile de profil (ICECHIM, I.C.I.M. și I.C.P.E.A.R. –București ). Mare parte din acestea au fost preluate și din tehnicile de lucru aplicate prin legiferări unanim recunoscute în lume (Standards Methods –S.U.A., UEO, EPA, etc. ) și adaptate de autor situației specifice.

Indiferent de procedeul de epurare folosit (fizico-chimic sau mecano-biologic), eficiența epurării se exprimă prin procesul de îndepărtare a principalilor indicatori de calitate ai apei uzate (CCO-Cr, CBO5, S. Solide., etc.). În general și pentru evaluarea curentă a determinărilor cantitative a substanței organice din apele uzate dar și naturale se folosesc parametrii analitici globali (testele de CCO-Cr, CBO5, COT, etc. ).

Succint prezentăm câteva din testele utilizate pe parcursul cercetărilor efectuate :

Consumul chimic de oxigen. În testul CCO, materialul organic din ape este exprimat indirect prin oxigenul necesar acestuia; oxidarea chimică la CO2 și H2O este rezultatul acțiunii oxidante a bicromatului de potasiu în soluție acidă (H2SO4 ) la cald (refluxare);

Cr2O72- + 8H+→ 2 Cr3+ + 4 H2O + 3 O

Concentrația de bicromat a soluției, înainte și după perioada de refluxare, este determinată fie prin titrare cu sulfat de fier II și amoniu în prezența feroinei ca indicator, fie prin colorimetrare.

În condiții standardizate, testul CCO are avantajul reproductibilității analitice satisfăcătoare (deviere standard de ± 8%), precum și pe acela al rapidității acceptabile, pentru efectuarea analizelor (1,5 – 2 ore ), ceea ce este deosebit de important în controlul eficienței de epurare. Din aceste motive, testul CCO se bucură de suficientă încredere pentru măsurarea eficienței de epurare prin procedee biologice.

Se atrage de asemenea atenția că pentru apele uzate nu se poate face o echivalență între CCO și CBO (total final); aceasta ar implica oxidarea biologică totală a tuturor substanțelor organice din apa uzată, ceea ce nu este cazul pentru apele uzate industriale care conțin și materiale organice relativ inerte la oxidare biologică.

– Consumul biochimic de oxigen. CBO: CBO – ul unei ape uzate evaluează cantitatea de oxigen consumată de către bacterii si alte microoganisme în timpul reacțiilor biologice de metabolism al substanțelor organice. Spre deosebire deci de testele CCO și COT care dau o imagine asupra concentrației globale în substanțe organice din ape, testul CBO reprezintă activitatea respiratorie a microorganismelor care utilizează fracțiunea de substanțe organice necesare pentru creștere și pentru metabolismul ulterior al componenților celulei, sintetizați din substanțele consumate. Esențială este măsurarea oxigenului (stabilirea) substanțelor organice din ape de către microorganismele în condiții standardizate. După cum arată McKinney, testul CBO, deși folosit ca test cantitativ este în realitate un test calitativ.

Consumul biochimic de oxigen rezultă din diferența între concentrațiile oxigenului dizolvat în probele supuse testului la începutul și la sfârșitul perioadei de incubare, ținându-se seama de soluția probei și consumul de oxigen datorat apei de diluție. În apele uzate și în controlul stațiilor de epurare biologică meritul parametrului CBO este că presupune reflectarea prezenței materialelor care pot fi oxidate prin procese biologice:

– oxidarea carbonului și a hidrogenului din substanțele organice folosite ca sursă de hrană de către microorganismele aerobe (CBO – C);

– oxidarea azotului din azotiți, amoniac și substanțe organice cu azot, care servește ca sursă de hrană pentru bacterii specifice, de exemplu pentru Nitrosomonas și Nitrobacter (CBO-N);

– oxidarea unor substanțe reducătoare (ioni feroși, sulfiți sulfuri etc.) care reacționează chimic cu oxigenul molecular dizolvat.

În general, la apele uzate brute, procesul de nitrificare (oxidarea biochimică a azotului din diferite surse conținând acest element) începe între a cincia și a șaptea zi (fig.2.) de la incubarea probelor, astfel că pentru CBO5 nitrificarea de obicei nu pune probleme la evaluarea rezultatului.

Fig. 2.-Tip general al desfășurării în timp a consumului biochimic de oxigen

În bazinele cu nămol activ, biomasa se prezintă ca suspensie de materii solide, grupate în flocoane. Separarea de faza lichidă se face prin filtrare sau prin centrifugare. Materialele folosite sunt aduse la greutate constantă, reziduul separat, împreună cu suportul filtrant, se usucă la greutate constantă la 103-105oC sau la 179-180oC. De cele mai multe ori, materiile în suspensie se exprimă ca substanță uscată (s.u.).

Materiile în suspensie din bazinele de aerare sunt amestecuri anorganice și organice, acestea din urmă fiind formate din substanță vie și nevie. Substanțele organice în ansamblu se determină din reziduul uscat, deci din conținutul total de materii în suspensie, prin calcinare la 600oC. Pierderea la calcinare este considerată ca parte organică; materii în suspensie volatile sau substanță volatilă (s.v.), parametru la care în mod obișnuit se raportează cantitativ procesele care au loc în timpul epurării.

Determinările respirometrice

Instalațiile folosite pentru determinările respirometrice funcționează în sistem închis, fie în sistem deschis, cu aport periodic de oxigen.

Tipul clasic, și cel mai răspândit, de respirometru este aparatul Warburg. Cu ajutorul acestui utilaj s-au cercetat: adaptarea culturilor de microorganisme la diferite substanțe organice, factori care afectează producția de solide în procedeul cu nămol activ, stabilirea unor concentrații toxice pentru microorganisme din diferite impurități, tratabilitatea apelor uzate industriale. Principiul de bază prin care se determină respirația microorganismelor în aparatul Warburg, în prezența soluției unei substanțe organice sau a apei uzate, constă în măsurarea micromanometrică a variației presiunii gazului închis în spațiul de reacție, la temperatură și volum constant.

Oxigenul consumat poate fi exprimat în mg/g masă bacteriană uscată în mg/l apă uzată Înscriindu-se într-un sistem de coordonate cantitatea de oxigen consumată la diverse perioade ale experimentării, se obțin pentru ape tratabile, curbe de felul indicat în figura de mai jos:

Fig.3 – Respirația nămolului activ în prezența diferitelor concentrații de CBO a apelor uzate

Spre deosebire de valorile consumului de oxigen în testul CBO5, valorile obținute în respirometrele Warburg pot rezulta din experimentări efectuate în condiții mai apropiate celor din instalațiile cu nămol activ în ceea ce privește încărcarea organică, concentrațiile substanțelor toxice, vitezele cu care sunt asimilate substanțele organice.

Instalațiile micropilot de laborator pentru epurarea biologică prin procedeul nămolului activ (metoda I.C.I.M. omologată). În acest procedeu, obiectul principal al instalațiilor îl constituie bazinul cu nămol activ, instalația poate fi alimentată continuu sau discontinuu cu apă uzată sau soluții de cercetare. Conform literaturii, principalii parametrii de care depind rezultatele epurării biologice a unei ape uzate tratabile sunt: timpul de retenție a apei uzate în bazin, concentrația nămolului activ din bazin, vârsta lui, încărcarea nămolului, debitul de recirculație a nămolului, adaosul suplimentar de substanțe biogene și, bineînțeles, exploatarea instalației la echilibru.

Aprecieri cantitative pentru obținerea datelor de proiectare:

Testul epurării biologice cu nămol activ trebuie să permită obținerea datelor pentru proiectare, materializate în :

– Cinetica îndepărtării din apa uzată a substanței organice (CCO și/sau CBO) în diverse condiții de exploatare;

– Producția de nămol excedentar;

– Necesarul de oxigen corespunzător diverselor valori de încărcare aplicată instalației (biocenozei nămolului activ);

– Necesarul elementelor nutritive;

– Condițiile transferului de oxigen în apa uzată;

Caracteristicile de decantare a nămolului activ.

Pentru cinetica îndepărtării organice:

Se pleacă de la ecuația de bază propusă de Eckenfelder, Mancini, și anume:

(Lo – Le) / (S – t) = Ks · Le

în care:

t = V/Q (28)

Lo = CBO – ul influentului instalației, mg/l;

Le = CBO – ul efluentului instalației (probă filtrată), mg/l;

S = concentrația medie a suspensiilor (volatile) din bazinul de aerare, mg/l;

t = timpul de reacție al apei uzate în bazin, – ore, zile;

Ks = constanta de viteză a reacției de îndepărtare a materiilor organice (impurificatorilor), mg-1 · zi-1.

Odată stabilită valoarea Ks se pot stabili încărcările ce trebuie aplicate pentru atingerea gradului de epurare dorit, indirect, rezultă timpul și concentrația de nămol activ necesar în bazinul de aerare.

Având în vedere că relația (28) este legată de Le solubil, pentru a exprima încărcarea reală a efluentului (CBO) este necesar să se facă o corecție reprezentând CBO – ul dat de suspensiile din efluent. (v. fig.7 și 8).

Producția de nămol excedentar

Pentru nevoile practice se pornește de la ecuația ΔS = S – So = SL3 (3) ținând seama că o parte din nămolul activ din sistem dispare ca urmare a respirației endogene.

În aceste condiții, producția zilnică de nămol este dată de relația:

ΔS’= aL’r – bS’ (30)

în care :

ΔS’ – producția de nămol, kg/zi

L’r – cantitatea de material organic (CBO sau CCO) îndepărtată zilnic, kg/zi (egală cu Q · Lr)

S’ – cantitatea de nămol activ (suspensii volatile) din instalația de epurare, kg (egală cu V · S )

a – cantitatea de nămol formată pe unitatea de material organic ( CBO sau CCO ), îndepărtat kg/kg

b – fracția de nămol din camera de aerare este distrusă prin oxidare, zile-1

( kg · kg · zi-1 ).

Fig.5 – Relația între CBO și CCO al apelor uzate ce intervin în procesul epurării

Pentru stabilirea ecuației de creștere a nămolului pentru o anumită apă uzată este necesară determinarea constantelor a și b. În acest scop se utilizează ecuația (30) scrisă sub forma :

ΔS’ / S’ = aL’r / S’- b (31)

Prin reprezentarea grafică a perechilor de valori stabilite experimental ΔS/S’ (kg de suspensii volatile produse pe kg de nămol din sistem într-o zi ) și L’r/S’ (kg de material organic îndepărtat zilnic la un kg de nămol din sistem ), se obține o dreaptă a cărei pantă este egală cu a și care taie ordonata la valoarea b (fig. 4 ). Odată stabilită creșterea biomasei de nămol pentru apa uzată studiată, ecuația (31) poate fi utilizată la calculul producției de nămol excedentar în condițiile de lucru stabilite (corespunzător cantității de material organic ce trebuie îndepărtat zilnic și cantității de nămol activ – exprimat în suspensii volatile – prezent în instalația de epurare ).

Concentrațiile de mai sus sunt valabile pentru situațiile când apa uzată influentă nu conține suspensii volatile. În caz contrar relația corectă este :

ΔS’ = S’o + aL’r – bS’ (32)

în care: S’o reprezintă cantitatea de suspensii volatile aduse în instalația de apă uzată, kg/zi (egală cu Q · So).

Necesarul de oxigen

După cum s-a mai menționat, în procesul de epurare biologică aerobă oxigenul se consumă pentru:

reacțiile de asimilare a substanțelor din apa uzată;

reacțiile de respirație endogenă.

În afară de acestea, uneori apare un consum suplimentar de oxigen pentru reacții de oxidare chimică (acest consum poate fi pus în evidență prin consumul imediat de oxigen a cărui determinare este menționată în metodele standard americane, este vorba de oxidarea sulfurilor, sulfiților, aldehidelor etc.)

