Indepartarea Nitritilor din Ape

CUPRINS

1. Introducere

Lucrarea își propune să evidențieze pericolul pe care îl reprezintă prezența nitriților în apa potabilă și necesitatea înlăturării lor înainte de a fi consumată.

Apa este un constituent esențial al materiei vii, având un rol important în desfășurarea proceselor vitale. Astfel organismul uman, deși este perfect adaptat la condițiile de viață de pe uscat, continuă să fie total dependent de apă, așa cum sunt dependente, practic, toate ființele terestre. Țesuturile și organele tuturor acestor viețuitoare conțin apă într-o mare proporție.

În cazul organismului uman, apa este mediul în care se desfășoară toate procesele metabolice, toate reacțiile biochimice, fundamentale ale vieții. De aceea, cantitatea finală a apei în corpul uman depășește cu mult jumătate din masa acestuia, fiind diferită în funcție de vârstă, sex, starea de nutriție a organismului, țesutul sau sistemul luat în considerație.

Apa este cel mai bun solvent al substanțelor minerale, dar nu toate substanțele minerale sunt folositoare organismului uman, unele dintre acestea sunt chiar dăunătoare, printre acestea numărându-se și nitriții (azotiții).

Nitriții sunt componenți naturali ai solului și fac parte din ciclul azotului. Ei apar odată cu mineralizarea substanțelor organice azotoase provenite de la plante și animale. Unii nitriți sunt absorbiți de rădăcinile plantelor și au rol de materie primă pentru sinteza proteinelor și ai altor compuși cu azot. Surplusul rămas contaminează pânza freatică, regăsindu-se în râuri, lacuri sau în apele subterane.

În mod natural, între nitriții din sol, apă și plante se stabilește un echilibru. Însă activitatea omului a rupt acest echilibru, prin utilizarea intensivă în agricultură a îngrășămintelor organice naturale și mai ales a celor azotoase sintetice. Îngrășămintele îmbogățesc solul, însă aduc cu ele și nitriți, iar aceștia se acumulează în plantele cultivate, până la niveluri dăunătoare pentru consumatori.

În natură, în zonele unde omul nu a intervenit, nitriții se găsesc în sol în cantități între 0-0,5 mg/L – conform EPA (United States Environmental Protection Agency), OMS (Organizația Mondială a Sănătății), IARC (International Agency for Research on Cancer). Când conținutul de nitriți din sol depășește 0,5 mg/L, atunci cel mai probabil că surplusul este cauzat de factorul uman de poluare. [1]

Surplusul de nitriți din sol este dizolvat de apa de ploaie, se infiltrează în pânza freatică sau este transportat de torenți în apele curgătoare pe care le poluează.

Pentru a evita efectele negative ale consumului apei cu nitriți aceștia trebuie îndepărtați.

2. Efectele produse de nitriți asupra mediului și asupra sănătății umane

Nitriții au efecte nocive asupra sănătății umane atât direct cât și prin compușii în care se transformă sub influența bacteriilor prezente în tractul digestiv.

2.1. Generalități

Unul dintre nutrienții cu rol esențial în funcționarea mediului acvatic este azotul. Acesta este constituentul principal al aerului, în care se găsește în proporție de 76% de masă sau 78% de volum.

A fost descoperit în anul 1674 de către Jean Mayow, iar Lavoisier l-a numit AZOT –adică fără viață.

În natură azotul se întâlnește și sub formă de combinații cum ar fi nitrați, nitriți, amoniac, uree, oxizi, etc. Azotul face parte din compoziția proteinelor fiind un component indispensabil organismelor.

Azotul pur se obține din aer prin distilarea fracționată a aerului lichid sau din combinații ale azotului, exemplu azotit de amoniu:

NH4NO2 = N2 + 2 H2O (1)

În laborator se folosește un amestec de soluții de nitrit de sodiu și clorură de amoniu, din a căror reacție rezultă parțial azotit de amoniu, care mai departe se descompune în azot.

NaNO2 + NH4Cl = NH4NO2 + NaCl (2)

Azotul formează foarte multe combinații putând avea starea de oxidare de la -3 la +5.

Principalele combinații anorganice sunt : N2O5 NO2 N2O3 NO (N2O4) N2O N2 NH4OH H2N-NH2 NH3, acid nitros și nitric, nitriți și nitrați.

Nitriții sunt compuși care conțin un atom de azot legat de doi atomi de oxigen, fiind considerați săruri ale acidului azotos, dar care nu poate fi izolat în stare pură. În natură nitriții sunt ușor convertiți la nitrați și vice-versa.

Nitriții pot fi oxidați sau reduși, în funcție de puterea de oxidare / reducere a agentului. Ionul nitrit este un ligand bun și este cunoscut pentru legăturile de coordinație bune cu metalele în cel puțin cinci moduri diferite.

Apar în mod natural ca substanțe chimice care fac parte din ciclul azotului, cât și ca materii prime chimice în procesele industriale.

Concentrația nitriților este determinată în țesutul plantelor, pentru a evalua cerințele plantelor de creștere, în compost și bălegar pentru a evalua potențialul de impact asupra mediului și fertilității solului și în probele de produse alimentare pentru a determina nivelul de conservant adăugat. Nivelul ridicat de nitriți reprezintă un poluant al solului, precum și al fluxurilor de apă.

Nitritul de sodiu se adaugă în eșantioane de produse alimentare, carne procesată, cel mai frecvent, ca un conservant pentru a reduce creșterea bacteriilor și a mări perioada de conservare.

În apă nu au gust nici culoare și nu pot fi determinați prin analize organoleptice.

Structura ionului nitrit

Ionul nitrit, care are formula chimică NO2-, este un anion simetric cu lungimi egale ale legăturilor N-O și un unghi ale legăturilor O-N-O aproximativ de 120°. La protonare se produce acidul instabil și slab – acidul azotos. Structura ionului nitrit este prezentată în figura de mai jos:

Figura 2.1 Orientarea în spațiu a ionului nitrit, NO2- [2]

Cele două structuri canonice de NO2-, contribuie la hibridizarea de rezonanță pentru ioni nitriți. Ionul nitrit are o structură simetrică în formă de V.

Sarcina negativă a ionului nitrit este distribuită în mod egal pe cei doi atomi de oxigen. Atât atomul de azot cât și atomii de oxigen transportă o pereche de electroni. De aceea, ionul nitrit este o bază Lewis. Mai mult decât atât, poate acționa ca un ligand coordinat de un ion de metal, donând o pereche de electroni fie ai atomului de azot sau ai atomilor de oxigen.

Proprietăți acido-bazice

În soluție apoasă, acidul azotos (nitros) este un acid slab:

HNO2 ↔ H + + NO2-; (3)

pKa = cca. 3,3 la 18 ° C

Acidul azotos este, de asemenea, extrem de volatil – în faza de gaz există în principal ca o moleculă trans-plan. În soluție, acesta este instabil, având loc reacția de disociere:

3HNO2 (aq) ↔ H3O + + NO3- + 2NO (4)

Această reacție este lentă la 0° C. Adaosul de acid la o soluție de nitrit, în prezența unui agent de reducere, cum ar fi ionul de fier (II), este o modalitate de a obține monoxid de azot (NO) în laborator.

În figura 2.2 de mai jos se prezintă ciclul azotului în natură în care se observă procesele de obținere a diferitor combinații chimice organice și anorganice ale azotului, inclusiv ale nitriților.

Ciclul azotului: Emisiile de gaze de ardere de la termocentrale și de la motoarele autovehicole conțin oxizi de azot care cu apa de precipitații și sub influența descărcărilor electrice formează acidul nitric și acidul nitros care ajunși pe pământ pe structuri calcaroase formează nitrați și nitriți, de asemenea azotul din materia organică este transformată de către bacterii în nitrat, pentru a putea fi preluat de plante și încorporat în țesuturi. Animalele care mănâncă plantele folosesc azotul pentru a produce proteine.

Figura 2.2 Ciclul azotului în natură [3]

Microorganismele pot converti nitratul de amoniu sau ionul de amoniu (care este un atom de azot combinat cu patru atomi de hidrogen) la nitrit, această reacție se produce în mediul înconjurător precum și în cadrul tractulului digestiv al oamenilor și animalelor. După conversia (reducerea) de către bacterii a nitratului la nitriți în mediul înconjurător, ciclul azotului este finalizat atunci când are loc conversia nitritului la azot. În mod normal, acest proces firesc, ciclic nu permite acumularea de cantități excesive de nitriți în mediul înconjurător. Cu toate acestea, activitățile umane au crescut concentrațiile de nitriți în mediu.

Compușii azotului sunt foarte solubili în apă și destul de mobili în mediul înconjurător. Aceștia au un potențial ridicat de a intra în apa de suprafață atunci când plouă torențial, de asemenea, au un potențial ridicat de a intra în apele subterane prin infiltrare cînd cantitatea de apă de ploaie este mică. Concentrația asociată particulelor din sol a fost estimată la aproximativ jumătate din concentrația din apă interstițială (apa din spațiile dintre porii particulelor de sol). [4]

2.3. Efectele nitriților asupra sănătății umane

Expunerea omului la nitriți apare în primul rând prin dietă, nitriții găsindu-se în mod natural atât în apă cât și în plante și în mod artificial în produsele din carne.

Ingerarea unor cantități mari de nitriți determină scăderea rezistenței generale a organismului la îmbolnăviri, de asemenea s-au observat întârzieri în dezvoltarea staturo-ponderală a copiilor și distrugerea mai multor vitamine. Ingestia unei cantități foarte mari de nitrit poate conduce la otrăvirea acută cu nitriți, care se manifestă prin gastroenterite însoțite de dureri stomacale, globinurie, slăbiciune și chiar colaps. Aceste cazuri sunt foarte rare. Doza letală 50 în cazul șobolanilor este de 180 mg/kg greutate corporală, iar în cazul oamenilor este de 71 mg/kg greutate corporală.

Conform legislației europene, nitritul de sodiu se poate introduce în alimente doar în amestec cu sarea de bucătărie, iar concentrația maximă admisă este de 0.06%.

Consumul îndelungat de nitrit de sodiu poate crește riscul de apariție a afecțiunilor tiroidei de până la 3 ori, conform unui studiu efectuat pe femeile din Statul American Iowa. Acest studiu a fost efectuat în anul 2004 asupra unui grup de 21.977 de femei care au consumat apă contaminată cu nitriți timp de mai mult de cinci ani.

În cazul copiilor, consumul de nitrit de sodiu poate crește riscul apariției diabetului de tip 1. Acest lucru se poate întâmpla dacă mama însărcinată consumă alimente ce conțin nitriți sau apă contaminată. Riscul de diabet crește și dacă apa contaminată este consumată de către copii.

Produsele alimentare care sunt bogate în compuși de azot pot provoca scăderea transportului de oxigen din sânge, ceea ce poate avea consecințe grave.

Absorbția compușilor pe bază de azot poate conduce la lipsa de vitamina A. În stomac și în intestinele oamenilor nitriții pot forma nitrozamine: compuși cancerigeni foarte periculoși. [5]

De asemenea nitrații sunt transformați în nitriți și provoacă sugarilor ori fetușilor femeilor gravide o boală a sângelui numită “maladia albastră”.

S-a descoperit că nitriții, pot provoca și prin acțiune directă cancer. Nitrații, după conversia la nitriți în organism, pot reacționa cu anumite produse alimentare care conțin nitrozamine (cum ar fi brânza), pentru a forma N-nitrozo compuși. Unii compuși N-nitrozo sunt puternic cancerigeni, atât pentru unele specii de animale și ar putea fi cauzatoare de cancer și la om. [6]

Pe lângă nitriții pe care îi introducem în organism prin apa potabilă sunt și alte surse de nitriți: unele legume precum: țelina, spanacul, sfecla sau morcovul. Acestea sunt o sursă importantă de nitriți. Unele mezeluri și alte preparate din carne, conserve de carne și peștele afumat, unele brânzeturi conservate, medicamentele care conțin azot (în special cele pentru bolile cardiace) sunt, de asemenea surse de nitriți.

Nitrații reprezintă o componentă normală a dietei umane, cu media aportului zilnic de la toate sursele estimate la 75 de miligrame (mg). La ingestie, aproximativ 5% din nitrat la adulții sănătoși este convertit (redus) la nitrit de bacteriile din salivă.

În continuare nitratul este transformat de bacterii în interiorul tractului digestiv. În anumite condiții în stomac poate avea loc creșterea conversiei nitratului la nitrit, în special atunci câatunci când pH-ul lichidului gastric este destul de mare pentru a favoriza reducerea nitratului la nitrit de către bacterii. La sugari, sistemul gastro-intestinal are în mod normal un pH mai mare decât cel al adulților.

Nitriții reacționează cu hemoglobina din sânge transformând-o în methemoglobină care nu mai are capacitatea de a transporta oxigenul la plămâni, determinând astfel o afecțiune cunoscută sub numele methemoglobinemie sau „blue baby sindrome” (sindromul albastru al nou născutului).

Pot apărea dificultăți de respirație, oboseală, amețeală, precum și pierderea cunoștiinței. În forme mai grave ale bolii pot apărea disritmii, atacuri de apoplexie, stări comatoase și chiar moartea. De aceea este important ca hrana sugarilor să fie preparată cu o apă cu un conținut cât mai scăzut de nitrați și fără nitriți.

Cei mai vulnerabili în fața nitriților sunt sugarii, deoarece flora lor microbacteriană nu este încă dezvoltată pentru a lupta cu aceștia. [7]

Figura 2.3. Bebeluș cu boala „Baby blue”

În cazul unor concentrații de methemoglobină de până la 30%, este necesară administrarea intravenoasă a unei soluții de 1% albastru de metilen. [8] Albastrul de metilen este contraindicat la pacienții cu deficiențe de G6PD (glucozo 6 fosfat dehidrogenaza) – afecțiune genetică ce împiedică funcționarea corectă a globulelor roșii din sânge – pentru că poate provoca hemoliză severă, iar acidul ascorbic este un antioxidant care se poate administra, de asemenea la pacienții cu concentrații de methemoglobină de peste 30%. [9]

2.4. Prevederi legislative privind limitele admise

În țara noastră limitele concentrației nitriților în apa potabilă și în apa epurată înainte de a fi deversată în emisar sunt reglementate după cum urmează:

Prin Legea nr. 458 (r1) din 08/07/2002 republicată în Monitorul Oficial, Partea I nr. 875 din 12/12/2011 care a intrat în vigoare pe 15/12/2011 privind calitatea apei potabile se prevede:

– Prezenta lege reglementează calitatea apei potabile, având ca obiectiv protecția sănătății oamenilor împotriva efectelor oricărui tip de contaminare a apei potabile prin asigurarea calității ei de apă curată și sanogenă.

– Concentrația maximă admisă (CMA) a nitraților în apa potabilă este de 0,5 mg/l. [10]

H.G. 188/ 20.03.2002 pentru aprobarea unor norme privind condițiile de descărcare în mediul acvatic a apelor uzate [11] modificată si completată prin H.G. 352/11.05.2005 prevede limita de încărcare cu poluanți a apelor uzate industriale și urbane evacuate în receptori naturali pentru nitriți în apa epurată la valoarea de 1 mg/l, metoda de analiză SR EN 26777:2002 , iar pentru apa de mare 2 mg/l, metoda de analiză: STAS 12754-89. [12]

Precizăm că Organizația Mondială a Sănătății recomandă concentrația maximă admisă a nitriților în apă în valoare de 3 mg/l, în Statele Unite ale Americii legislația prevede valoarea de 3,3 mg/l, Comunitatea Europeană, prin Directiva Europeană pentru Apa de Băut, din 1998, a stabilit niveul maxim admisibil (CMA) de nitrit în apa potabilă la valoarea de 0,1 mg/l. [13] Tabelul nr.2.1.

2.5. Determinarea nitriților din apă

Există o mare îngrijorare privind riscurile potențiale ale nitriților datorită folosirii lor ca aditivi alimentari și capacității nitriților de a reacționa în organism cu aminele pentru a forma nitrozamine cancerigene. Datorită potențialului toxic, în ultimii ani s-au dezvoltat mai multe metode de determinare a urmelor de nitriți din ape.

Există două tipuri de metode de determinare a conținutului de nitriți în apă:

-metode clasice

-metode moderne

Tabelul nr. 2.1.

Dintre acestea cele mai avansate metode de monitorizare a nitriților din apa de băut sunt metodele care utilizează biosenzori, care permit monitorizarea continuă în timp real cu transmiterea datelor la distanță și cu posibilitatea de intervenție automată în cazul depășirii concentrațiilor maxime admisibile.

Pentru realizarea biosenzorilor s-au luat în considerare următoarele: stadiul mondial al cunoașterii privind nanobiocataliza, biocompatibilitatea între biosenzor și enzimă, tipurile de electrozi utilizați în detecția nitriților, metodele analitice clasice de determinare a nitriților din ape cu accent pe polarografie, fluorescență și metoda electrodului ion selectiv.

Cercetările preliminare s-au referit la imobilizarea covalentă a peroxidazei hreanului (horseradish peroxidase – HRP) pe membrane de alcool polivinilic la obținerea unor traductori SPE (traductori de presiune) proprii și la evaluarea posibilității de determinare a nitraților si nitriților din ape prin două metode HPLC (High Performance Liquid Chromatography -Cromatografie lichidă de înaltă performanță).

Pentru determinarea ionilor nitrit din probele de apă, în vederea comparării rezultatelor biosenzorilor cu alte metode de analiză s-au evaluat două metode cromatografice: una cu detecție în UV și alta bazată pe determinarea conductivității. Datorită unei limite de detecție ridicate pentru NO2- precum și a unei separări cromatografice deficitare a ionului nitrit s-a renunțat la metoda cu detecție în UV.[45]

Metodele de diagnosticare bazate pe enzime sunt preferate față de celelalte metode datorită selectivității, sensibilității și unei mai mari exactități. Utilizarea unor enzime libere prezintă dezavantaje precum costul ridicat datorat utilizării doar o singură dată și stablității limitate, care au fost înlăturate prin imobilizarea de enzime pe suport insolubil. [15]    

3. Surse de poluare cu nitriți

Nitriții sunt în mod natural răspândiți în mediul înconjurător. Ei sunt săruri ale acidului azotos și sunt transformați de către microorganismele din plante, sol sau din apă.

Toate sursele de azot sunt surse potențiale de nitrit prin nitrifiere sau prin denitrifiere. În special apele subterane, includ aceste săruri care se obțin prin descompunerea materialelor de origine vegetală sau animală, îngrășăminte agricole, gunoiul de grajd, apele uzate menajere, apele uzate industriale, precipitații sau formațiunile geologice care conțin compuși solubili cu azot. Concentrația de nitriți din apele subterane și apele de suprafață este în mod normal scăzută, dar poate atinge niveluri ridicate datorită poluărilor din agricultură sau contaminării cu deșeuri de origine umană sau animală. Concentrațiile de nitriți din rețelele de alimentare cu apă sunt, în general, mai puțin de 0,5 mg/L de apă, deși nivelul apelor subterane este de multe ori mai mare decât al apelor de suprafață.

3.1. Mecanisme ale circulației ionilor și apei în sol. Compuși cu azot prezenți în sol

Creșterea și dezvoltarea plantelor sunt influențate de nivelul de salinizare al solului, iar acesta la rândul lui depinde de apă și de gradul de mineralizare al ei. [16]

În absența apei mineralizarea plantelor nu poate avea loc, iar aceasta poate proveni din precipitații sau din irigații. Apa datorită gravitației se infiltrează în sol și dizolvă sărurile minerale pe care le întâlnește în cale, pe care le disociază în ioni care sunt absorbiți de către rădăcinile plantelor.