Expresia cantitativă a consumului de oxigen este dată în mod obișnuit prin ecuația:

R = a’L’r + b’S’ (33)

În care:

R- este necesarul de oxigen, kg/zi /egal cu Qr, r fiind consumul de oxigen pe unitatea de volum de apă uzată)

a’- oxigen consumat pe unitatea de material organic îndepărtat (CBO sau CCO), kg · kg-1 · zi.

b’- oxigen consumat de către unitatea de nămol activ aflat în sistem în timp de o zi (kg x kg1 x zi1)

Prin rearanjare, ecuația (33) se poate scrie

R / S’ = a (L’· R) / (S’) + b’ (34)

Reprezentând grafic perechile de date stabilite experimental R / S (oxigen consumat zilnic pe unitatea de nămol din instalație) față de L’ · r / S’ substanță organică exprimată în CBO sau CCO îndepărtată zilnic pe unitatea de nămol din instalație) se obține o dreaptă a cărei pantă este a’ și care taie ordonata la valoarea b’ (fig. 5.).

Cu ajutorul relației ( 34 ) în care constantele a’ și b’ sunt cunoscute,, se calculează necesarul de oxigen în funcție de încărcarea aplicată instalației, dictată de eficiența de epurare care trebuie realizată.

O altă alternativă constă în deducerea constantelor a’ și b’ din constantele a și b considerând că între cantitatea de nămol sintetizat sau oxidat și consumurile respective de oxigen există corelații simple. Astfel, s-a putut determina experimental că pentru oxidarea unei părți în greutate de nămol activ (volatil) este nevoie în medie de 1,42 părți de greutate oxigen. Deci, cu aproximație este valabilă relația:

b’ = 1,42 b

Fig.nr 5 – Consumul de oxigen funcție de încărcarea aplicată nămolului activ.

Pentru calculul lui a’ Eckelfelder, consideră că trebuie pornit de la relația (a+a’)=1,0. Mancini și Barnhart propun următoarea relație între a și b:

a = (1- a’ki) / 1,42 ki (36)

În care ki reprezintă valoarea raportului CBO total / CCO :

CBO5 care este aproximativ egal cu raportul CCO : CBO5. acești autori propun să se determine raportul CCO : CBO5 atât pentru influent (proba brută) cât și pentru efluent (probe filtrate).

Necesarul de elemente nutritive

Desfășurarea nestânjenită a procesului de metabolizare a substanțelor organice (compuși conținând carbon ) de către nămol activ este condiționată de prezența unor proporții determinate din alte elemente decât carbon, azot, fosfor, sulf (sulfați) și numeroase alte elemente în proporții mai scăzute – microelemente – (potasiu, calciu, magneziu etc.).

Azotul și fosforul care intră în proporții însemnate chiar în compoziția celulelor sintetizate se găsesc de multe ori în apele uzate în proporții mai mici decât cele necesare, astfel că trebuie adăugate suplimentar.

Verificările experimentale au arătat că nămolul activ conține circa 7% azot și 1-2% fosfor. În aceste condiții, necesarul de azot ( N, kg/zi ) se poate calcula după relația :

N = Δ S’ · 0,07 – Q · CN (37)

În care CN reprezintă concentrația azotului amoniacal în influent.

Necesarul de fosfor ( P, kg/zi ) se poate calcula în mod asemănător cu relația :

P = Δ S’ · 0,02 – QCP (38)

În care CP este concentrația fosforului (fosfați ) în influent.

Pentru calculul necesarului de azot și fosfor se poate porni și de la consumurile din aceste elemente constante empiric în raport cu cantitatea de CBO îndepărtat în cursul epurării. În literatura de specialitate diverși autori recomandă cifre asemănătoare. Se recomandă de exemplu rapoarte CBO îndepărtat :N:P de 100:5:1 sau 60:3:1.

Condițiile transferului de oxigen

Dat fiind că în practică capacitatea de oxidare a diverselor sisteme de aerare este dată pentru apa curată, pentru proiectare este necesar să se corecteze acest indice în mod corespunzător caracteristicilor apei din bazinul de aerare.

Caracteristica cea mai semnificativă din acest punct de vedere este raportul dintre coeficientul total de transfer al oxigenului din apa uzată și coeficientul total de transfer al oxigenului în apa curată, așa numitul factor α.

Coeficientul total de transfer al oxigenului ( KA) este definit:

dC / dt = KA (CS – C) ( 39 )

unde:

C – este concentrația oxigenului dizolvat la timpul T, mg/l.

CS – este concentrația de saturație a oxigenului în apa la temperatura de lucru.

Prin integrarea ecuației ( 39 ) se obține:

Ln ( CS – C ) = Kat + ln ( CS – C O ) ( 40 )

în care Co este concentrația oxigenului dizolvat la timpul t = 0.

Reprezentând grafic valorile determinate experimental ale ln ( CS – C ) în raport cu t pentru apa dezoxigenată în prealabil și sursa apei aerate, se obține o dreaptă a cărei pantă este egală cu KA. Factorul α este exprimat de relația:

A = KAu / KAc ( 41 )

în care:

KAu – este coeficientul de transfer al oxigenului în apa uzată, timp-1,

KAc – este coeficientul de transfer al oxigenului în apa curată (determinat în aceleași condiții ca și în apa uzată, timp-1).

Dacă necesarul de oxigen calculat conform celor arătate anterior este R capacitatea de oxigenare a instalațiilor de aerare 0 (kgO2 / zi va trebui să fie de:

R / α = 0 (42 )

Caracteristicile de decantare a nămolului activ

Pentru dimensionarea instalațiilor de decantare secundară ale unei stații de epurare cu nămol activ este necesară determinarea în laborator a curbelor de decantare – comprimare ale nămolului respectiv la diferite concentrații anticipate ale acestuia. Pe baza acestor curbe se calculează suprafața unitară, (SU), exprimată în m2 / zi.

Suprafața unitară se determină dintr-un bilanț de materiale solide (suspensii) în influent pe de o parte și în evacuarea de fund și lichidul deversat, pe de altă parte.

Pe baza unui astfel de bilanț se ajunge la relația:

SL – So = AL0

SU = A / Q0C0 = ( 1/Ci – 1/Cu ) / Ui ( 43 )

în care:

A este suprafața totală a instalației de decantare; m2.

Q0 debitul de suspensie intrat în decantor, m3 / zi.

C0 concentrația suspensiilor la intrarea în decantor.

Cu concentrația suspensiilor în scurgerea de fund kg / m3.

Ci concentrația suspensiilor la viteza de decantare Ui kg / m3.

Ui viteza de decantare interfacială, m / i.

Testul toxicității pe pești (Fish – test, omologat, test Bioassay ).

Principiul metodei constă in păstrarea în contact cu impurificatorii prezenți în apele uzate (influent sau efluent epurat) a organismelor vii (peștilor) pe durata a minimum 72 ore (3 zile) în condiții constante de mediu (temperatură, iluminare, aer difuzat etc.). Imersarea peștilor test cu diluțiile proporționale făcute, se efectuează în recipienți corespunzători (acvarii). Comportamentul peștilor este notat prin semne convenționale de la imersare până la moarte în fiecare recipient față de martor.

Pe baza acestora și a diluțiilor în care cel puțin 50% din efectivul de pești au murit se evaluează gradul de toxicitate astfel:

DL50 – doza letală pentru 50% din peștii testați

ID50 – doza de inhibare a unor procese pentru 50% din peștii test

LC – concentrația letală

TL – timpul letal

MLC – concentrația minimă letală

TLm – limita medie de toleranță

Ex. 24 h TLm = limita de toleranță la 24 ore

Concentrația de toleranță: 48hTLm x 0,3 / (24hTLm / 48hTLm)2

Volumul de diluție (l / s sau m3/s) = (100 – TLm) / TLm x Q efluent

În afara testelor specifice enumerate, aprecieri calitative și cantitative a biodiversității impurificatorilor prezenți în apele uzate cercetate, s-au efectuat testele bacteriologice uzuale în culturi pe geloză îmbogățită cu impurificatorii specifici nămolului activ.

Metoda microscopică de evaluare a componentei biocenozei nămolului activ (după Kolkvitz ) bazată pe numărarea frecvenței speciilor cu ajutorul lamei reticulate și înregistrarea în tabelele centralizatoare (grafice – diagrame ) s-a aplicat în toate testele din instalațiile micropilot de laborator cât și cele experimentale din pilot.

Întreg ansamblul de teste aplicate în experimentările intreprinse au condus la urmarea conceptelor strategiei aplicate (expuse anterior ) pentru acest tip de ape uzate.

Compoziția tipică a biocenozei aerotancurilor, relațiile dintre bionți

și caracteristica acesteia în cele trei cazuri experimentale

Caracterele morfo-funcționale ale grupelor de organisme care trăiesc în aerotancuri este dependentă de natura substratului, salinitate si valoarea pH-ului ca factor limitativi direcți, dar și de fluctuația componenței nămolului activ ca reprezentanți ai biocenozei.

În instalațiile de epurare cu nămol activ se întâlnesc în mod frecvent reprezentanții tuturor grupelor de organisme, până la insecte (excepție făcând nămolul activ din degradarea nitroderivaților). Aceste specii și chiar grupe nu coexistă în mod obligatoriu, ele putând suferi în timp fluctuații cantitative și calitative.

Din grupele care alcătuiesc nămolul activ menționăm:

Bacteriile în îngrămădiri, degradatoare ale proteinelor ca: Bacillus suptilis, mesentericus, mucoides, Proteus putrificans, vulgaris, coli, Pseudomonas fluorescens.

sulfat reducătoare (sulfați → H2S) Desulfovibrio desulfuricans (anaerob).

sulfobacterii oxidante ( H2S → S) Beggiatoa alba, Chromatium, Clorobacterium

nitrificante (H3→NO2 și NO3) Nitrosococus, Nitrosomonas, Nitrobacter.

denitrificante ( NO3→NO2→NH3 și N) Azotobacter

Sunt bacteriile cele mai stabile în biocenozele nămolului activ. Antagonicele ciupercilor și parțial a bacteriilor filamentoase.

Zoogloealele : Zoogloea ramigera

Sunt bacterii mai puțin frecvente formând ramificații lobate, ramificate și sferice, mai frecvente în apele uzate menajere.

Filamentoase: Sphaerotilus natans, Beggiatoa sunt mai puțin extinse când instalațiile funcționează bine (substrat bine dozat, pH = 7,0, salinitate scăzută ) suportând carențe de azot, fosfor și pH scăzut. Dezvoltarea masică duce la umflarea nămolului (plutirea lui), scăderea eficienței de degradare a substratului.

Libere : fără a constitui un grup de sine stătător, prezente permanent în biocenoza nămolului activ denotă abundență de substrat asociată unei mari intensități metabolice datorată unei mari suprafețe specifice cu eficiență ridicată de epurare în metabolizarea substratului.

Ciupercile : Leptomitus, Fusarium aqueductum.

Nu reprezintă un grup cu frecvență și dezvoltare masică semnificativă decât în condiții de pH scăzut, substraturilor bogate în hidrați de carbon, oxigen scăzut, cantități scăzute de azot și fosfor. În acest caz, dinamica protozoarelor și metazoarelor este redusă cantitativ și calitativ în contrast cu ascensiunea bacteriilor filamentoase.

Protozoarele – Flagelate (mobile și fixe ) constituie grupul cel mai numeros, cosmopolite și eurioice, forme izolate sau coloniale, autotrofe sau heterotrofe cu fluctuații mari, funcție de dinamica populației bacteriene. Rolul în epurare este inferior celui bacterian, creșterea numerică a lor indicând o funcționare deficitară a instalației.

Reprezentanți: Euglena viridis, Chilomonas paramecium,Cryptomonas erosa, Astasia klebsi, Clamidomonas, Gonium, Anthophisa, etc.

Rhisopodele: constituind un grup relativ rar, întâlnite în biocenoza nămolului activ, deci fără o pondere ridicată în lanțul trofic, fiind bacterivore în majoritatea cazurilor.

Reprezentanți: Amoeba proteus, Limax, Euglipha cristata etc.

Ciliatele: constituie grupul cel mai important și reprezentativ alături de bacterii în compoziția nămolului activ. Acestea prezintă o mare varietate de forme cu spectrul trofic foarte variat, indicând nuanțat diferite grade ale eficienței de epurare. Prezintă forme libere și fixe,: bacterivore, răpitoare, cosmopolite și eurioice.

Reprezentanți: Aspidisca, Euplotes, Didinium indicând o epurare bună, Glaucoma, Tetrahymena, Colpoda, Colpidium indicând o epurare fluctuantă.

Succesiunea lor este precedată de maxima bacteriană, rhizopodelor și flagelatelor, primele apărând bacterivorelor, ultimele răpitoarele.

Dintre speciile fixe (ord. Perithricha și Suctoria ) cu specii ca Vorticella, Opercularia și Carchesium, preponderent bacterivore, indică un maxim al eficienței de epurare.

Metazoarele: reprezentate de grupurile Rhabdolaimidae, Diplogasteridae, Dorylaimidae mari bacterivori și răpitori, rezistente la fluctuațiile de mediu urmăresc aproximativ dinamica flagelatelor.

Rotiferii: întâlniți frecvent în biocenoza nămolului activ în număr relativ redus, rezistenți la variațiile de mediu (O2, temperatură, natura substratului), fiind ultimele care dispar în cazurile dereglării echilibrului biocenotic.

Reprezentanți: Habrotrocha constricta, Rotaria rotatoria, Lecane etc.

Oligochetele: constituie un grup restrâns în biocenoza nămolului activ, mai frecvent în pelicula biofiltrelor.

Reprezentanți: Pristina sp., Aelozomasp. Etc.

Modul de prezentare a rezultatelor

În general sunt utilizate tabelele comparative ale frecvenței grupurilor de bionți prezenți în biocenoza nămolului activ și a indicilor claselor de calitate (saprobitate ) și/sau indicii de curățenie și de murdărie relativă.

Metodele de reprezentare-evaluare au la bază principiile metodelor ecologice a lui Kolkwitz-Marsson sau Liebmann, fiecare cercetător fiind liber a adopta la situația specifică cu singura condiție de a înregistra frecvența și numărul de organisme specific clasei de calitate.

Caracteristica biocenozelor nămolului activ funcție de substratul utilizat

Dinamica biocenozei nămolului activ funcție de substratul conținut de apele uzate în experimentele efectuate de noi a înregistrat variații diferite de la biocenoze exclusiv bacteriene (cazul apelor cu conținut de nitroderivați) până la biocenoze complexe în diversele variante experimentale ale impurificatorilor clorurați, astfel:

Bacteriile în îngrămădiri au constituit principalele organisme degradatoare (<90% din volumul nămolului activ, iar modificările biomasei acestora ( v. variantele Ao-Axii) au reflectat cel mai fidel mersul general al epurării. Acestea sunt mai stabile și rezistente, reprezentând culturi mixte cu potențial de degradare a multor substrate de diferite tipuri modificându-și numărul adecvat substratului. Dereglarea metabolismului lor trebuie să fie profundă pentru a se ajunge să cedeze locul lor altor grupe ( v. Ao- Aii față de AIV, AVI).

O variație a grupelor de bacterii în îngrămădiri precum și zoogloleale la diversele încărcări masice a determinat de asemenea variația ciliatelor și rotiferilor (v. tab. 2a., 3b.) urmărind valorile încărcării organice și cele ale ratei biosintezei nămolului din diversele variante experimentale.

Biocenoza completă în cazul apelor uzuale oxoalcoolice cunoaște o diminuare a frecvenței ciliatelor în cazul amestecului de ape Oxoalcoolice/ Carbaril și creșterea fracțiunii închistate a masei zoogloleale.

Discuții și justificarea științifică a strategiilor de cercetare adoptate:

Pornind de la mecanismul metabolismului degradativ al substratului organic de către biocenozele degradatoare (bacterii, ciuperci și unele organisme inferioare), unul din factorii determinanți este cel al compatibilității suportului trofic cu echipamentele enzimatice ale componenților biocenozei, acestea înregistrând creșterea biomasei.

Biodegradabilitatea (specificitatea ca suport trofic) impurificatorilor analizați (nitroderivați, derivați aromatici și lineari clorurați) existenți în apele uzate cercetate este negativă uneori chiar toxică față de biocenozele naturale neadaptate. Totuși, importantul balast al substanțelor organice prezent în acest tip de ape uzate este necesar a fi stabilizat (descompus până la elemente stabile CO2, HO2 și metaboliți oxidați) pentru a se evita disiparea în metabolismele vegetale, animale etc. și bioacumularea pe lanțurile trofice.

Cât din aceste substrate pot fi metabolizate și în ce mod (anaerob, aerob) a putut fi stabilit prin experimentările făcute și numai abordând strategiile expuse.

Determinările cantitative ale substratului prin analiza CCO-Cr (oxidarea chimică în mediul acid H2SO4) permite evaluarea cantității de carbon a substratului ceea ce nu este echivalent cu cantitatea de nutrient al biocenozei degradative (a nămolului activ). CBO5-ul este măsura carbonului accesibil metabolismului degradativ, acesta fiind întotdeauna sub valorile CCO-Cr sau a CT (carbon total)

Acest prim test este raportul dintre CBO5/CCO-Cr (situat ca valoare subunitară) furnizează o primă informație asupra biodegradabilității impurificatorilor prezenți în apele uzate. Insuficiența lui este justificată în cazul în care (biocenoza) nămolul este neadaptat (nespecific substratului/cazul nitroderivaților și a unor derivați clorurați). Din acest motiv el trebuie comparat și cu raportul dintre reziduul fix și reziduul calcinat, care arată raportul dintre substanța minerală și cea organică volatilă.

Testele informative cele mai concludente sunt însă cele respirometrice Warburg, care furnizează informațiile privind respirația nămolului adaptat în prezența substratului trofic pe care îl degradează, față de respirația endogenă (proprie). În afară de acest prim aspect, diluțiile aplicate suportului trofic pot furniza și informații privind pragurile de concentrații favorabile nămolului și deci efectul limitativ sau chiar toxic.

Confirmarea procesului degradativ al substratului concomitent cu rata de creștere a biomasei nămolului activ (biocenozei) și a eficienței de epurare (metabolizare a substratului) este dată doar de testul micropilot de laborator care furnizează și primii parametrii funcționali ai procesului (ce constau în încărcarea organică volumetrică și masică, valoarea biosintezei nămolului, eficiență, timpii de aerare, decantare etc.).

Testul concludent asupra compatibilității în mediul natural al efluenților epurați biologic față de influent (apele uzate destinate epurării) este cel al determinării gradului de toxicitate și stabilire a dozei toxice letale (Fish-testul, TLm ) pe organismele acvatice interesate (pești, fito și zooplancton etc.).

Datele furnizate prin aceste teste în cazul celor două tipuri de impurificatori (nitroderivați și derivați aromați clorurați ) pe nămoluri biologice neadaptate și preadaptate, au condus la cele două moduri de abordare a strategiilor de cercetare menționând că în cazul apelor cu nitroderivați s-a impus formarea biocenozei bacteriene, nici un alt tip de nămol nedând rezultatele scontate.

Prin cercetări ulterioare (procedee de membrană, v. brevet OSIM) s-a ajuns la performanța îndepărtării prin MF. și UF. a unor compuși substituiți cu greutate moleculară mare > 100.00 moli (în general greu biodegradabili), procedeu prin care se poate separa în fază lichidă compuși toxici din influentul supus epurării biologice. În cazul nitroderivaților atât pentru separarea din influenți a compușilor macromoleculari dar și a reținerii bacteriilor libere (greu sedimentabile) din efluenți epurați în condiții funcționale de mare încărcare, tehnicile MF și UF sunt fiabile și reduc costurile de epurare.

CAPITOLUL III

EPURAREA BIOLOGICĂ A APELOR UZATE

Istoric

Începutul epurării apelor uzate trebuie conturat în a doua jumătate a secolului XIX prin cercetările efectuate de către F. Dupré, J.H. Dublin (1884), G. Mason, D. Hyne și S. R. Adency (1881-1905).

O serie de cercetări legate de îndepărtarea substanțelor coloidale din apele uzate prin aerare sunt legate de H.W. ClarK și B. Gate (1912). C. T. Fowler, D.A. Munford și B. J. Soket (1912-1913) relevă rolul bacteriilor în proces, formulând principiile care stau la baza procesului nămolului activ.

După 1920 în S.U.A., Anglia și Germania procedeul epurării cu nămol activ se extinde cu rapiditate, o serie de cercetări aducând performanțe sistemului prin îmbunătățirea aerării, contactului intern între substrat și biomasă, îndepărtarea metaboliților, biochimia degradativă, etc. Sunt de menționat în această perioadă M. Cotz, M.P. Theriault, R. McKinney, M Porter, A. M. Buswell, H. Henkelekian, W.W. Eckenfelder, W. Bucksteegg, H. Liebmann, J. Monod, K. Wuhrmann, și alții.

În țara noastră, primele cercetări legate de epurarea biologică a apelor uzate s-au efectuat în cadrul Institutului piscicole de către I. Mălăcea ( 1956), apoi, în cadrul Institutului de igiena și protecția muncii București, sub îndrumarea d-rului S. Sturza.

Din 1859 în cadrul Institutului de studii și cercetări privind epurarea apelor reziduale care s-a dezvoltat până la nivelul actualului Institut de cercetări pentru Ingineria mediului (I.C.I.M.) efectuând numeroase studii în domeniu.

Ministerul de resort M.A.P.M. a preluat din vechea structură Comitetul de Stat al apelor, gestiunea și gospodărirea apelor, pășunilor și mediului și prin legislația specifică a păstrat și face eforturi susținute pentru păstrarea fondului acvatic, aerian al solului și mai puțin al pădurilor la un standard de curățenie bun.

Noțiuni generale asupra proceselor biologice de epurare a apelor uzate

Tehnologiile biologice utilizate în epurarea apelor uzate, sunt de fapt procese biologice naturale accelerate în spații amenajate tehnic, adevărate ecosisteme artificiale (biotehnologii), în care parametrii funcționali și randamentele, pot fi controlate și dirijate în scopul dorit.

Aceste biotehnologii, în contextul protecției mediului, sunt implicate în ciclurile biochimice naturale intensificând ritmurile ecosistemelor naturale, controlându-le, și chiar reparând ingerințele sau intervențiile poluatoare umane, în beneficiul mediului natural.

Metabolismul microorganismelor inferioare, consumatorilor primari (bacterii, ciuperci, protozoare), este de fapt artizanul ciclurilor carbonului, azotului, sulfului, oxigenului, cu mare responsabilitate în compoziția atmosferei, apei, solului și biodiversității.

După Vernardski, forța majoră în structurarea scoarței primare a pământului (sol, apă, aer), a constituit-o și o constituie substanța vie.

Pentru exemplificare cităm câteva date, astfel:

– Întinsă ipotetic pe întreaga suprafață a Terei, substanța vie ar acoperi-o, cu aproximativ 3-5 cm.; dar prin cele 1,5 mil. specii de animale și 400.000 specii vegetale, masa ei ar fi de 1014 t. (din care 9/10 în mediul acvatic).

– Anual, aproximativ 2,5 x 1012 t. de substanță, intră și ies din biosferă.