Influența pe care apele mineralizate și/sau poluate o au asupra solului, apelor de suprafață, apelor subterane, florei și faunei se reflectă în mod direct sau indirect asupra mediului înconjurător și al sănătății oamenilor. [17]

Exisă situații în care apa subterană are o mișcare ascendentă prin capilaritate. În asemenea cazuri ea va antrena și dizolva diferite săruri. Odată ajunsă la suprafața solului apa se va evapora, dar sărurile aduse de apă se vor depune la suprafața lui ducând progresiv la o acumulare de săruri. [18]

Figura nr. 3.1. Circuitul apei în sol

Așa cum se observă în Fig. 3.1. pe măsură ce precipitațiile se infiltrează în sol se formează în general o zonă nesaturată și o zonă saturată. În zona nesaturată există o anumită cantitate de apă prezentă în micile goluri din sol, dar acesta nu este saturat. În partea de sus a zonei nesaturate solul prezintă fisuri create de rădăcinile plantelor pe unde precipitațiile se pot infiltra. Apa din această zonă a solului este folosită de plante. Dedesubtul zonei nesaturate există o zonă saturată unde apa umple complet golurile dintre rocă și particulele de sol. Oamenii pot săpa fântâni în această zonă pentru a pompa apa.

După cum arată această Figura nr. 3.2. direcția și viteza mișcării apelor subterane sunt determinate de multitudinea de caracteristici ale acviferelor și straturilor impermeabile din pământ. Mișcarea apelor subterane depinde de permeabilitatea și de porozitatea rocilor de la suprafață. Dacă roca permite apei să se miște relativ ușor prin ea atunci apa subterană poate străbate distanțe semnificative într-un interval de ordinul zilelor. Dar apa subterană se poate, de asemenea, scurge pe verticală în acviferele de adâncime de unde are nevoie de mii de ani să revină la suprafață. [19]

Figura nr. 3.2. Apa care curge în subteran

3.1.1. Formele sub care se găsește azotul în sol

În afară de azotul molecular care apare sub formă de gaz atmosferic în porii solului, azotul se găsește în sol și sub formă de combinații organice și anorganice.

Azotul anorganic este sub formă de protoxid N2O, bioxid NO2, amoniac NH3, amoniu NH4+, nitrit NO2- și nitrat NO3-. Primele patru forme se află sub formă gazoasă și au concentrații foarte reduse, fiind extrem de greu detectabili.

Amoniul schimbabil se găsește în cantități mici dar constante, în stratul lucrat al solurilor cu reacție cel mult moderat acidă în mediu reducător, cu condiții climatice de temperaturi medii reduse, conținutul fiind mai mic, o concentrație mai mare poate apărea imediat după aplicarea fertilizanților chimici cu azot amoniacal. Este deosebit de important în procesul mineralizării din care rezultă produși ușor asimilabili de către plante.

Nitriții formați prin reducerea nitraților se găsesc, de regulă, în concentrații reduse în sol fiind condiționați de un pH spre alcalin, de existența azotului amoniacal și de temperaturi medii anuale mici. La creșteri ale conținutului pot genera influențe fitotoxice.

Conținutul de azot mineral este strâns dependent de procesele de mineralizare, imobilizare și denitrificare, de mobilitatea compușilor săi între partea superioară și cea inferioară a solului, de volatilizarea amoniacului.

Azotul organic se găsește sub formă de aminoacizi, amine, aminozaharuri, compuși heterociclici. Aminoacizii sunt compuși organici care conțin un grup amino NH2, un grup carboxil, un atom de H și un radical care conferă specificitate. Sunt constituenții fundamentali ai materiei vii, din combinarea lor rezultând proteinele.

Aminele rezultă din degradarea aminoacizilor în organismele vegetale sub acțiunea unor enzime specializate. Plantele conțin până la 4,5% azot (substanță uscată), cu precădere în semințe și în fânul leguminoaselor.

Nu toate formele sub care se găsește azotul sunt accesibile plantelor. După Lefebvre, sursele de azot pentru plante sunt destul de complexe, ele folosesc azot în toate formele de agregare: săruri amoniacale, săruri nitroase și nitrice, amine, amide (faza lichidă), azot elementar și amoniacal din aerul atmosferic aflat în echilibru dinamic cu cel din sol, aici intervenind bacteriile simbiotice și cele nesimbiotice (faza gazoasă), compuși organici și amoniac reținut pe cale adsorbtivă (faza solidă). Aceștia din urmă sunt preluați de către plante din materia organică a solului și constituie cea mai importantă sursă de alimentare. Dacă în soluția nutritivă a solului, azotul se află sub forma nitrică, soluția tinde să se acidifieze, iar dacă se găsește în formă amoniacală, pH-ul are tendința de a deveni neutru, aceste procese sunt determinate de acțiunea ionilor de HCO3- și H+ eliminați de rădăcinile plantelor în procesul de absorbție.

Un alt criteriu de abordare al azotului din sol este forma chimică în care se găsește.

Azotul amoniacal NH4+ este prezent în soluția de sol și în complexul coloidal unde participă la schimbul cationic. Amoniul neschimbabil, din alcătuirea mineralelor argiloase cu rețea cristalină, predomină cantitativ în sol cu 5-11% din azotul total în orizontul A și 10-35% în cele inferioare. Azotul aflat în formă amoniacală este disponibil plantelor în mică măsură și nu tot timpul, deci riscul levigării sale în apa freatică este micșorat pe măsură de 100 de ori mai mic decât în cazul azotului nitric.

Aceasta nu este o situație perpetuă, dar durează mult timp până ce azotul amoniacal trece din nou în soluția solului și devine accesibil plantelor.[20]

3.1.2. Transformările biochimice ale azotului în sol

Principalele forme de azot din sol sunt compușii organici cu azot, ionii NH4+ , NO2- și NO3-. Azotul anorganic din sol este doar o fracțiune mică din azotul total. Cea mai mare parte din azotul de la suprafața solului se găsește sub formă de compuși organici: proteine (20-40%), hexozoamine (5-10%), derivați purinici și pirimidinici (mai puțin de 1%) și diverși compuși complecși rezultați în urma reacției dintre NH4+ cu lignine, în urma polimerizării chinonelor cu diverse substanțe cu azot și în urma condensării zaharurilor și aminelor. Aceste forme de azot pot fi supuse diferitelor procese de transformare în sol după cum urmează:

Tabelul nr. 3.1.

3.1.3. Pierderile de azot din sol

Azotul din sol se poate pierde pe următoarele căi: prin levigarea nitraților, prin volatilizarea sau fixarea amoniului, prin îndepărtarea odată cu recoltele și prin denitrificare.

Tabelul nr. 3.2.

3.2. Surse de poluare a apelor cu nitriți

Principalele procese suferite de azot din care rezultă nitriți sunt: fixarea biologică a azotului molecular, amonificarea, nitrificarea și denitrificarea.

Poluarea cu nitriți – încărcarea factorilor de mediu: apa (subterană si de suprafață) și solul cu compuși ai azotului ale cărei urmări pot fi:

-periclitarea sănătății oamenilor;

-afectarea organismelor vii și a ecosistemelor terestre și acvatice;

-stânjenirea folosințelor apei;

-deteriorarea ambianței naturale. [27]

Compușii care pot duce, prin modificarea lor, la producerea de nitriți sunt:
-azotul molecular ce se regăsește în mod normal în atmosferă – N2;

-combinații organice naturale cu azot aflate în: humus, proteinele animale sau vegetale, biomasa microbiană, excrementele animale, urina, etc;

-nitrații (NO3-);

-compuși ai amoniului NH4+, amoniacul și oxizii azotului;

-compuși pentru fertilizarea solului: îngrășăminte chimice organice și anorganice cu conținut de azot;

-compuși organici precum gunoiul de grajd, compost, mranița, etc.

-compușii eliminați în atmosferă din industrie: oxizi de azot, amoniac, poluanți speciali;

-compuși eliminați pe sol sau în apă din industrie: substanțe azotate (industria farmaceutică, a coloranților, etc.), amoniac, etc.

Pentru a înțelege mecanismul poluării cu nitriți trebuie să luăm în considerare circuitul biogeochimic al azotului în natură și transformările naturale pe care le suferă compușii cu azot.

Circuitele biogeochimice însumează căile de circulație ale elementelor biogene în natură prin care trec acestea de la forma anorganică la forma organică, respectiv la diferite combinații mai mult sau mai puțin complexe, pentru ca să revină la forma anorganică din compartimentul abiotic al habitatelor respective.

Evoluția acestor căi în care sunt implicate atmosfera, hidrosfera și litosfera implică intrarea în acțiune a numeroase etape intermediare de transformare, a unor procese fizice (solubilizări, precipitări, evaporări) și a unor reacții chimice (oxidări, reduceri, hidrolize), a numeroase activități biologice (degradări și mineralizări, conversie organică prin biosinteze), precum și a unor translocări spațiale repetate.

Poluarea cu nitriți provine mai ales din agricultură. Azotul este element esențial pentru viață și în ape suferă foarte multe procese chimice și biochimice. Apare mai ales ca nitrat, nitrit, amoniu, azot gazos și cel fixat în compușii organici, grupe între care există continue transformări/tranzitări, formându-se "ciclul azotului". Excesul duce la eutrofizarea apelor, contaminarea acviferelor, posibila afectare a sanătății umane: methemoglobinemie la copii, cancer gastric, etc.

Sursele de nitriți în ape sunt naturale și antropice. Sursele naturale sunt:

       Din precipitații: oxizii de azot din atmosferă, produși de fulgere și de arderea combustibililor fosili în termocentrale, gazele de eșapament, erupții vulcanice, incendii de păduri etc, prin spălarea din roci și cenușă de vegetație arsă ajunsă în ape;

       Din nitrificarea amoniului (prin microorganismele nitrosomonas și notrosococcus) și a nitriților (prin nitrobacter);

        Din izvoare în urma dizolvării lor la adâncime în roci (nitritul și nitratul având solubilitate crescută în ape);

        Din eroziunea solurilor ce conțin nitrat. Aceste surse "naturale" sunt adesea indirect tot antropice. Surse antropice "directe" sunt cele punctiforme (deversări de ape uzate conținând nitrați) și difuze, în principal nitrații proveniți din agricultură, din îngrășămintele chimice și din îngrășămintele naturale – gunoi de grajd – aplicate pe câmpuri sau de la latrine.