Etapa biogenă a circulației materiei, deși recentă (2-3mil. ani), prin metabolismul său, a dus la o complicare extremă a circulației materie și energiei. Plantele și mai ales animalele. au fixat mari cantități de CO2 din atmosfera primară, formând mari depozite de carbonat de Ca.(cca. 1014 t.), organismele sintetizante eliberând anual oxigen (cca. 2×1015 t.), concomitent cu consumul elementelor biogene (C, O, P, N, S, Ca etc.), stocate în biomasa lor, modificând astfel esențial mediul înconjurător primar.

Durata ciclului elementelor, exprimată în timp se aproximează la 5 ani pentru CO2 atmosferic, 5.000 ani pentru oxigenul atmosferic, 100 mil. ani pentru azotul atmosferic și 1 mil. ani pentru apa oceanelor.

Revenind la tehnologiile biologice, una din sarcinile majore ale biologiei în natură, este cea de stăpânire a ciclurilor carbonului, azotului și fosforului, fără de care nu ar exista proteine (aminoacizi, acizi nucleici, pigmenți respiratori etc.), și deci nu ar exista nici viață.

Iată de ce, metabolismele proceselor biologice implicate în epurare, pentru toți factorii de mediu (apă, aer, sol, biodiversitate), trebuie dimensionate pe baze științifice, în instalați de epurare specifice fiecărui impurificator, și factor de mediu dat.

Ca formă de mișcare a materiei, metabolismul apare astfel, ca proces integrator de esență pur biologică de integrare între mediul abiotic cu cel biologic. În esența sa, el înseamnă de fapt asimilație și dezasimilație, primul proces, însemnând formarea materiei din cea lipsită de viață, iar cel de-al doilea, de dezasimilație, fiind procesul opus, adică de descompunere a substanței vii, în elementele constitutive.

Esențial de subliniat este faptul că, cele două procese de asimilare (anabolism), și dezasimilare (catabolism), sunt conjugate (cuplate), anabolismul găsindu-și sursa energetică în energia rezultată în reacțiile catabolice. Amprenta desfășurării sale în mediu aerob, anaerob sau chemiosintetizant, reflectă tocmai originea sursei energetice. Pentru mediul aerob, oxigenul fiind indispensabil, pentru cel anaerob oxigenul fiind otravă, energia rezidând în reacțiile de reducere a combinațiilor chimice, iar pentru procesele de chemiosinteză, preluarea O2 se face din combinațiile chimice ce îl conțin.

Un loc aparte îl ocupă autotrofia prin fotosinteza plantelor și algelor, dotate cu pigmenți asimilatori (clorofilă, rodofilă, xantofilă, hemocianină etc.), care transformă CO2 și elementele minerale biogene, în substanțe organice, captând energia luminoasă și punând în libertate, oxigenul.

Exprimată în valori stoechiometrice, ecuația prezintă următoarele valori: din 264g CO2 rezultă 180g glucoză și 192g oxigen.

Pentru a evita confuzia, menționăm că fotosinteza bacteriană, spre deosebire de cea a vegetalelor, este un proces oxido-reducător tipic, reacțiile acesteia, fiind de tipul:

a. CO2 + 2H2S = (CH2O) + H2O + 2S – în cazul oxidării totale a H2S până la S

b. 2CO2 + 2H2O + H2S = 2(CH2O) + H2SO4 – în cazul oxidării parțiale a H2S până la H2SO4

Deși schemele de reacție sunt omoloage reacției fotosintezei, datorită sursei energetice ce rezidă din procesul oxido-reducător, și a cantității mai mari de substanță oxidată, față de CO2 asimilat (randament slab), chemosinteza diferă față de fotosinteză.

Ca și în cazul altor caracteristici ale vieții, metabolismul manifestă unitatea în pluralitate, identitate în varietate.

Creșterea și dezvoltarea sistemelor vii, își găsesc explicația în metabolism, prin faptul că activitatea asimilatorie (anabolică), prezintă o anumită proporționalitate cu suprafața, iar cea dezasimilatorie (catabolică) cu volumul. Crescând masa, creșterea volumului, este mai mare decât suprafața prin care se realizează schimburile cu mediul extern. Din acest motiv, pentru a reveni la raportul optim suprafață/volum, organismele au singura cale în afara morții, cea de fragmentare, înmulțire.

De asemenea, tot în metabolism își găsesc explicația, fenomenele adaptative ale organismelor la condițiile de viață, mecanismele fiind cele de înlocuire parțială sau totală, a echipamentelor enzimatice.

Principalele procese biologice de epurare a apelor uzate, cu conținut de materii organice (accesibile ca substrat trofic a metabolismului microorganismelor heterotrofe), se pot clasifica în procese aerobe (care reclamă oxigenul), și anaerobe (care nu implică prezența oxigenului gazos).

După tipul constructiv al instalațiilor de epurare, acestea se pot clasifica în:

instalații cu nămol activ;

biofiltre;

iazuri de oxidare biologică;

instalații de fermentare anaerobă metanică, etc.

Principiile epurării apelor uzate prin procedeul „nămolului activ”

Fluxul tehnologic de epurare a apelor uzate, prin procedeul cu nămol activ (proces biologic aerob), nu a suferit schimbări esențiale față de modelul inițial și constă în următoarea configurație:

influentul stației de epurare (apa uzată), prealabil epurată mecanic, este descărcat de suspensiile decantabile prin sedimentare, în treapta mecano-chimică (1-grătare-separator de grăsimi – decantor primar), pentru a fi introdus în reactorul de aerare (2) și aerat în contact cu microorganismele nămolului activ (biocenoza degradatoare), Fig.nr. 1.

Fig. nr.1 Schema generală a procesului de epurare cu nămol activ.

– efluentul aerotancului, epurat la un randament de până la 95-98% exprimat pentru substanțele organice biodegradabile (CBO5), este supus decantării (separării apei față de nămol), în decantorul secundar (3) și prin intermediul deversorului laminar și conducta de descărcare este evacuat în receptor.

– parte din suspensia biologică (nămolul activ) din decantorul secundar este recirculat în aerotanc (reactor), în proporția necesară menținerii unei concentrații constante (dorite) a nămolului aerotancului (biomasei);

nămolul activ excedentar, uneori împreună cu nămolul primar (dacă acesta prezintă o compoziție organică favorabilă), este evacuat la sistemele de tratare specifică (fermentare metanică, composturi, condiționare, incinerare, uscare etc.), Fig.nr.2.a..

Principial, aceste faze pot suferi variante diverse în modul de operare a parametrilor funcționali, dar esențial este păstrarea raportului optim de încărcare organică a masei nămolului activ, concomitent cu intensitatea de aerare necesară asigurării oxigenului în procesul biochimic de oxido-reducere de către microorganismele degradatoare (nămolul activ). Cu alte cuvinte, contactul interfacial dintre oxigen, impurificatorii apei uzate și biomasă, prin fenomenul de adsorbție și absorbție, trebuie să îndeplinească următoarele condiții:

a. gradientul de concentrație a impurificatorilor de îndepărtat (s. org. biodegradabile = substrat metabolizabil), să aibă o pantă abruptă, fără a forma obstacole care să obstrucționeze transferul substratului în și din celulele microorganismelor, sau să acumuleze substanțe nocive;

b. activitatea enzimelor eliberate de celulele organismelor degradatoare (exoenzime), care descompun substanțele organice complexe (impurificatorii) în componenți mai simpli ce pot penetra membrana celulară, să aibă specificitate față de substrat;

c. parte din reacțiile ce au loc sunt furnizoarele energetice a reacțiilor de biosinteză a biomasei nămolului activ;

d. produșii finali ai descompunerilor (produși oxidați ca CO2, H2O, azotați, sulfați, substanțe organice stabile), sunt eliberați în mediu

Deci, în procesul epurării biologice a apelor uzate impurificate cu substanță organică biodegradabilă, odată cu eliminarea acesteia, se obține bioconversia sub forma biomasei insolubile și sedimentabile, concomitent cu metaboliții rezultați din distrugerea unei părți din celulele microorganismelor. Unii dintre aceștia sunt ușor de îndepărtat, spre exemplu CO2, alții rămânând dispersați în mediul de reacție (lichid), conferind acestuia (efluentului epurat), o anumită valoare a impurificării remanente (CCO și CBO5).

Principiul reacțiilor de bază pentru metabolismul aerob decurge după schema: fig.nr.3.

Fig.nr.3 Schema principalelor procese metabolice din nămolul activ.

Reprezentată stoechiometric, reacția se prezintă astfel, pentru substanțele organice fără azot și fosfor.

Substanțele organice conținând azot în moleculă, se descompun formând amoniac, care este în continuare oxidat la nitriți și apoi la nitrați, prin procesul de „nitrificare”.

2NH3 + 3O2 = 2NHO2 + 2H2O + 78,3 calorii (Nitrosoccus)

2HNO3 + O2 = 2HNO3 + 21,3 calorii (Nitrosobacter)

„Denitrificarea” este procedeul invers al nitrificării având loc în procesul anaerob sau a carenței de oxigen:

HNO3HNO2H2N2O2 NH2OH NH3 (Azotobacter)

Pentru substanțele organice cu conținut de sulf (proteine) în moleculă, descompunerea pe cale aerobă duce la formarea sulfaților în prezența sulfobacteriilor oxidante (Begiatoa alba, Chromațium etc.), reacțiile decurgând astfel:( Fig.nr.4.)

Fig nr. 4. Ciclul bacterian al sulfului (după Klein,19621)

2H2S + O2 = 2H2O + 2S + 122 calorii (Beggiatoa alba)

Na2S2O3 + 2O2 + H2O = Na2SO4 + H2SO4 * (Thiobacillus thiooxidaus)

în mediul anaerob reacțiile decurg astfel în condiții de lumină:

2S + 3CO2 + 5H2O lumină > 3H.CH:O + 2H2SO4 (Chormatium și Chlorobia)

în mediu aerob reacțiile decurg astfel:

2S + 2H2O + 3O= 2H2SO4

Pentru substanțele organice cu conținut de fosfor (proteine), fie că fosforul este din sursă anorganică (ortofosfați M3PO4), fie din sursă organică, prin descompunerea aerobă se formează fosfații, iar în mediu anaerob se formează fosfiți și hipofosfiți.

Pentru procesul tehnologic cu nămol activ se aproximează o valoare a bioconversiei sub forma biomasă, de cca. 40-60% din cantitatea de substanță organică asimilată (substrat, CBO5), în cazul apelor uzate menajere, raportul putând crește sau scădea, funcție de substratul biodegradabil conținut de apa uzată.

În concluzie, pentru îndepărtarea optimă a substanțelor organice din apele uzate prin procedee biologice, se regăsesc următoarele fenomene:

– fenomene fizice ale transferului de masă (sedimentarea suspensiilor grosiere din apa uzată brută, a precipitatelor chimice coagulate, biomasei celulare din efluenții epurați, difuzia oxigenului din aerul insuflat, difuzia și adsorbția substratului nutritiv în celulele microorganismelor, adsorbția substanțelor dizolvate și a particulelor coloidale pe suprafața biomasei și desorbția produșilor de metabolism în mediu).

– fenomene chimice (reacții de hidratare, hidroliză, de precipitare, de modificare a pH-ului, reacții de oxido-reducere nebiologice etc.);

– fenomene biochimice (reacții catabolice de oxidare a substratului, de respirație endogenă, reacții anabolice de creștere a biomasei, inhibare a reacțiilor enzimatice de către substanțele toxice, etc.);

– fenomene hidraulice (de curgere, distribuția apei în reactor, timpi de retenție, viteze de sedimentare, încărcări hidraulice etc.).

Principiile epurării apelor uzate cu ajutorul filtrelor biologice (biofiltre).

Deși ca cinetică biochimică, reacțiile catabolice și anabolice, sunt comune cu cele a microorganismelor degradatoare din nămolul activ, datorită faptului că filmele biologice fixate pe suportul inert, nu intră în întreaga lor masă (ca în cazul nămolului activ), în contact cu oxigenul din aerul ce străbate umplutura, se creează astfel două zone funcționale (a peliculei biologice), una superficială, predominant aerobă și una subiacentă, facultativ anaerobă, până la complet anaerobă.

Modul tehnologic de operare în cazul acestor sisteme biologice, este inferior sistemului cu nămol activ, deosebirile esențiale constând în:(Fig.nr.5).

Fig.nr.5. Schema unui biofiltru cu recirculare.

biomasa filmelor biologice, nu prezintă un metabolism unitar, filmul biologic superficial (relativ bine oxigenat), având un proces catabolic și anabolic de tip aerob, pe câtă vreme filmul profund (slab aerat), prezintă un metabolism facultativ anaerob sau chiar anaerob;

transferul masei de oxigen, datorită ventilării naturale (uneori forțate), este substanțial mai redus, comparativ cu al nămolului activ și din acest motiv se limitează doar la filmul biologic superficial (mai ales la biofiltrele de mare încărcare), adeseori creându-se hornuri preferențiale;

biocenoza filmului biologic superficial prin creștere și dezvoltarea sa se îngroașă, determinând desprinderea de suport a filmului biologic profund (anaerob), năpârlirea biofiltrului, cu alte cuvinte, scăderea masei de reacție și implicit a eficienței de epurare;

nu există practic (ca în cazul nămolului activ), posibilitatea recirculării unei părți din pelicula activă, deși separarea gravitațională a acesteia, din efluentul epurat, este posibilă și se realizează în același mod, în decantoare;

creșterea biomasei peliculei biologice, are un mai pronunțat caracter biologic de epurare, decât a nămolului activ, care în procesul epurării, în afara creșterii biologice a masei, este completat și de reacțiile chimice de oxidare, ca urmare a excesului de oxigen și cineticii exoenzimelor elaborate de biocenoza integral prezentă în masa de reacție. Din acest motiv, în cazul biofiltrelor, reacțiile microbiologiei industriale, sunt mai adecvate în particularizarea creșterii biologice ale „filmelor biologice”. (Fig.nr.6).

Fig.nr.6. Secțiune în filmul biologic.

Principiile epurării apelor uzate cu ajutorul iazurilor de oxidare.

În cazul acestui tip de instalații de epurare, cinetica reacțiilor metabolice pentru degradarea substanței organice, nu diferă esențial de cea a nămolului activ, decât prin viteza și intensitate, fapt datorat insuficienței viteze de difuzie a oxigenului aerian în masa apei (pt. iazurile neoxigenate artificial). În straturile mai profunde (0,50 – 1,0m), în lipsa oxigenului, reacțiile catabolice sunt de tip anaerob, iar în stratul liminar superficial de apă (0,5-0,10m), procesele de sinteză sunt și de tip autotrof, datorită abundenței elementelor biogene (CO2, N, P), provenite din descompunerile substratului organic, la care se adaugă elementul energetic esențial, lumina și căldura.

Se întâlnesc deci trei zone, în care prevalează unul sau altul din procesul metabolic (catabolismul sau anabolismul), fapt semnificativ fiind cinetica reacțiilor metabolice anaerobe de pe fundul iazurilor, facultativ anaerobă până la aerobă în masa apei (până aproape de suprafață), și cea aerobă, în care creșterea biomasei heterotrofe este însoțită și de cea autotrofă. Organismele implicate în aceste zone, sunt strict specializate și specifice, iar cele autotrofe, se disting net față de cele heterotrofe – saprobionte.

Aspectul tehnologic de exploatare a acestui tip de sisteme biologice, diferă față de tipurile anterioare (nămolul activ, biofiltre), prin faptul că biomasa lor este divizată pe funcții metabolice, ea rămânând sau nu în sistem (pe fundul iazului), având o evoluție lentă și lungă, până la mineralizare.

Efluentul epurat conține în majoritatea cazurilor, atât organismele heterotrofe a biocenozei degradatoare, cât și pe cele autrofe, reprezentante ale eutrofizării și înfloririlor, ce au loc în masa superficială a apei. Eficiența îndepărtării substanței organice, este inferioară tipurilor de instalații tehnologice descrise anterior (n. activ, biofiltre), mai ales când enfluentul este o apă uzată încărcată, dar este favorabilă pentru efluenții epurați, ce conțin metaboliți remanenți, în special elemente biogene (N, P), care pot fi metabolizați prin conversia autotrofă (vegetală și algală). Aceste instalații, sunt preferabile ca sisteme terțiare de epurare.

Principiile epurării apelor uzate și nămolurile organice cu ajutorul instalațiilor anaerobe (metantancurilor).

Spre deosebire de sistemele aerobe prezentate, „fermentarea anaerobă” a reziduurilor organice și lichidelor cu încărcare organică mare, mineralizarea progresivă a substanțelor organice are loc grație proceselor biochimice de oxido-reducere, rezultând CO2 prin oxidare și metan (CH4) prin reducere. Bioconversia (C) carbonului organic la metaboliții principali, formează un amestec de molecule simple (CH4, CO, CO2, H2), surse energetice cu o capacitate calorică cuprinsă între 5-6000 kcal/m3.

După unii autori, fermentarea metanică a rezidurilor separate în treptele primare (suspensii primare, rezid alimentar, dejecții animaliere, amestecuri de nămol primar – nămol secundar etc.), tratabile biologic, trec prin două stadii: primul fiind de lichefiere acidogenă, cu formarea acizilor volatili (acizi grași inferiori, aminoacizi etc.), iar al doilea, fiind cel de metanogeneză (de gazificiare), în care conversia metaboliților primului stadiu ajung până la termenii finali ai metanului (CH4), bioxidului de carbon (CO2) și hidrogenului (H2). (Fig.nr.7).

Fig.nr. 7. Schema procesului anaerob convențional.

Metabolismul microorganismelor implicate în procesul fermentării metanice, este efectuat de cel puțin două populații bacteriene, fiziologic diferite (bacterii nemetanogene – acidofile și a celor metanogene).

Se aproximează șase tipuri de reacții biochimice ale procesului, astfel:

hidroliza biopolimerilor;

fermentarea aminoacizilor și glucidelor;

oxidarea anaerobă a acizilor grași și alcoolilor;

oxidarea anaerobă a produșilor intermediari (excepție acetatul);

bioconversia acetatului în metan;

bioconversia hidrogenului la metan;

Apelând la reacția chimică stoechiometrică (Symons și Ruswell) o sintetizează astfel :

CaHbOc+(a- b/4 – c/2)H2O→(a/2 – b/8 + c/4)CO2 + (a/2 + b/8 – c/4)CH4

În prima parte a stadiului metanogen (acidogeneza propriu-zisă), catalizată de exoenzimele de tip hidrolaze; moleculele solubile mici, intră căile metabolismului intermediar:

acizii grași, sunt degradați la acizi inferiori prin procesul -oxidării;

aminoacizii, sunt degradați în acizi organici (activitatea crescută a enzimelor transaminazelor și dehidrogenazelor indică viteza crescută a metabolismului aminoacizilor în această fază);

glucidele și glicerina, sunt degradate prin glicoliză (ciclul acidului glioxilic, ciclul pentozofosfaților, acizilor tricarboxilici), la acizi grași inferiori.

Produșii finali ai metabolismului nemetanogen sunt: acizii grași inferiori, alcoolii inferiori, CO2, H2, NH3 și H2S, ultimul fiind în majoritate precipitat de ioni metalici derivați din catabolismul compușilor organici cu azot și sulf.

Dintre acizii grași inferiori (acetic, propionic, butiric, formic, lactic, valerianic, caproic), acidul acetic, este cel mai important, fiind primul metabolizat alături de cel propionic și butiric, metabolizați cu viteze mai mici.

De menționat este faptul că populația de organisme a stadiului nemetanogen, este formată din bacterii obligat aerobe, facultativ anaerobe și obligat anaerobe aparținând genurilor: Achromobacter, Aerobacter, Aeromonas, Alcaligenes, Bacillus, Clostridium, Escherichia, Klebsiella, Leptospira, Micrococcus, Pseudomonas, Sarcina, Streptococus, etc., considerate principalele formatoare de acizi. Masa lor se aproximează la 105 până la 108/ml.

Fungiile și protozoarele prezente în număr redus, sunt considerate a nu juca un rol semnificativ în acest stadiu al fermentării.

Stadiul metanogen, populat exclusiv de bacterii obligat anaerobe, cu caracteristici primitive (masa cuprinsă între 106 – 108/ml, potențial redox scăzut – 100 până la –500mV, un pH de 7,0-7,5 și un ritm de creștere de cel puțin 5 – 6 ori mai redus, decât a bacteriilor nemetanogene), preia ca substrat formiatul, metanolul, acetatul, bioxidul de carbon și hidrogenul.

Căile de obținere a metanului pot fi diferite:

– calea directă, prin transformarea directă a acetatului prin conversia intactă a carbonului metilic (H2C – COOH) în metan (CH4) :

H2C – COOH CH4 + CO2

calea reducerii bioxidului de carbon (obținut în reacțiile de oxido-reducere din acetogeneză și din conversia acetatului în metan), conform reacției:

CO2 + 4 H2 CH4 + 2H2O

– căile reducerii metabolice, a reducerii CO2 la metan, trece prin N,N-metilentetrahidrofolat și implică metilenbalamina (compus al vitaminei B12), coenzima M (acid 2,2 – ditiodietansulfonic) și coenzima F-420.

Dintre genurile microorganismelor metanogene menționăm: Metanobacterium: söngheni, fermicicum, suboxidans, propionicum, omelionskii etc.

Principiile de bază a procesului de epurare metanogenă, constau în : determinarea vitezei de fermentare a unui amestec de nămol (2 părți) cu nămol bine fermentat (1 parte), în condiții de anaeobioză și temperatură constantă de minimum 200C (fermentare mezofilă 30+380C, termofilă 49-570C), substanțe nutritive în cantități suficiente (N – 0,11M/zi, P – 0,02 M/zi, pH – 6,6 – 7,6).

Producția de metan poate fi determinată raportându-se la indicatorii globali CCO sau CBOtot. al rezidiului, cunoscându-se faptul că, teoretic, la 1 kg. de CBOtot. stabilizat rezultă 0,347m3 CH4, conform relației: C=0,347(EL – 1,42M) în care : C = m3.gaz metan /zi, E = eficiența stabilizări reziduurilor, L = kg CBOtot. adăugate zilnic, M = kg biomasă (volatilă) produse zinic, iar 1,42 fiind factorul de conversie al acestuia în CBOtot..

În medie, se consideră că producerea unui m3 de gaz metan, îndepărtează 2,9 kg CBOtot.. Calculul eficienței de epurare (E) exprimat pentru CCO%, poate fi făcută conform relației : E=

în care:

2,86 reprezintă factorul de conversie a gazului (1m3 metan în CCO);

S – substrat;

G – producția de normal gaz (m3/zi);

Cm – concentrația metanului în gaz (%, v/v);

Co – concentrația în CCO a influentului instalației;

Q – debitul zilnic influent.

Eficiența poate atinge valori cuprinse între 80 și 95%, exprimate în CBO5, în condițiile arătate anterior.

Dintre parametrii de epurare menționăm: încărcarea biomasei, compoziția chimică a substratului și timpul de retenție a biomasei în reactor.

Prin prezentarea succintă a schemelor și metabolismelor sistemelor de epurare biologică a apelor uzate încărcate organic (pe cale aerobă și anaerobă), s-a încercat evidențierea principalilor parametrii de care trebuie să se țină cont, în evaluarea desfășurării optime a metabolismului degradativ, dar și principiile ce diferențiază procesele de epurare specifice, fiecărui sistem.

În capitolele următoare se vor detalia procesele biochimice, specifice fiecărui sistem analizat, reacțiile metabolice specifice fazelor de epurare, relațiile cantitative și metodele de evaluare și dimensionare tehnologică a instalațiilor de epurare.