 Dejecțiile conțin de fapt uree și amoniu, care se transformă în nitrit de către microorganisme prin nitrificare. Pentru zootehnie putem calcula echivalența aproximativă de producție de dejecții: 1,5 vite adulte = 7 porci = 100 găini ouătoare.

   Descompunerea resturilor de plante și animale;

   Descompunerea deșeurilor de la gropile de gunoi urbane;

   Apa uzată incomplet epurată (de la stațiile de epurare care nu au treapta biologică).

4. Procese de reducere a conținutului de nitriți din ape

Procesele de reducere a conținutului de nitriți din ape sunt de 3 tipuri:

-procese fizice

-procese biologice

-procese chimice

4.1. Procese fizice

4.1.1. Diluția cu apă fără conținut de nitriți

Dintre procesele fizice de reducere a conținutului de nitriți în apă cel mai simplu proces îl constituie amestecarea apei dintr-o sursă subterană care are conținutul de nitriți peste limita admisă cu apă dintr-o sursă de suprafață care nu conține nitriți. Această metodă se poate aplica numai în cazul operatorilor de furnizare a apei potabile care au surse de apă alternative.

Apa cu conținut de nitriți peste concentrația maximă admisă provenită din sursa subterană (sursa subterană Vaduri – Neamț) este amestecată cu apă fără nitriți provenită din sursa de suprefață (Lacul de acumulare Bâtca Doamnei-Neamț).

4.1.2. Distilarea apei

Un alt proces fizic de reducere a conținutului de nitriți din apă este distilarea apei, dar este un proces energofag și are ca rezultat obținerea apei distilate și nu a apei potabile.

Se folosește numai în țările în care se folosește apa de mare pentru obținerea apei potabile, având loc totodată și desalinizarea apei.

După procesul de distilare are loc o mineralizare a apei distilate obținute pentru a fi livrată ca apă potabilă.

4.2. Procese biologice

Dintre procesele biologice de reducere/îndepărtare a nitriților din apă cele mai importante sunt: denitrificarea biologică heterotrofă și autotrofă, folosirea enzimelor în tratarea apei, bioreactoare cu membrană și denitrificarea biologică in situ.

4.2.1. Denitrificarea biologică

Implică reducerea cu ajutorul bacteriilor, în mai multe etape, a nitritului la azot gazos. Nitritul înlocuiește oxigenul dizolvat din respirația bacteriană în această reacție. Denitrificarea este de obicei concepută să se producă numai în absența oxigenului molecular.

Deoarece azotul gazos este relativ inert biologic, denitrificarea transformă azotul dintr-o formă potențial inacceptabilă (nitrit) într-o formă care nu are efecte semnificative asupra mediului înconjurător (azot gazos).

Denitrificarea este un proces în care nitritul (NO2-) este secvențial redus la oxid nitric (NO), oxid nitros (N2O) și N2 azot gazos. Reacțiile sunt catalizate de enzime specifice.

Având în vedere că oxidul nitric și oxidul nitros au fost mai rar detectați în procesul de denitrificare, în special datorită vitezelor de reducere mult mai mari ale acestora decât ale nitritului, procesul de denitrificare a fost în general redus la:

NO2−→N2 (14 ) [28]

Bacteriile denitrificatoare heterotrofe necesită o sursă de carbon organic pentru respirație și dezvoltare. Cele mai comune specii de bacterii denitrificatoare heterotrofe aparțin genurilor de bacterii Pseudomonas, Alcaligenes și Flavobacterium. Dacă în apă nu sunt cantități suficiente de substanțe organice dizolvate se pot folosi substanțe adăugate, cum ar fi: metanolul, etanolul sau acidul acetic.

Bacteriile denitrificatoare autotrofe nu au nevoie de o sursă de carbon organic externă pentru a reduce nitritul. În denitrificarea autotrofă, hidrogenul sau specii reduse de sulf servesc ca substrat, iar ca sursă de carbon pentru sinteza celulară este folosit dioxidul de carbon sau bicarbonatul. [29]

4.2.1.1 Denitrificarea heterotrofă

Denitrificarea heterotrofă a apei de băut a fost subiectul unui număr mare de studii. Multe aspecte ale denitrificării heterotrofe au fost examinate în experimentele de laborator și stațiile pilot. Cazurile studiate sunt prezentate în funcție de natura suportului utilizat pentru biomasă:

-Suport din nisip

-Suport din inele Pall

4.2.1.2 Denitrificarea autotrofă

Denitrificarea autotrofă este mai puțin cunoscută decât denitrificarea heterotrofă și acest lucru este reflectat atât în activitățile în scop de cercetare și dezvoltare cât și în stațiile de tratare industriale.

-cu hidrogen

-cu sulf

4.2.2. Folosirea enzimelor în tratarea apei

O invenție din Cehia folosită pentru denitrificarea apei se bazează pe celule imobilizate, incapabile să se dezvolte și să se multiplice, dar care au activitate enzimatică. Biomasa se introduce în proces sub formă de granule compacte. Granulele sunt alcătuite din culturi de bacterii pure sau în amestec, capabile să realizeze denitrificarea. [30]

Deși utilizarea celulelor imobilizate poate reduce trecerea microorganismelor în apa epurată această soluție nu este pe deplin satisfăcătoare. De exemplu, atunci când culturile imobilizate se sparg se produce o spălare în masă a microorganismelor. Mai mult decât atât sistemele cu celule imobilizate suferă din cauza vitezei limitate de transfer de masă. Costul relativ mare al imobilizării celulelor și durata relativ scurtă de viață de operare al sistemului, fac din utilizarea celulelor imobilizate o metodă nerentabilă.

4.2.3. Bioreactoare cu membrană

Prima aplicare a MBR (bioreactoare cu membrană) pentru denitrificarea apei în vederea potabilizării și-a început funcționarea în 1995 la Doucy, Franța. Realizarea unei instalații la nivel industrial a fost precedată de studii multiple pe o stație pilot, studii care au optimizat funcționarea. Procesul, numit BIOCRISTAL – DN, combină denitrificarea biologică, adsorbția pesticidelor și reducerea turbidității și produce 400 m3/zi de apă. Denitrificarea heterotrofă are loc într-un bioreactor de amestec, cu etanol servind drept sursă de carbon. De asemenea, în reactor este adăugat cărbune activ pudră pentru a reduce pesticidele. Membrana de ultrafiltrare de 0,01 μm este asigurată de Aquasource. Pentru a menține calitatea în sistemul de distribuție, clorul este adăugat în apa ultrafiltrată.

Concentrația nitritului a fost sub limita de detecție de 0,015 mg N–NO2-/l. [31]

4.2.4. Denitrificarea biologică în situ

Substanțele chimice organice pot fi descompuse în apă sau în sol atât prin procese biologice cât și prin procese nonbiologice.

Microorganismele, fie că sunt aerobe sau anaerobe, care există în sol și apa subterană pot degrada marea majoritate a substanțelor organice. Activitatea microbiană în apa subterană depinde substanțial de disponibilitatea nutrienților, cum ar fi azotul și fosforul și a substratului de carbon necesar. Toate condițiile de mediu trebuie să fie propice dezvoltării bacteriene pentru a obține o degradare satisfăcătoare.

Mediul natural prezintă uneori limite care nu permit o activitate microbiană satisfăcătoare. Condițiile nefavorabile pot fi îmbunătățite prin creearea unora artificiale, favorabile activității microbiene. Această modificare, numită „tratare biologică în situ”, este o metodă eficientă de curățare a apei subterane.

Un sistem obișnuit de tratare în situ este alcătuit dintr-un puț de exploatare, un rezervor suprateran și un puț de injecție sau câmpuri de puțuri.

Denitrificarea naturală a apei nu este un proces extins și este limitat de carbonul organic disponibil. Este de asemenea un proces foarte lent. Din fericire, denitrificarea subterană poate fi stimulată prin injectarea unor nutrienți potriviți.

Toate sistemele implică injectarea unui substrat corespunzător și a nutrienților în acvifer. [32]

4.3. Procese chimice

4.3.1. Schimb ionic

Folosirea schimbătorilor de ioni în producerea apei potabile este de cele mai multe ori o metodă eficientă și economică pentru reducerea nitritului din sursele de apă de băut.

Ionul nitrit poate fi schimbat atât cu clorură cât și cu bicarbonat. Rășinile anionice folosite sunt baze tari de tipul 1 și tipul 2. De asemenea, rășinile baze slabe pot fi folosite pentru reducerea nitriților, ele necesită o schemă a procesului mai complicată și în consecință nu sunt agreate. În tratare se pot folosi paturile fixe sau sistemele continue.

Cel mai folosit proces cu schimbători de ioni pentru reducerea nitritului utilizează o rășină convențională schimbătoare anionică bază tare într-o configurație cu un singur pat, plasat într-un bazin sau repartizat în mai multe bazine.

Procesul constă în reținerea ionului nitrit pe rășină și eliberarea celui de clor din rășină. Prezența și a altor anioni în sursa de apă reduce capacitatea rășinii de înlăturare a nitritului.

Deși nitritul este ușor de redus din influentul de apă de rășina schimbătoare de ioni, este dificil de înlăturat din rășină în timpul regenerării.

Schimbătorii de ioni modifică în mare măsură chimia ionică a apei tratate. O problemă potențială care poate apărea este creșterea atât a corozivității cât și a agresivității apei tratate, datorită înlocuirii ionilor de nitrit, sulfat și bicarbonat.

O altă problemă care poate fi întâlnită în tratarea cu schimbători de ioni este depunerea CaCO3 în interiorul rășinii din pat sau în alte părți ale sistemului.

Pentru a contracara problemele asociate cu reducerea convențională cu schimbători de ioni a nitritului au fost avansate mai multe modificări și inovații.

Aceste măsuri includ utilizarea rășinilor nitrit-selective, utilizarea și a altor regeneratori și funcționarea sistemului de schimbători de ioni cuplat cu o unitate de tratare biologică unde nitriții din regenerantul uzat sunt descompuși, permițând reutilizarea soluției de sare. [33]

4.3.2. Electrodializa

Electrodializa este un proces foarte eficient și flexibil în ceea ce privește reducerea nitriților. Ca și proces de denitrificare, electrodializa este aproximativ comparabilă cu osmoza inversă, electrodializa convențională atinge aceleași viteze de reducere a nitritului ca și osmoza inversă. Electrodializa este în general considerată prea scumpă pentru reducerea nitritului, mai puțin dacă desalinizarea este de asemenea necesară pentru reducerea nivelului de suspensii sau reducerea altor poluanți. [34]

4.3.3. Osmoza inversă

Osmoza inversă este o metodă foarte convenabilă pentru înlăturarea nitritului din apă în vederea potabilizării. Deoarece prin osmoză inversă (RO) se obține o apă de o calitate apropiată de cea a apei distilate, apa obținută trebuie să fie amestecată cu apă netratată pentru a o face potabilă.

Deși foarte eficientă tehnic, osmoza inversă, la fel ca și electrodializa, este considerată prea scumpă pentru înlăturarea nitritului, în afara cazului în care este necesară și desalinizarea pentru a reduce nivelul substanțelor dizolvate totale sau pentru îndepărtarea și a altor poluanți. Folosirea osmozei inverse presupune folosirea unor membrane cu o mare capacitate de respingere a nitriților. Nu toate membranele resping nitritul la fel de bine, eficiența reducerii nitritului cu osmoza inversă variază cu tipul de membramă. De exemplu, nitriții sunt respinși cu mai bine de 65% de membrane acetat celuloză și cu mai mult de 94% de membrane cu peliculă compozit. Deoarece una din condițiile vizând succesul tratării apei contaminate cu nitrit, prin osmoză inversă este natura membranei, numeroase cercetări au fost focalizate pe dezvoltarea și testarea membranelor potrivite. [35]

Concluzii

Tehnologiile care folosesc îndepărtarea chimică a nitritului din apă includ: schimbătorii de ioni, osmoza inversă și electrodializa.

Tehnologia cu schimbători de ioni este atractivă deoarece asigură controlul procesului, este ușor de automatizat, nu este afectată de temperatură în domeniul uzual de funcționare, procesul poate fi amorsat în câteva minute și are o funcționare stabilă. Tehnologia este avantajoasă pentru instalații de tratare a apei de capacități mici și medii. Apa este tratată toată sau numai o parte din ea, în funcție de concentrația nitritului din apa brută și de concentrația cerută în apa distribuită.

Schimbătorii de ioni modifică în mare măsură chimia ionică a apei tratare. O problemă potențială care poate apare este creșterea atât a corozivității cât și a agresivității apei tratate, datorită înlocuirii ionilor de nitrit cu sulfat și bicarbonat.

Electrodializa și osmoza inversă sunt tehnologii eficiente tehnic, dar în general, sunt considerate prea scumpe pentru înlăturarea nitritului, în afara cazului în care este necesară și desalinizarea pentru a reduce nivelul substanțelor dizolvate totale sau pentru îndepărtarea și a altor poluanți.

Tehnologiile fizico-chimice au ca principal inconvenient faptul că deplasează poluarea și generează reziduuri foarte concentrate a căror eliminare ridică probleme.

Eficiențele uzuale de reducere a nitritului din sursele de apă potabilă, obținute prin folosirea diferitelor tehnologii sunt prezentate mai jos:

Biodenitrificare 70 – 95%

Schimbători de ioni 80 – 99%

Osmoză inversă 50 – 96%

Electrodializă 30 – 80%

Schimbătorii de ioni și denitrificarea biologică sunt în special folosite pentru reducerea nitritului din sursele publice de apă. Tratarea biologică și schimbătorii de ioni sunt cele mai economice tehnologii folosite în reducerea nitritului din apă. [37]

5. Studiu de caz: Îndepărtarea nitriților din apă prin denitrificarea biologică heterotrofă cu ajutorul biofiltrelor

Scopul lucrării a fost îndepărtarea nitriților din apă prin denitrificarea biologică heterotrofă cu ajutorul biofiltrelor. Pentru îndeplinirea scopului propus au fost urmărite mai multe obiective și anume:

– Dezvoltarea într-un timp cât mai scurt a unei biomase denitrificatoare capabilă să reducă cu o eficiență acceptabilă (> 50%) concentrația de nitrit;

– Estimarea eficienței biofiltrului cu medii din plastic în ceea ce privește reducerea încărcării cu nitrit și urmărirea eventualele deficiențe;

– Determinarea variației eficienței reducerii concentrației de nitrit la diferiți timpi de retenție hidraulică și aflarea timpului de retenție hidraulică optim;

– Propunerea unei instalații de denitrifiere biologică heterotrofă cu biofiltre;

Experimentările au fost realizate la nivel de studiu de laborator pe un biofiltru cu flux ascendent și pat fix. Principalul scop a fost cercetarea fezabilității procesului biologic de denitrificare cu biomasă fixată pe medii suport din mase plastice pentru tratarea apei, cu conținut mare (> 1 mg NO2-/l) de nitrit.

5.1. Prelevarea probelor și procedura anlitică (apă, sol, sedimente)

Recoltarea probelor este o etapă deosebit de importantă în desfășurarea procesului de analiză fizico-chimică, bacteriologică sau biologică a apei, deoarece probele de apă trebuie să fie reprezentative, nu trebuie să introducă erori în compoziția și calitățile apei datorită unei tehnici defectuoase sau a unor condiții incorecte de pregătire a materialului, cunoscut fiind faptul că erorile datorate unei recoltări necorespunzătoare nu mai pot fi ulterior corectate.

Condiții generale:

Personal calificat;

Să cunoască locul de unde face recoltarea;

Să stabilească în mod judicios punctele de recoltare;

Se recomandă ca prelevarea să fie executată de aceeași persoană care face și analiza. La recoltarea probelor de apă se vor avea în vedere următoarele condiții:

Proba de apă să fie reprezentativă (compoziția apei recoltate este identică cu cea a apei din care s-a făcut recoltarea sau are aceeași compoziție la locul și momentul când s-a făcut recoltarea);

Volumul probei de apă se stabilește de la caz la caz;

Recipientul trebuie să fie confecționat din materiale inerte. Flacoanele de sticlă influențează conținutul de Na și Si. Pentru determinarea acestor elemente, recoltarea se va face în flacoane de polietilenă sau alt material plastic.

În timpul recoltării și până la analiză probele vor fi conservate și transportate corespunzător.

Înainte ca un program de prelevare să fie realizat, un factor important îl reprezintă:

– poziționarea secțiunilor de prelevare;

– frecvența recoltărilor;

– procedurile de prelevare.

O atenție trebuie să se acorde și nivelului de detalii și precizie:

încărcări de poluanți

concentrații maxime, minime

medii aritmetice

valori extreme

prelevare lunară, zilnică

De mare importanță este realizarea unei liste cu parametrii considerați a fi de interes, astfel încât să fie desemnate tehnicile de prelevare, tipurile de sticle folosite, precum și metodele de conservare și manevrare.

O atenție deosebită trebuie, de asemenea acordată minimizării oricăror schimbări în ceea ce privește concentrația unor importanți parametrii, schimbări ce pot surveni în timpul procesului de prelevare propriu-zis, dar și în perioada dintre prelevare și cea de analiză a probei. [38]

5.2. Analiza nitritilor

Determinarea conținutului de nitriți în ape prin spectrofotometrie de absorbție moleculară UV-Vis

Principiul metodei.

Determinarea conținutului de nitriți (NO2-) prin spectrofotometrie de absorbție moleculară se bazează pe proprietatea ionilor de nitrit de a forma printr-o reacție chimică un complex azoic colorat care poate fi fotometrat. În mediul acid ionii de nitrit reacționează cu acidul sulfanilic formând o sare de diazoniu care la un pH de 2 – 2.5 dă o reacție de cuplare cu N-naftil etilendiamina și formează un compus azoic de culoare violetă a cărui absorbanță se măsoară la lungimea de undă de 520 nm.

Reactivi, sticlărie și aparatură

Acid sulfanilic, acid acetic glacial, N-naftil etilendiamină, azotit de sodiu, apă distilată, baloane cotate de 500 si 100 ml, eprubete, pipete, cilindri gradați, spectrofotometru UV-Vis monofascicul tip CECIL, cuvă de plastic sau cuarț.

Preparare reactiv Saltzman.

Într-un balon cotat de 500 ml se cântăresc 2.5 g de acid sulfanilic și se dizolvă în 300 ml apă distilată. Se adaugă 70 ml acid acetic glacial și se agită balonul până ce se dizolvă complet acidul sulfanilic.

Într-un alt balon de 100 ml se cântăresc 0.1 g N-naftil etilendiamină și se aduce la semn cu apă distilată. Din această soluție se iau 10 ml (soluție N-naftil etilendiamină) și se introduc în balonul ce conține acidul sulfanilic (cel de 500 ml).

Balonul de 500 ml ce conține acum acidul sulfanilic, acidul acetic glacial și soluția de N-naftil etilendiamină, se aduce la semn cu apă distilată rezultând reactivul Saltzman.

Trasarea curbei de calibrare

Într-un balon cotat de 1000 ml se cântărește 10 mg nitrit de sodiu rezultând o soluție stoc ce conține 0.01 mg per mililitru. Din această soluție stoc se prepară cinci soluții etalon de concentrații diferite după cum urmează:

În cinci baloane cotate sau 5 eprubete de 20 ml se pun cantități diferite de soluție stoc și se completează la 10 ml cu apă distilată. Rezultă 5 soluții de cinci concentrații după cum urmează:

Tabelul nr. 5.1. [39]

Din fiecare soluție rezultată se iau 2 ml și se citește absorbanța celor 5 soluții. Se reprezintă grafic absorbanța în funcție de concentrație. Corectarea punctului de zero al spectrofotometrului se face cu o solutie blanc ce conține 2 ml apă distilată la care s-au adăugat 2 ml reactiv Saltzman.