Clasificarea sistemelor biologice de epurare

În funcție de metabolismul microorganismelor participante la procesul de epurare al apelor uzate din instalațiile construite în acest scop ( biocenozele artificiale), care reclamă prezența sau absența oxigenului, sistemele biologice se împart în:

sisteme anaerobe și facultativ anaerobe;

sisteme aerobe.

Dintre sistemele anaerobe cităm: bazinele de fermentare anaerobă pentru ape încărcate și nămol, metantancurile, filtrele anaerobe, puțurile Emcher și decantoarele cu etaj ( Imhoff ) etc.

Dintre cele aerobe cităm: biofiltrele de mare și mică încărcare, aerotancurile (nămolul activ) șanțurile de oxidare și iazurile de oxidare populate sau nu..

Principii generale ale epurării biologice a apelor uzate, procedeul cu nămol activ

În general, la îndepărtarea eficientă a substanțelor organice din apele uzate prin procedee biologice contribuie :

-fenomene fizice de transfer de masă (separarea suspensiilor grosiere, precipitatelor chimice, schimbul de gaze, difuzia oxigenului, aerarea, absorbția substanțelor dizolvate și coloidale, desorbția produșilor de metabolism etc.);

-fenomene chimice (reacții de hidratare, hidroliză, precipitare, modificări ale pH–ului, oxido-reducere nebiologice ) ;

-fenomene biochimice (reacții catabolice-oxidare substrat, respirație endogenă, reacții anabolice-creștere biomasă, inhibarea reacțiilor enzimatice de către substanțe toxice etc.);

-fenomene hidraulice (de curgere, distribuție a apei uzate, timpi de retenție în reactor, încărcări hidraulice, viteze de sedimentare etc.).

Numai cunoașterea temeinică a proceselor anabolice și catabolice, a condițiilor de mediu în care acestea se desfășoară cu eficiență optimă și păstrarea unui echilibru favorabil sub aspect tehnico-economic, conduce la elaborarea instalațiilor de epurare biologică (ecosistemului artificial ) cu randamente maxime de epurare.

Tehnologic, epurarea apelor prin procedeul nămolului activ comportă o serie de etape astfel :

Preepurarea mecanică sau mecano-chimică a apei uzate (influentului) pentru îndepărtarea suspensiilor grosiere și/sau a suspensiilor și coloizilor precipitabili în formarea nămolului primar destinat tratării anaerobe, compostării, altor tratamente – în funcție de caz.

Separarea (degresarea influentului de corpi grași, produs petrolier și substanțe tensioactive);

Aerarea în contact cu biocenoza nămolului activ a influentului încărcat organic pentru metabolizarea substratului organic însoțit de biosinteza nămolului activ. Recircularea nămolului activ după separarea lui în decantorul secundar, cu eliminarea excedentului de masă a încărcării masive.

Eliminarea după decantare, eventual sterilizare a efluentului epurat în receptor (mediu ).

Tratarea comună sau separată (după caz ) a nămolului primar și secundar (excesul de nămol activ ) prin procedee specifice acestuia (fermentare anaerobă, deshidratare, compost, ardere etc.).

În fig. nr. 34 este prezentat fluxul tehnologic al epurării apelor uzate și schema instalației de epurare cu nămol activ.

Prezentarea schematică a procesului de epurare în aerotanc (reactorul biologic ) comportă absorbția și concentrarea substanțelor organice (substratului biodegradabil) la suprafața biomasei (biocenozei) unde prin activitatea enzimatică (exoenzime), acestea fiind descompuse în componenți mai simpli permeabili ai membranei celulare. Parte din compușii înglobați formează masa celulară nouă, iar o altă parte o constituie suportul recțiilor energetice ale metabolismului cu termeni finali oxidați (stabili ) ca CO2, H2O, azotați, sulfați etc.

Din valoarea inițială a substanțelor organice biodegradabile exprimate în CCO-Cr sau CBO5 conținute de apa uzată, valoarea biosintezei (biomasei) este aproximativ de 40-60%.

În figurile 35 și 36 sunt prezentate principalele procese ce au loc în oxidarea substanțelor organice din apele uzate.

Principalele procese fizico-chimice și biochimice ce au loc în aerotancuri

Dintre procesele mai importante ce au loc în aerotancuri în nămolul activ cităm:

Flocularea substanțelor organice coloidale;

Abdorbția nutrienților pe suprafața nămolului activ;

Oxidarea parțială, absorbția și oxidarea totală a substanțelor organice (biodegradabile) grație metabolismului celular al biocenozei.

Se disting astfel două etape importante :

prima este o descompunere parțială (cca 70% în primele 2 ore) a principalelor substanțe organice;

a doua, în care are loc descompunerea finala a substanțelor organice cu apariția în efluentul epurat a nitriților-nitraților, deci apariția metaboliților stabilizați biologici.

După Eckenfelder (1956), Wensten (1956) și Nemerov (1963) cele două faze au fost prezentate în schema nr. 37, explicația fiind legată de vitezele diferite de difuziune prin peretele celular al substanțelor organice dizolvate și cel al stării coloidale care necesită reacții enzimatice.

Fig. nr. 37. Reprezentarea schematică a celor două etape ale epurării biologice în aerotancuri, după W.W.Eckenfelder, 1956, și N. I. Nemerov, 1963.

Concomitent cu evoluția proceselor biochimice și dezvoltarea biocenozei nămolului activ înregistrează faze diferite, astfel:

o fază scurtă lentă, în care numărul de celule nu înregistrează creștere numerică semnificativă și în care nămolul se adaptează substratului nutritiv (impurificatorilor);

o fază în care are loc multiplicarea logaritmică a numărului de celule grație excesului de hrană (substrat).Reproducerea bacteriană maximă, biosinteza maximă, nămol ușor decantabil;

faza de apogeu și menținere constantă în echilibru cu aportul de nutrienți (staționară) după care urmează stoparea multiplicării celulare și de descreștere;

faza respirației endogene, în care scăderea cantității de substrat (majoritar oxidat) antrenează autooxidarea parțială a biomasei, descreșterea numărului și vitezei de înmulțire însoțită de nitrificarea efluentului epurat.

Simpson (1960) prezintă aceste faze în fig. 38.

Fig.nr.38. Curba creșterii nămolului activ și fazele sale, după J.R.Simpson, 1950

Din interpretarea ecuațiilor cineticei enzimatice Michaelis-Menten, raportul enzimă-substrat în situația în care substratul nu este limitativ ( S >> KM) viteza de reacție (Vmax) fiind independentă de concentrația acestuia, cinetica reacției fiind de ordinul 1, fig. 39.

dx / dt = K

Fig. nr. 39. Variația vitezei de reacție enzimatică cu concentrația substratului.

În aceste condiții creșterea de biomasă este exponențială.

În condițiile în care substratul este în proporție stoechiometrică (KM = (S)), viteza reacției este ½ creșterea masei are loc după ecuația :

u x = d x / d t = – yd / d t (2)

Iar în condițiile în care substratul este limitativ ((S) << KM ), viteza specifică de creștere a biomasei are loc o curbă hiperbolică, conform ecuației de gr. 1, după relația :

u = u mc / (K S + C) (3)

în care :

u = viteza specifică de creștere a microorganismelor;

u mc = viteza specifică maximă de creștere a microorganismelor;

y = coeficient de producție (randament de conversie) ;

ds = variația concentrației de substrat;

C = concentrația substratului;

KS = concentrația de saturație (relația Monod).

Constanta lui Michaelis cu o valoare ridicată arată necesitatea concentrației mari de substrat pentru atingerea vitezei maxime (Vmax).

În cazul în care o enzimă poate ataca mai multe substanțe, aceasta va prefera transformarea acelui substrat pentru care KM este mai mic.

In cazul în care enzima poate disocia un complex (familia) de substrat KM devine constantă de disociere a complexului și se notează cu KS.

Determinarea lui KM și a Vmax în condiții constante și optime de pH și temperatură, din vitezele de reacție a diferitelor concentrații de substrat, rezultă din panta tangentei la curba obținută din înregistrarea în timp a cantității de produs format.

I / V = [ KM + ( S )] / Vmax.( S )

O altă caracteristică importantă a activității enzimatice este cea de transformare la nivel molecular „turnover number”, prin care se înțelege numărul de molecule ale substratului transformate în unitatea de timp de către o enzimă. Simpson (1960) face o evaluare cantitativă între procesele oxidative și de sinteză a substratului organic din apele uzate menajere (v. tabelul de mai jos):

Eckefelder și More (1956) schematizează: reacțiile chimice care au loc în nămolul activ în cursul procesului de epurare, astfel:

Procesul de oxidare exogen destinat menținerii funcțiilor vitale:

CxHyOz + ( x + 1 / 4 y – 1 / 2 z )O2 → x CO2 + 1 / 2 y H2O + ∆ H1

în care:

CxHyOz = formula echivalentă pentru impuritățile organice;

∆ H1 = efectul termic al reacției.

Procesul biosintezei (asimilare):

n(CxHyOz) + nNH3 + n( x + 1 / 4 y – 1 / 2 z – 5) O2 n(C5H7O2N) + n(x – 5)CO2 + n(y – 4)H2O + ∆ H2

în care:

(C5H7O2N)n = formula echivalentă pentru substanța celulară a microorganismelor;

∆ H2 = efectul termic al reacției.

Procesul autooxidării (dezasimilarea):

n(C5H7O2N) + 5nO2—→ 5nCO2 + nNH3 + ∆ H3

în care :

∆ H3 = efectul termic al reacției.

Comparând căile de degradare aerobă și anaerobă prin reacțiile chimice de descompunere a glucozei, prezentăm ecuațiile reacțiilor, astfel:

Calea aerobă: C6H12O6 + O2 —→ 6 CO2 + 6 H2O + 674 Cal.

Calea anaerobă: C6H12O6 + O2 —→ 2 CO2 + 2 C2H5OH + 22 Cal.

Krebs (1953) referindu-se la căile de metabolizare a substanțelor organice, arată că toate fazele degradative se finalizează prin ciclul acizilor tricarboxilici.

Fig. nr. 40 Reacțiile generale de degradare aerobă a principalelor clase de nutrienți.

Dintre tipurile de reacții implicate în metabolism, exemplificăm câteva mai importante ca:

Scindarea și formarea legăturilor „C – C” realizabile prin mecanisme de decarboxilare carboxilarea cetoacizilor; îndepărtarea/ condensarea acizilor activați (acetic și formic), adiția la duble legături

Fixarea sau îndepărtarea apei, care poate fi afectată la atomi la atomi de C alăturați având dublă legătură;

– Adiția sau îndepărtarea atomului de N sub formă de NH3 care pare a fi efectuată prin reacții de hidroliză;

– Adiția sau îndepărtarea hidrogenului fie în sisteme redox speciale, lanț respirator, fie orice altă substanță a metabolismului intermediar ( se efectuează întotdeauna în pereche de atomi de C alăturați, niciodată la același atom de C);

– Schimbarea și formarea combinațiilor compuse, care se efectuează cel mult adesea prin mecanism de hidroliză (rar fosforoliză) pentru sinteză procedându-se pe calea transferului de grupări.

În afara reacțiilor metabolice în care substanța organică reprezintă sursa de C și de energie pentru macroorganismele heterotrofe, în celule mai intervin reacții de „detoxificare” prin care substanțele toxice sunt inactive și eliminate prin reacții de formare a combinațiilor complexe (chelatare).

Microorganismele pot produce alterări chimice ale unor substanțe fără a obține suficient C și energie pentru creștere din aceste reacții; acest proces (realizat în comun de două sau mai multe specii se numește „ co – metabolism” ) și probabil că reflectă o lipsă a specificității de substrat a unor enzime. Fenomenul devine important în eliminarea unor impurificatori printr-o serie de reacții efectuate de mai multe specii, substanțele respective fiind incapabile să devină suportul creșterii bacteriene a biocenozei instalației de epurare.