Determinarea conținutul de nitriți din probe de apă

Mod de lucru.

Din proba de apă de analizat se iau 2 ml de apă într-o eprubetă la care se adauga 2 ml reactiv Saltzman. Se lasă apoi la întuneric 15 – 20 de minute pentru formarea culorii. După 15 – 20 de minute se toarnă 2 ml în cuva spectrofotometrului și se măsoară absorbanța soluției rezultate la lungimea de undă de 520 nm. Concentrația de nitrit din proba de apă se determină cu ajutorul curbei de calibrare obținută pe soluții etalon de concentrații cunoscute.

Concentrația unei probe de apă se determină din curba de calibrare fie prin extrapolare fie din ecuația dreptei rezultate și se exprimă în ml nitrit (NO2-) la litrul de apă.

Principalele categorii de produse folosite la recoltarea probelor de sol tulburate

Probele de sol se recoltează în structura naturală și structura artificială. Recoltarea solului în stuctura naturală, așa cum este solul așezat în natură, interesează în special agrotehnicienii în studiile de pedologia solului, în timp ce recoltarea probei de sol în structura artificială se folosește în cercetările de laborator și se poate realiza mai ușor.

Suprafața de sol care trebuie cercetată se stabilește prin delimitarea unei parcele cuprinse între 25 – 250 m2.

Recoltarea solului de la suprafață se efectuează după o prealabilă îndepărtare a prafului, rădăcinilor, frunzelor sau a altor reziduuri ce se găsesc pe suprafața solului. Adâncimile care se recomandă pentru recoltarea solului, în funcție de tipul acestuia, gradul și forma de poluare, sunt:

– 5 cm – islazuri în contact cu ape reziduale;

– 20 cm – suprafețe arabile legumicole tratate cu ape reziduale;

– 1 m – soluri cu puncte contaminate când există bănuiala unei impurificări;

Prelevări la adâncimi mai mari sunt necesare la contaminările masive sau la solurile extrem de permeabile.

Pentru recoltarea solului în structura artificială se folosesc fie sonde de diferite tipuri în funcție de adâncimea la care dorim să efectuăm recoltarea și de natura solului, fie casmale sau lopeți cu care se sapă un șanț până la adâncimea dorită de unde se recoltează apoi proba de sol.

Pentru recoltarea solului de la suprafață se folosesc spatule de metal cu ajutorul cărora se raclează suprafața solului.

Solul se recoltează în recipiente de sticlă sau polietilenă cu gâtul larg și închidere ermetică, spălate în prealabil cu amestec sulfocromic (cele din sticlă) sau cu detergenți (cele din polietilenă). Se clătesc bine cu apă distilată și bidistilată și apoi se usucă.

Pentru recoltarea solului la adâncime se folosesc forezele.

Principalele foreze sunt:

Seturi pentru foraj manual

Seturi pentru foraj cu piston

Seturi pentru foraj manual în terenuri necoezive saturate (nisipuri, pietrișuri)

Set pentru foraj prin percuție

Echipament pentru foraj sonic

Probele de sol recoltate trebuie să fie însoțite de o fișă de recoltare, care trebuie să cuprindă:

– data la care s-a făcut recoltarea;

– localitatea și denumirea locului de unde s-a recoltat;

– adâncimea la care s-a făcut recoltarea;

– precipitațiile atmosferice în ziua recoltării;

– scopul analizei;

– numele și calitatea celui care a făcut recoltarea;

– felul poluării la care a fost supus solul.

Probele recoltate trebuie ferite de acțiunea razelor solare în timpul transportului și păstrate la frigider cel mult 24 ore pentru unii indicatori care se modifică în timp cum ar fi: azotul, amoniacul, nitrații, nitriții, umiditatea etc.

Pentru uscarea solului la temperatura camerei, se întind folii de material plastic pe suporturi sau mese și apoi se pune solul fărâmițat pe cât posibil într-un strat nu prea gros într-o încăpere ferită de poluări suplimentare.

Recoltarea probelor de sedimente

Pentru prelevarea sedimentelor există prelevatoare cu sonde speciale (sonde agrochimice) pentru recoltarea probelor medii agrochimice și a probelor de sediment. Sonda este formată dintr-o tijă metalică prevăzută pe adâncimea de 0 – 20 și 20 – 40 cm cu un canal în care se colectează proba odată cu introducerea sondei în sol. [39]

5.3. Caracterizarea situației existente

Apa din fântână provine din primul strat de apă subterană, adică din stratul freatic, de la adâncimea de 4 – 10 m, uneori chiar de la o adâncime mai redusă în funcție de relief (șes). În aceste condiții apa din fântână este mult mai expusă unei poluări externe, mai ales când solul din acea zonă este ușor permeabil. Amplasarea fântânii în apropierea unor surse poluante (grajduri, latrine, depozite de gunoi menajer sau ape reziduale, canele menajere, canale industriale etc.) poluanți existenți în aceste surse se pot infiltra ușor în stratul freatic, ajungând astfel în apa fântânii. Acest proces este favorizat de natura solului, astfel că în zonele montane unde avem un sol dens format în majoritate din roci, procesul de infiltrare este mai puțin favorizat decât în solul din zonele colinare și în special de șes. În ultimul caz, intervin și activitățile omului prin prelucrarea agricolă a terenului și utilizarea unor fertilizanți de sinteză cu compuși cu azot.

În concluzie, se remarcă un număr mare de surse poluate cu substanțe organice cu azot (amoniac, nitriți) care nu îndeplinesc condiții optime de potabilitate, după normativele sanitare. Prezintă de asemenea condițiile optime de a determina producerea methemoglobinemiei la copiii cu alimentație mixtă.

Valorile nitriților, sunt alarmant de mari, iar pentru potabilizarea apei se impune în primul rând îndepărtarea nitriților din apă sau reducerea concentrației lor sub concentrația maximă admisibilă. [40]

5.4. Prezentarea tehnologiei

Dintre tehnologiile de îndepărtare a nitriților din apă pe care le-am prezentat în capitolul anterior, pentru partea experimentală am ales denitrificarea biologică heterotrofă cu ajutorul biofiltrelor.

Biofiltrele sunt caracterizate prin prezența microorganismelor care aderă la o suprafață solidă (mediu suport) sub forma unui biofilm. Procesele biologice importante care pot apare în activitatea unui biofiltru, respectiv: fixarea microorganismelor, dezvoltarea microorganismelor și desprinderea filmului de pe suport.

Denitrificarea biologică este folosită curent pentru tratarea apelor uzate orășenești și industriale. Acumularea de cunoștiințe și experiență a făcut posibilă aplicarea cu eficiență a denitrificării biologice și la îndepărtarea nitriților din apa potabilă.

Transferul lent al tehnologiei de la tratarea apelor uzate la tratarea apei potabile s-a datorat în principal problemelor legate de o posibilă contaminare bacteriană a apei tratate, de prezența unor substanțe organice permanente în apa tratată precum și de creșterea necesarului de clor al apei tratate. Principiul de bază al denitrificării biologice constă în reducerea nitriților la azot gazos care are loc în condiții anoxice printr-o serie de etape, astfel:

NO2- NO N2O N2 (15)

Principalele probleme legate de folosirea denitrificării biologice sunt:

Pentru a asigura alimentarea biofiltrului cu flux ascendent a fost utilizată o pompă cu turație variabilă.

Îndepărtarea nitriților din apa potabilă este un domeniu important de cercetare în care au fost dezvoltate tehnologii noi, dar este necesară optimizarea și perfecționarea în continuare a acestora.

De asemenea, trebuie precizat faptul că efectul compușilor organici toxici asupra performanțelor reactorului încă nu este cunoscut. O atenție deosebită trebuie acordată determinării caracteristicilor microbiologice ale apei denitrificate pentru care nu există o monitorizare a rezultatelor pe termen lung.

Denitrificarea poate fi realizată atât de bacterii heterotrofe cât și de bacterii autotrofe. În condiții anoxice, bacteriile heterotrofe utilizează substanțele organice cum sunt metanolul, etanolul și acidul acetic pentru conversia nitriților în azot. Raportul (C/N) pentru substanțele menționate este de 0,93; 1,05 și respectiv 1,32, metanolul fiind deci cel mai eficient din punct de vedere al acestui raport. De asemenea, substanțele organice gazoase ca metanul și monoxidul de carbon pot servi ca substrat pentru denitrificarea apei. [41]

5.5. Schema instalației și materialele folosite

Schema instalației folosite pentru experimentări este prezentată în figura 5.1. și se compune din: rezervor de alimentare, o pompă pentru recirculare și biofiltru cu flux ascendent.

Fig. 5. 1. Schema instalației de denitrificare biologică [47]

1. Rezervor apă, 120 dm3 acoperit

2. Pompă cu turație variabilă

3. Coloană cu umplutură

4. Biofiltru

5. Recirculare

6. Efluent

Apa folosită în experiment a fost apă de la o fântână cu conținut mare de nitriți, având compoziția specifică unei ape subterane poluate.

Apa a fost introdusă în rezervorul 1 în care au fost adăugate: ca substrat acidul acetic, nitrat de sodiu NaNO3 pentru inițierea denitrificării, sulfit de sodiu anhidru și clorură de cobalt (urme) pentru reducerea oxigenului dizolvat, care funcționează ca inhibitor al procesului de denitrificare și preparat biologic, cu rolul de a accelera formarea biomasei denitrificatoare pe mediul suport. Coloana 3 a fost umplută cu inele din plastic (Figura 5.2.) pentru a forma biofiltrul 3, iar alimentarea lui s-a realizat cu ajutorul unei pompe de recirculare cu turație variabilă (2). După realizarea procesului de denitrificare biologică heterotrofă efluentul este eliminat pe la partea superioară a biofiltrului.

Pe lângă oxigen și nutrienți, principalii factori care influențează denitrificarea sunt: prezența unei populații adecvate și active de bacterii denitrificatoare, pH-ul, temperatura, raportul donor de electron /azot, fosforul și substanțele inhibitoare.

Un studiu detaliat al exploatării reactorului biologic cu privire la concentrația de substrat și de nutrient, pH și temperatură, poate stabili în mod clar efectele acestor parametrii asupra eficienței de eliminare a nitriților.

Ca substrat am folosit acidul acetic, raportul C/N a fost de 1.5:1, am adăugat fosfat ca nutrient, concentrația în fosfor a soluției de alimentare a fost de 0,5 mg P/l. Toate bacteriile încorporează o fracție de fosfor în celula bacteriană în timpul creșterii, care este utilizat pentru replicare de ADN.

Substanțele inhibitoare, cum ar fi pesticidele, afectează procesul de denitrificare prin acumulări nedorite de forme intermediare (cantități mari de nitrit în apă, NO, N2O) [42]. Din această cauză, în procesele de tratare ar trebui mai întâi redus conținutul substanțelor inhibitoare.

Pentru a favoriza începerea procesului de denitrificare am introdus NaNO3 într-o concentrație de 120 mg NO3-/l.

S-a constatat că oxigenul în concentrații de 0,1 – 0,2 mg/l are efecte inhibitoare asupra denitrificării. [47]

Oxigenul dizolvat din apa brută (7,3 mg O2/l) a fost redus prin adăugarea de sulfit de sodiu anhidru și clorură de cobalt (urme) ajungând în rezervorul de alimentare la valori < 0,20 mg O2/l. Pentru a limita schimbul de oxigen dintre atmosferă și soluția de alimentare, bazinul de alimentare a fost acoperit cu o folie din plastic.

Figura 5.2. Umputura biofiltrului [47]

Mediile suport din polietilenă de înaltă densitate (PEID) cu care am umplut biofiltrul au următoarele caracteristici: diametrul D = 12 mm, lungimea L = 9 mm și suprafața specifică de 820 – 840 m2/m3, sunt prezentate în figura 5.2..

Experimentul s-a desfășurat la temperatura mediului ambiant de 27±2oC, temperatura soluției de alimentare a fost de 24±2oC, cunoscându-se faptul că la temperaturi sub 20 oC eficiența biofiltrelor scade foarte mult.

Performanțele biofiltrului au fost monitorizate prin măsurători ale pH-ului și ale concentrației de nitrit.

Concentrația de nitriți s-a determinat conform SR ISO 7890/1996 – Determinarea conținutului de nitriți prin Metoda prin spectometrie de absorbție moleculară.

Dezvoltarea biomasei denitrificatoare pe mediul suport din plastic a fost urmărită pe baza analizelor în ceea ce privește reducerea concentrației nitritului și prin observarea la microscopul optic.[48]

5.6. Modul de desfășurare al experimentărilor și rezultate obținute

Experimentul s-a desfășurat în două faze: funcționarea biofiltrului în faza 1 și funcționarea biofiltrului în faza 2. Pentru analiza microbiologica s-au respectat conditiile aseptice de recoltare, precum si conditiile de transport si pastrare a probelor pâna în momentul analizei impuse de normele de analiza microbiologica.

În scopul îmbunatatirii calitatii efluentului se folosesc: micro-site, terenuri de iarba, straturi de pietris si filtre de nisip. [54]

5.6.1. Funcționarea biofiltrului în faza 1

Faza 1 a avut drept obiectiv dezvoltarea unei biomase denitrificatoare stabile, capabilă să reducă cu o eficiență > 50% concentrația de NO2-.

Biofiltrul folosit în prima fază este paralelipipedic cu o capacitate de aproximativ 50 l, mediul suport din plastic umple o secțiune din biofiltru cu o capacitate de aproximativ 30 litri.

Pentru a reduce timpul necesar pentru pornirea procesului biologic de denitrificare s-a făcut o însămânțare cu un preparat biologic, cu rolul de a accelera formarea biomasei denitrificatoare pe mediul suport cu care este echipat biofiltrul.

Preparatul biologic conține bacterii denitrificatoare heterotrofe 3 x 106 celule/g. Pentru buna dezvoltare a biomasei a fost adăugat și activator, care conține urme de microelemente, respectiv: ZnSO4. 7H2O, MnCl2.H2O, H3BO4, CoCl2.6H2O, CuCl2. 6H2O, NiCl2. 6H2O, Na2MoO4. 2H2O.

Inițial biofiltrul a funcționat la un timp de retenție hidraulică mare și cu recirculare astfel încât să asigure acumularea de biomasă și pentru a preveni spălarea bacteriilor denitrificatoare din sistem.

Concentrația în nitrit a soluției de alimentare a fost de 1,85 mg NO2-/l. După 5 zile s-a observat la microscop dezvoltarea biomasei pe mediile din plastic.[49]

Fig.5.3. Mediu suport din plastic cu biomasă fixată [50]

S-a monitorizat pH-ul care este un parametru important și un indiciu că denitrificarea are loc în cazul când acesta crește, s-a constatat că a crescut de la 7,6 la 7,9 conform graficului de mai jos:

.

Figura 5.4 [49]

5.6.2. Funcționarea biofiltrului în faza 2

Faza a 2-a a avut drept scop analiza variației eficienței îndepărtării nitriților (mg NO2- /l) la diferiți timpi de retenție hidraulică (THR).

THR – timpul de retenție hidraulică este definit ca fiind timpul în care apa se află în contact cu mediul suport identic egal cu raportul înălțime strat suport la viteza aparentă de curgere în strat.

Biofiltrul folosit în cea de a doua fază este realizat dintr-o coloană din PVC transparent cu diametrul interior de 100 mm și o înălțime de 2.45 m. Alimentarea biofiltrului s-a realizat prin intermediul unei crepine amplasată la 35 cm de capătul inferior al coloanei.

La partea superioară biofiltrul a fost lăsat liber pentru a se evita acumularea azotului gazos. Mediile suport din plastic s-au dispus pe o înălțime de 1.35 m.

Fig. 5.4. Biofiltrul folosit în faza 2 [51]

Biofiltrul a funcționat la concentrație constantă în nitrit a soluției de alimentare, respectiv 1,50 mg NO2- /l și timpi de retenție hidraulică (THR) diferiți.

Instalația a funcționat la un raport C:N de 1.5:1.

S-au experimentat 5 variante privind timpul de retenție hidraulică, respectiv:

Timp de retenție hidraulică THR = 2 h,

Timp de retenție hidraulică THR = 4 h,

Timp de retenție hidraulică THR = 5,50 h,

Timp de retenție hidraulică THR = 6 h

Timp de retenție hidraulică THR = 9 h.

FAZA 2 – Experimentul nr. 1 cu timpul de retenție hidraulică THR = 2h

La THR = 2 h s-a menținut concentrația constantă de 1,5 mg NO2-/l în influent și s-au prelevat 20 de probe din efluent, concentrațiile nitritului în efluent au variat între 0,48 – 0,525 mg NO2-/l., concentrația medie a fost de 0,49 mg NO2-/l, la limita concentrației maxime admise. Rezultatele sunt prezentate în Tabelul nr. 5.2. de mai jos:

Tabelul nr.5.2. [50]

Reprezentarea grafică a eficienței reducerii concentrației de nitrit este reprezentată în graficul din Figura 5.5. din care se observă o eficiență cuprinsă între 64 – 69% , eficiența medie a fost de 67,3%.

Eficiența reducerii concentrației de nitrit s-a calculat după următoarea formulă:

E%=(concentrația NO2- din influent- concentrația NO2- din efluent)/concentrația NO2- din influent x 100.

Fig. 5.5. Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit în faza 2 la THR = 2h [50]

Au fost prelevate de asemenea 20 de probe din efluent pentru determinarea pH-ului și s-a constatat că pH-ul a crescut de la 7,56 la 7,61, o creștere foarte mică, ceea ce confirmă un proces de denitrificare cu o eficiență necorespunzătoare, graficul fiind prezentat mai jos:

Fig. 5.6. Evoluția pH-ului în faza 2 la THR = 2h [50]

FAZA 2 – Experimentul nr. 2 cu timpul de retenție hidraulică THR = 4h

Timpul de retenție hidraulică a fost mărit la 4 ore, iar pentru aflarea eficienței au fost prelevate 20 de probe din efluent.

La timpul de retenție hidraulică THR = 4h concentrațiile nitritului în efluent au variat între 0,105 – 0,165 mg NO2-/l, concentrația medie a fost de 0,129 mg NO2-/l.

Rezultatele sunt prezentate în Tabelul nr. 5.3.

Tabelul 5.3. [51]

Fig. 5.7. Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit în faza 2 la THR = 4h [51]

Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit a variat între 89–93%, eficiența medie fiind de 91,40%, ceea ce indică o denitrificare bună implicând scăderea concentrației de nitrit sub limita de concentrație maximă admisă.

În această etapă pH-ul a crescut de la 7,56 la 7,68 o creștere mai mult decât dublă față de faza precedentă arătând o mărire a eficienței procesului de denitrificare, evoluția pH-ului este prezentată în graficul din Figura 5.8. de mai jos:

Fig. 5.8. Variația pH-ului în faza 2 la THR = 4h [51]

FAZA 2 – Experimentul nr. 3 cu timpul de retenție THR = 5,5 h

S-a mărit cu 1,5 ore timpul de retenție hidraulică, iar pentru monitorizarea eficienței reducerii concentrației de nitrit au fost prelevate 20 de probe din efluent, care au fost analizate.

La timpul de retenție hidraulică THR = 5,5 h concentrațiile nitritului în efluent au variat între 0,015 – 0,09 mg NO2-/l, concentrația medie a fost de 0,05 mg NO2-/l.

Rezultatele sunt prezentate în Tabelul nr. 5.4. de mai jos:

Tabelul 5.4. [52]

Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit a variat între 94 – 99%, eficiența medie fiind de 96,7 %, graficul este prezentat în Figura 5.9 de mai jos:

Fig. 5.9. Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit în faza 2 la THR = 5.50 h [52]

Rezultatele experimentului la valoarea timpului de retenție de 5,5 ore arată că eficiența reducerii concentrației de nitrit este foarte bună, concentrația rămasă este greu perceptibilă. Din probele prelevate pentru monitorizarea evoluției pH-ului se observă că acesta a crescut în această etapă de la 7,57 la 8,08 o creștere foarte mare a pH-ului din care rezultă confirmarea unei eficiențe foarte bune a procesului de denitrificare.