Degradarea impurităților organice naturale

Principalele reacții de degradare a polimerilor biologici sunt reacțiile de hidroliză, catalizate de enzime din grupul hidrolizelor, prin care moleculele polimerului sunt scindate în unități mici de monomer care pătrund ușor în celula microorganismelor.

Prin hidroliza unor glucide, de exemplu a amidonului (existent în apele uzate din industria alimentară, industria hârtiei, industria textilă) se obține amiloză și în final glucoză.

Prin hidroliza pectinelor (existente în apele uzate în industria alimentară) se obține arabinoză și acid galacturonic; hidroliza hemicelulozelor (existente în apele uzate din industria hârtiei și celulozei) conduce la obținerea pentozanilor (xiloză, arabinoză) și a acidului metilglicuronic.

În microorganismele nămolului activ monoglucidele obținute prin hidroliză sunt descompuse prin căile oxidative comune după ce sunt transformate în glucoză sau fructoză și fosfații respectivi sunt degradați prin glicoliză la acid pirunic și apoi oxidate la CO2 și H2O în ciclul acizilor tricarboxilici.

Bacterii comune în nămol cum activ ca de exemplu Acetobacter, Acetomonas, Pseudomonas oxidează hexozele cu precădere prin alte căi metabolice și anume prin intermediul ciclului pentozofosfaților sau prin intermediul 2 ceto – 3 – dezoxigluconat.

În general, în nămolul activ catabolismul glucidelor se desfășoară aerob, însă insuficienta aprovizionare cu oxigen nu întrerupe degradarea glucidelor, acestea desfășurându-se și în condiții anaerobe (fermentație); în acest caz se pot obține produși finali de reacție, substanțe organice care acumulându-se, conduc la încărcarea efluentului instalației de epurare și deci la reducerea eficienței acesteia.

Prin hidroliza completă a proteinelor (existente în apele uzate evacuate din abatoare și din industria cărnii și a derivatelor de carne) catalizată de enzime proteolitice se obține un amestec de aminoacizi, depinzând de tipul proteinei implicată în degradare.

Aminoacizii sunt catabolizanți în celulă prin diferite reacții care depind de enzimele existente în organism și de condițiile de mediu (prezența sau absența oxigenului). Reacțiile se referă la îndepărtarea grupării amino- sub forma amoniacului prin dezaminări oxidative, reducătoare sau hidrolitice și la îndepărtarea bioxidului de carbon prin reacții de decarboxilare.

Clasa lipidelor cuprinde substanțe diferite, cu solubilitate scăzută în apă anhidre solubile în solvenți organici apolari, formând împreună cu hidrocarburi din produse petroliere „ extractibilul în eter”.

Hidroliza în glicerină și acizi grași sub acțiunea lipazelor acționează asupra esterilor în stare de emulsie absorbindu-se pe particulele grase, la interfața emulsiei grăsime – apa.

Acizii grași rezultați în urma hidrolizei sunt degradați prin procese biochimice și anume prin procesul de β – oxidare, prin care doi atomi de carbon sunt îndepărtați concomitent din catenă, scurtând-o. Acest proces este comun oxidării hidrocarburilor (în care intervin oxigentransferare), alcoolilor, aldehidelor, cetonelor, substanțe care sunt prezente în mod curent ca impurități în apele uzate executate din industria chimică, petrochimică, fermentativă.

Prin degradarea principalelor clase de substanțe organice naturale componente diferite ale hranei bacteriilor pot fi degradate în aceeași intermediari comuni, ce formează fondul matabolic comun. În condițiile aerobice calea finală de degradare are loc în ciclul acidului citric sau al oxizilor tricarboxilici; aceasta reprezintă calea finală comună a metabolismului proteic, lipidic și glucidic.

Sensul biologic al ciclului acizilor tricarboxilici constă în descompunerea acetatului activat (obținut la rândul lui din substanța organică degradată prin căile specifice), cu participarea în bioxid de carbon și hidrogen, reprezentând astfel principalul furnizor de energie al organismului.

Fără a insista asupra mecanismului biochimic intim în transferul energetic al degradării și biosintezei, menționăm dintre procesele implicate în producerea și transferul energetic, ciclul fosforilării ( ADP + Panorg. = ATP), lanțul (oxido – reducător) respirator etc.

În concluzie, procesul oxidării biologice, după Karlson (1967) etapele evoluției substanțele organice în catabolism pot fi schematizate în trei etape:

moleculele organice complexe sunt desfăcute în fragmente conținând doi atomi de C (acetat activ);

degradarea ulterioară a fragmentelor C2 este consecința unei serii de reacții (în ciclul acizilor tricarboxilici) în cursul cărora, în prezența apei, se eliberează de fiecare dată numai o moleculă de CO2,sau doi atomi de H, sau se produce o modificare pregătitoare a moleculei.

Produsul final CO2 ia naștere, fără modificări energetice importante, prin decarboxilarea acizilor organici.

Produsul final H2O ia naștere prin transferul de hidrogen și de electroni (în lanțul respirator) la oxigenul dizolvat. O parte din energia degajată în acest proces este depozitată sub forma compușilor organici cu fosfor în legături macroenergetice, prin cuplarea cu procesul de fosforilare a ADP la ATP.

Pentru microorganismele heterotrofe, aerobe, din nămolul activ, căile metabolice de degradare a substanțelor organice și oxigenul utilizat ca acceptor final a hidrogenului este o măsură a activității celulare, a respirației celulare, proces general al metabolismului aerob al celulei vii.

Din motivele menționate, în domeniul epurării și protecției apelor domină conceptul evaluării potențialului impurificator al apelor uzate care prin cantitatea de oxigen folosită pentru oxidarea acestora sunt determinați în consum de oxigen, introducându-se și noțiunea de bilanț masic al echivalenței în oxigen (EO) ce trebuie consumată pentru a oxida substanțele la un nivel redox de referință (de exemplu CO2 pentru C, H2O pentru H).

În reacțiile de oxidare a substanțelor organice de către microorganisme concentrația oxigenului la care viteza de reacție are valoarea maximă la 200C și este de circa 0,001 mg / l iar concentrația critică de oxigen (concentrația minimă la care mai pot avea loc reacții aerobe) a fost de 0,1 mg / l la 200C consumul de oxigen poate fi determinat cu precădere cu ajutorul respirometrelor prin procedee electronice. Prin aceste tehnici se poate evalua necesarul de oxigen pentru stabilizarea substanțelor organice din apele uzate și sunt puse la îndemâna cercetărilor din domeniul epurării biologice date prețioase asupra capacității microorganismelor de a utiliza un substrat dat sau a apelor uzate de a fi utilizate de către microorganisme.

Procese biochimice implicate în dezvoltarea biomasei

Reacțiile de degradare a substanțelor organice, reacții producătoare de energii, sunt cuplate cu reacțiile de sinteză a materialului celular nou, aceste reacții nu pot fi despărțite deoarece, ultimele fiind enderogonice, nu se pot desfășura decât prin cuplare cu reacții exergonice, suma energiilor libere conducând la ΔG negativ.

Reacțiile de sinteză conduc la formarea componenților biochimici majori (lipide, glucide dar mai ales proteine). Pentru microorganismele existente în nămolul activ, formulele aproximative sunt următoarele:

C5H7O2N pentru bacterii;

C10H17O6N pentru fungi;

C5H8O2N sau C5,7H9,8O2,3N pentru alge;

C7H14O3N pentru protozoare.

Pentru obținerea materialului celular sunt necesare următoarele elemente esențiale:

C, H, O, N, S, P în cantități relativ mari;

K, Mg, Mn, Ca, Fe, Co, Cu, Zn, Mo în cantități mici.

Trebuie remarcat că deși degradarea și sinteza componenților biochimici majori se desfășoară în mare parte pe aceleași căi, totuși, unele reacții cheie se realizează pe alte căi, cele mai favorabile din punct de vedere termodinamic.

S-a arătat că ciclul acizilor tricarboxilici reprezintă un punct nodal deosebit de important atât în ceea ce privește oxidarea substanțelor organice cât și sinteza, prin participarea fondului metabolic comun.

Glucidele se sintetizează în primul rând din piruvat, prin carboxilare, dintr-o serie de aminoacizi (care derivă din proteine) și din glicerină (derivat al grăsimilor).

Substanța cheie este fosfoenolpiruvat (format din oxalacetat de la care au loc procesele inverse glicerinei).

Sinteza lipidelor pleacă de la acetil-CoA și este analogă în linii mari catabolismului, cu deosebirea că compusul care intră în reacție este malonil-CoA în care se găsește o grupă activă CH2.

Sinteza proteinelor se face din fondul comun al aminoacizilor liberi. Aici intervin factorii ereditari (acidul dezoxiribonucleic, ADN) care conține informația pentru anumite proteine și enzime. Informația este preluată de acidul ribonucleic ARN mesager, care este folosit ca matrice pentru depozitarea aminoacizilor activați; aceștia se înlănțuie în proteina sitetizată conform informației ereditare.

Alte procese prin care sunt îndepărtate impuritățile organice din apele uzate

Procesele de oxidare a substanțelor organice și cele de sinteză a materialului celular au loc în interiorul celulei microorganismelor și sunt condiționate de o serie de factori: absorbția pe suprafața celulei sau a floconului de nămol, difuzia prin masa floconului la celulă, transportul prin membrana celulară.

S-a dovedit că în sistemele cu nămol activ absorbția este un fenomen general prin care substanțele coloidale și unele dizolvate sunt concentrate pe anumiți centri ai suprafeței bacteriilor sau a flocoanelor bacteriene. Substanțele nutritive nu blochează centrii de absorbție din cauza îndepărtării continue prin transport și oxidare ulterioară în celulă; blocarea suprafeței poate fi realizată prin absorbția substanțelor nebiodegradabile.

Îndepărtarea substanțelor din apa uzată prin absorbție pe nămol activ reprezintă o cale uneori importantă pentru substanțele degradabile dar mai ales pentru substanțele nedegradabile biologic, cu atât mai mult cu cât acestea pot fi componente ale unei ape uzate care în ansamblu promovează creșterea rapidă a biomasei.

Pe baza fenomenelor de absorbție a fost elaborată o modificare a epurării convenționale cu nămol activ numită „biosorție”.

O importantă contribuție a fenomenului de absorbție în procesul cu nămol activ este însăși formarea flocoanelor bacteriene.

Wuhrmann consideră că viteza de difuziune a substanțelor prin floconul de nămol activ sau prin pelicula care înconjoară microorganismele din bazinele cu nămol activ este cea mai semnificativă viteză de proces.

Viteza de difuziune reiese din prima lege a lui Fick și este direct proporțională cu suprafața prin care se produce difuzia și cu gradientul concentrației:

dm / dt = – DS dc / dx

în care:

dm – reprezintă masa de substanță (în moli sau organe) care difuzează în timpul dt prin suprafața S;

dc / dx – reprezintă scăderea de concentrație de pe o distanță infinit mică dx în direcția de difuzare (gradientul de concentrație).

D coeficientul de difuziune, care caracterizează capacitatea de difuziune a moleculelor sau particulelor respective.

Apele uzate ca substrat al activității microorganismelor

Calitatea substanțelor organice din apele uzate de a fi degradate prin proces de biooxidare, de către microorganisme (bacterii și fungi) reprezintă condiția „sine qua non” a epurării biologice și, în același timp, unul din mecanismele principale prin care compușii organici sintetizați de către om pot fi eliminați din ecosistemele naturale.

Biodegradabilitatea substanțelor organice

Deși prin „biodegradare” se înțeleg procesele fizico-chimice și biochimice prin care o substanță este transformată de către organisme, în mediu și condiții naturale sau în mediu și condiții artificiale, în așa fel încât își pierde identitatea, biodegradarea poate fi definită ca distrugerea compușilor chimici prin acțiunea biochimică a organismelor vii.

Wurmann (1974) definește biodegradarea din punctul de vedere ecologic ca „eliminarea unei substanțe organice dizolvate dintr-un ecosistem acvatic prin activitatea metabolică a biocenozei prezente în sistem; produsele finale ale biodegradării sunt biomasa și oxizii elementelor care constituie compusul original”.

În ceea ce privește biodegradabilitatea unor substanțe, din punct de vedere al protecției mediului, specialiștii sunt împărțiți între biodegradabilitate acceptabilă și biodegradabilitate totală. În același timp se menționează că nu este suficient ca substanța impurificatoare să fie degradată cu o viteză oarecare; este necesar ca ea să fie descompusă de microorganisme în măsura acceptată în timp util.

Viteza de degradare este un parametru cinetic important pentru caracterizarea biodegradabilității unei substanțe, determinând cantitatea de produs eliminat din apă în unitatea de timp.

Substanța pune probleme legate de biodegradabilitate în funcție de caracteristicile fizico-chimice și structurale ale moleculei; așezarea spațială a atomilor în moleculă, legăturile care îi unesc și influența reciprocă, existentă chiar între atomii care nu sunt legați.

Hansch (1976) și colaboratorii, folosind constantele substituenților și analiza de regresie, au demonstrat că, față de molecula de bază, influența substituenților se caracterizează prin trei efecte : electronic, steric și hidrofob.

În legătură cu capacitatea și mai ales cu viteza unor molecule organice de a fi biodegradată interesează atât reactivitatea generală a moleculei și distanța între grupele reactive, cât și mărimea și forma acesteia, configurația optimă, conformația, într-un cuvânt structura tridimensională.

La pesticide halogenate, viteza de degradare bacteriană este în general influențată de numărul, poziția și tipul halogenului de structură chimică și este determinată de următoarele criterii:

substituirea Cl în poziția para crește labilitatea moleculei;

substituirea Cl în poziția orto inhibă degradarea;

substituirea Cl în poziția meta de asemenea inhibă degradarea dar efectul nu este atât de pronunțat ca la punctul 2;

efectul activant al substituirii în para întrece cu mult efectul inhibitor al altor substituiri în acizii di-și tri-clorfenoxiacetici.

Tipul catenei laterale și natura legăturii acesteia cu inelul aromatic reprezintă factori importanți pentru biodegradare. Compușii co-substituiți sunt degradați mai ușor decât compușii α-substituiți.

Wuhrmann (1974) consideră că există unele faze inițiale de accelerație a dezvoltării unor microorganisme datorită diferențelor în vitezele de utilizare a substratului, iar în cazul în care diferențele sunt mari, se obține o perioadă mai îndelungată, ceea ce indică necesitatea unor specii bacteriene specializate pentru descompunerea substratului dat.

Testele de laborator prin care se determină biodegradabilitatea unei substanțe sunt evaluarea O2 consumat, a CO2 eliberat, creșterii bacteriene, urmărirea transformării metabolice suferite de substanță și sunt efectuate cu ajutorul nămolului activ în modele de instalații cu alimentare continuă sau discontinuă, sau cu ajutorul florei din apa de râu sau din canalizarea menajeră.

Acordul dat în prezent noțiunii de biodegradabilitate a făcut necesară introducerea unor parametrii ai biodegradării și anume :

– prag sau grad de biodegradare, reprezintă procentul dintr-un produs eliminat de către microorganisme;

– viteza de biodegradare, parametru cinetic esențial, care determină cantitatea de produs eliminat în unitatea de timp, într-un mediu determinat (substanțele organice sunt biodegradabile dacă în condițiile experimentării continue se îndepărtează 90% din CCO inițial, cu o viteză de 15 mg CCO / g activ / h);

– probabilitatea de biodegradare care este legată de numărul de organisme existent în mediu și de echipamentul lor enzimatic. (Probabilitatea ca o substanță să fie degradată este mai crescută în prezența unui număr crescut de bacterii dintr-o singură specie).

Pentru dezvoltarea biomasei din instalația de epurare formată în principal din bacterii heterofage, caracterul de biodegradabilitate al substanțelor organice este esențial, aceste substanțe reprezentând sursa de carbon și energie; în același timp, interesează și caracterul de inhibant pentru sistemele enzimatice, deci de toxic, al substanțelor cu care biomasa vine în contact. Pentru aceasta din urmă categorie de substanțe au fost introduși termeni ca nedegradabil, refractor, biorefractor, persistent, stabil, rezidual.

CAPITOLUL IV

LANȚUL RESPIRATOR

Acesta reprezintă o succesiune de oxido-reduceri, bazate pe potențiale redox ale enzimelor implicate. În reacțiile de oxido-reducere, datorită deplasării sarcinilor electrice (oxidare = pierdere de electroni, reducere = câștig de electroni), apare o diferență de potențial E0, a cărei mărime depinde de proporțiile dintre forma redusă și forma oxidată. În celulele bacteriene, sistemele de enzime ale lanțului respirator, ca și ale fosforilării oxidative, sunt localizate în membrana plasmatică și în structurile derivate ale acesteia, activitatea fiind condiționată de integritatea celulei vii.

Transferul de hidrogen (și electroni), spre ultimul acceptor, este catalizat de trei clase de enzime oxido-reducătoare.

Piridin – dehidrogenaze, având coenzime NAD sau NADP, acestea din urmă catalizând în principal reacțiile de sinteză.

Flavin – dehidrogenaze, având coenzime FAD (flavinadeninddinucleotidă) sau FMN (flavin-mono-nucletidă).

Citocromi, care conțin un nucleu porfirinic.

Prin intermediul acestor sisteme enzimatice, potențialele redox devin din ce în ce mai pozitive, pe măsura trecerii electronilor de la substrat la oxigen (E0 = – 0,32V la E0 = + 0,82V)

Cel mai redus nivel al lanțului este sistemul (NAD, H + H’) / NAD+ care acționează ca un colector de hidrogen (din ciclul acizilor tricarboxilici), iar cel mai oxidat inel al lanțului este format de citrocom a + a3, care cedează electroni oxigenului, ionizându-l.

Piridin dehidrogenare NAD transferă câte doi hidrogeni de la substrat, la forma oxidată a piridin-nucleotidului, unul apărând în forma redusă (ca NAD.H), celălalt ca ion liber în mediu. Piridin-nucleotidul redus, poate ceda hidrogenul flavin-enzimelor, transformându-le în forma redusă FADH2 sau FMNH2 el trecând în forma oxidată. Alte flavinenzime acționează direct asupra substratului reducându-l fără intermediul NAD, (de exemplu: flavin-dehidrogenaza succinică).

Acceptorul de electroni ai flavinenzimelor reduse, este sistemul citocronic, dar conform cercetărilor din ultimii ani, este foarte probabil că preluarea electronilor se face prin intermediul feroproteinelor neheminice și prin coenzima O2, sau ubichinona.

Prezența fierului în feroproteine, face posibilă trecerea de la sistemele transportoare de doi electroni, la cele transportoare de un electron (citocromii ). Feroproteinele neheminice sunt participante și în fotosinteză și la fixarea azotului. Coenzima O2 pare să fie un component al lanțului respirator, funcționând ca o moleculă solubilă în lipidele membranei mitocondriale. Pe de altă parte, pare să existe posibilitatea oxidării directe a flavinenzimelor de către citocromi, astfel fiind ocolit sistemul chinonic.

Citocromii sunt enzime heminice, ce se găsesc în celulele cu mecanism de oxidare aerob, conținând grupări prostetice Fe-porfirine, iar activitatea catalitică bazându-se pe transformarea reversibilă Fe2+- Fe3+, funcția lor este de purtători de electroni.

Bazat pe potențialul redox, transferul de electroni în citocromi se petrece după următoarea succesiune: citocrom b, citocrom C, complexul citocrom a+a6, ultimul reprezentând două stări ale uneia și aceleiași enzime, citocrom-oxidaza (fermentul respirator Warburg). Complexul reprezintă inelul final care reacționează cu oxigenul, ionizându-l iar reducerea complexului fiind făcută din nou, de către citocromul C. Protonii atomilor de hidrogen, transferați în lanțul respirator, sunt preluați de oxigenul ionizat din care rezultă principalul produs al oxidării aerobe, apa.

Importanța lanțului respirator constă în eliberarea pe fiecare treaptă de sistem redox, a unei energii de oxidare, care este captor sub formă de energie chimică și depozitată sub formă de ATP (fosforilare oxidativă ).

BIBLIOGRAFIE

Antonescu C.S. – Biologia apelor, Editura didactică și pedagogică, București, 1963

Benshar, C. A., Dougerty J.H., Skrinde R.T. – Chemical Oxidation Organic PesticidesIn., J.W.P.C Federation, aug. 1964

Blitz, E – Epurarea apelor uzate menajere și orășenești, Editura tehnică, București, 1966

Botnariuc, N., Vădineanu Angheluță – Ecologie, Editura didactică și pedagogică, București, 1982

Cohen, J.P. – Tratarea apelor reziduale provenite de le operațiile de nitrare, cu cărbune activ în granule Pittsbourg, In: Technique de L’Eau et L’ Assaism, 273, sept. 1969

Negulescu, M. – Epurarea apelor orășenești, Editura tehnică, București, 1978

Stugren, B. – Ecologie generală, Editura didactică și pedagogică, București, 1975

Șoldea, V. – Biocenozele degradatoare din instalațiile de epurare biologică a apelor din Industria Alimentară. Referat susținut la Simpozionul Facultății de Biologie, București, 1995

Șoldea, V. – Studii și experimentări de tratabilitate a apelor uzate din Industria Alimentară cu diverși coagulanți și coagulant TI. În: Rev. Ind. Alimentară nr.7/1967.

Șoldea, V. – Epurarea biologică a apelor uzate provenite de la fabricarea cauciucului poliizoprenic Brazi. Referat susținut la simpozionul ICECHIM și Raport congres chimic, 1978

Șoldea, V. – Epuration recuperatrice. Procedes de membrane. Referat Seminar GRDM, Montpellier, France, 1990

Șoldea, V. – Impactul asupra mediului în zona Ploiești – Valea Călugărească – Brazi a emisiilor industriale. Referat de cercetare ICIM, București, 1993

Șoldea, V. – Procedee de epurare recuperativă prin membrane semipermeabile a apelor uzate cu conținut de ulei produs petrolier, Brevet 105182/20.04.89 – OSIM, București, 1989

Șoldea, V. – Experimentări de epurare mecano-chimică și biologică a apelor uzate (organo-clorurate), cu încărcare organică de pe platforma Uz. Chimice Borzești, Referat de cercetare pentru simpozionul ICECHIM, 1977, volumul lucrări Congres Chimie, 1977 și Referat teza de doctorat

Șoldea, V. – Studiul de cercetări (pilot) privind epurarea biologică a apelor reziduale și nitroderivați, fenol și dibutax, evacuate de Combinatul Chimic Făgăraș. Referat de cercetare, teza de doctorat, 1969

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: Compozitia Tipica a Biocenozei Aerotancurilor, Relatiile Dintre Bionti Si Caracteristica Acesteia (ID: 155509)

Dacă considerați că acest conținut vă încalcă drepturile de autor, vă rugăm să depuneți o cerere pe pagina noastră Copyright Takedown.

Compozitia Tipica a Biocenozei Aerotancurilor, Relatiile Dintre Bionti Si Caracteristica Acesteia

Copyright Notice

Kinetoterapia In Gonartroza Postoperatorie

Instrumentarul Medical

Criterii de Acordare a Concediului Medical la Pacientii cu Cancer Mamar

Importanta Kinetoterapiei In Tratamentul Piciorului Stramb Congenital

Comportamentul Consumatorului de Produse Farmaceutice

Terapii Complexe la Copii

Copyright Notice

Similar Posts