Evoluția valorilor pH-ului este prezentată în Figura 5.10. din analiza graficului se observă creșterea cea mai mare a valorilor pH-ului, lipsa nitriților din apă conduce la virarea pH-ului apei în domeniul bazic.

Fig. 5.10. Variația pH-ului în faza 2 la THR = 5,5 h [52]

FAZA 2 – Experimentul nr. 4 cu timpul de retenție THR = 6h

Pentru a determina timpul de retenție optim s-a continuat experimentul mărind timpul de retenție la 6 ore. Pentru monitorizarea procesului de denitrificare au fost prelevate 20 de probe din efluent pentru a se determina concentrația de nitrit și pH-ul. La timpul de retenție hidraulică THR=6 h concentrațiile nitritului în efluent au variat între 0,045 – 0,105 mg NO2-/l, concentrația medie a fost de 0,074 mg NO2-/l.

Rezultatele sunt prezentate în Tabelul nr. 5.5. de mai jos:

Tabelul 5.5. [49]

La timpul hidraulic de retenție THR = 6 h eficiența privind reducerea concentrației de nitrit a variat între 93 – 97 %, eficiența medie fiind de 95,05 %. Se observă o creștere a concentrației de nitrit în apă față de faza precedentă, semn că am depășit timpul de retenție optim, rezultatele au fost reprezentate în graficul de mai jos:

Fig. 5.11. Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit în faza 2 la THR = 6 h [49]

Referindu-ne la cel de al indiciu al desfășurării procesului de denitrificare se constată că în această etapă pH-ul a crescut de la 7,59 la 8,02, creștere comparabilă cu cea din experimentul precedent însă puțin mai mică, de unde reiese că eficiența procesului de denitrificare este mai mică decât în etapa precedentă.

Evoluția pH-ului este prezentată grafic în Figura nr. 5.12 de mai jos:

Fig. 5.12. Variația pH-ului în faza 2 la THR = 6 h [49]

FAZA 2 – Experimentul nr. 5 cu timpul de retenție THR = 9h

Deși se constatată că s-a trecut de timpul optim de retenție s-a continuat experimentul pentru a avea rezultate complete. Și de această dată au fost prelevate 20 de probe din efluent pentru determinarea concentrației de nitriți și a pH-ului.

La timpul de retenție hidraulică THR = 9 h concentrațiile nitritului în efluent au variat între 0,375 – 0,51 mg NO2-/l, concentrația medie a fost de 0,45 mg NO2-/l.

La THR = 9 h eficiența privind reducerea concentrației de nitrit a variat între 66 – 75 %, eficiența medie fiind de 69,95 %.

Se observă o scădere bruscă a eficienței reducerii concentrației de nitriți precum și o dispersie mare a valorilor.

Rezultatele sunt prezentate în Tabelul nr. 5.6. de mai jos:

Tabelul nr. 5.6. [50]

Eficiența privind reducerea concentrației nitriților în apă la un timp de retenție hidraulică de 9 ore este prezentată în graficul din Figura 5.13. de mai jos:

Fig. 5.13. Eficiența privind reducerea concentrației de nitrit în faza 2 la THR = 9h [50]

Contrar așteptărilor prin creșterea timpului de retenție hidraulică, peste o anumită limită, nu conduce la creșterea eficienței procesului de denitrificare.

Evoluția pH-ului este prezentată grafic în Figura nr. 5.14 de mai jos:

Fig. 5.14. Variatia pH-ului în faza 2 la THR = 9 h [50]

În această etapă pH-ul a crescut de la 7,68 la 8,12 – creștere comparabilă cu cea din etapa precedentă însă puțin mai mică. Dar dacă se compară valorile de pH de la această etapă cu valorile de pH de la prima etapă, având în vedere că eficiența reducerii concentrației de nitriți este apropiată, se constată că valorile de pH din ultima etapă sunt mai mari decât în prima etapă, de unde se trage concluzia că pH-ul este un indiciu calitativ asupra desfășurării procesului de denitrificare, dar nu și unul cantitativ, neexistând o directă proporționalitate între eficiența procesului de denitrificare și pH.

Pentru aflarea timpului de retenție hidraulică optim pentru eficiența maximă a reducerii concentrației nitriților se reprezintă grafic timpul de retenție hidraulică în funcție de eficiența medie a biofiltrului în îndepărtarea nitriților din apă:

Fig. 5.15. Variația eficienței biofiltrului în reducerea concentrației de nitrit în funcție de timpul de retenție hidraulică [50]

Din analiza graficului de mai sus rezultă că eficiența maximă în reducerea concentrației de nitrit a fost realizată la un timp de retenție hidraulică de 5,50 ore. [50]

5.7. Impactul efluenților cu nitriți asupra mediului

Principalul impact al efluenților cu nitriți asupra mediului îl constituie eutrofizarea apelor – care se manifestă mai ales în cazul apelor stătătoare sau cu viteză foarte mică de curgere, prin "înflorirea" masivă a lacurilor, bălților, a apelor marine și oceanice de coastă (creșterea abundentă a algelor), nitriții fiind forma accesibilă plantelor, inclusiv algelor verzi albastre.

Eutrofizarea apelor suprafertifizarea apelor de suprafață care provoacă dezvoltarea explozivă a plantelor, ceea ce poate induce probleme grave de calitate a apei.

Dezvoltarea algelor duce la scăderea transparenței apei și scăderea concentrației oxigenului dizolvat în apă, fenomene însoțite de dispariția faunei acvatice și în final poate duce la formarea unei mlaștini. Condițiile create de agricultura modernă, urbanizare și industrializare au dus la perturbarea cantității de nutrienți (în special la azot și fosfor) și la o creștere considerabilă a cantității lor, atât din surse difuze, cât și punctiforme, în apele de suprafață și cele subterane. Acest aport a dus, mai ales în lacuri, la apariția fenomenului de eutrofizare. Eutrofizarea reprezintă un proces care se produce și natural, dar foarte lent, în secole. Ritmul lui a fost accelerat și a dus la degradarea mediului acvatic într-un timp foarte scurt. Cele mai afectate ape sunt lacurile, care se clasifică după conținutul de biomasă medie în:

– Lacuri oligotrofe – biomasă până la 10 mg/l.

– Lacuri mezotrofe – biomasă între 10-20 mg/l

– Lacuri eurotrofe – biomasă peste 20 mg/l

– Lacuri hipereutrofe cu nutrienți în exces

Creșterea continuă a cantităților de nutrienți într-un lac nu permite sistemului să atingă starea de echilibru, ceea ce conduce la apariția fenomenului numit „eutrofizare culturală”, având ca rezultat stimularea creșterii producției algale și a macrofitelor, deteriorarea calității apei sau a unor schimbări care fac inaptă apa pentru anumite folosințe. [53]

Fazele de desfășurare a procesului de eutrofizare a apelor

– Creșterea concentrației de substanțe nutritive peste valorile normale în masa de apă a lacului;

– Proliferarea și dezvoltarea excesivă a algelor și a plantelor acvatice (înflorirea apelor);

– Descompunerea algelor și a altor plante acvatice care determină creșterea consumului de oxigen la nivelul hipolimnionului și în consecință, apariția condițiilor anaerobe de viață în apă, implicit formarea de hidrogen sulfurat, amoniac, bioxid de carbon, etc.

– Eliberarea hidrogenului sulfurat și a amoniacului împiedică sedimentarea substanțelor nutritive pe fundul lacului, cu consecințe directe în excesul de nutrienți în masa de apă a lacului și în autoîntreținerea procesului de eutrofizare în chiuveta lacustră. [43]

Consecințele apariției eutrofizării sunt:

– apariția modificărilor organoleptice (culoare, gust, miros și turbiditate) ale apei prin creșterea biomasei de alge planctonice în corpul de apă. Apa poate avea o colorație verde datorită conținutului mare de alge verzi sau diatomee, culoarea roșie, conferită de prezența speciilor de alge albasru – verzi sau chiar maronie;

– colmatarea prematură a filtrelor și grătarelor instalațiilor de captare și tratare din cadrul stațiilor de tratare alimentate direct din lac, datorită creșterii biomasei fitoplanctonice;

– colmatarea biologică a lacului și deci o reducere a volumului util datorată creșterii conținutului de materie organică respectiv de detritus organic la fundul lacului;

– incapacitatea de punere în circulație și transformare a materiei organice, datorită cantității prea mari a acesteia;

– scăderea accentuată a conținutului de oxigen dizolvat, mai ales în zona de fund a lacului, datorită intensificării reacțiilor de descompunere a materiei organice;

– creșterea accentuată a concentrației de bioxid de carbon, fier, mangan, amoniac și hidrogen sulfurat datorită apariției condițiilor de descompunere anaerobă, atunci când oxigenul dizolvat din masa de apă este epuizat;

– corodarea instalațiilor de înmagazinare a apei datorită apariției reacțiilor de precipitare a fierului și manganului. Același efect apare și la prezența în apă a unora dintre speciile de cianoficee (Oscillatoria), care corodează rezervoarele de oțel în prezența luminii;

– apariția în apă a substanțelor toxice eliminate de anumite specii de cinobacterii (Microcystis aeroginosa și Anabaena flos-aquae), care provoacă afecțiuni gastrointestinale omului;

– înlocuirea speciilor valoroase de pești cu specii de calitate inferioară datorită modificării indicatorilor de calitate ai apei din aceste ecosisteme.

În plus apar consecințele asupra omului și animalelor, datorită consumului de apă cu nitriți peste concentrația maximă admisă, descrise în cursul lucrării. [43]

5.8. Modalități de reducere a impactului produs asupra mediului (biofiltre)

Pentru reducerea impactului produs asupra mediului de către nitriți am ales din mai multe posibilități de îndepărtare a nitriților denitrificarea biologică heterotrofă cu biofiltre.

Denitrificarea biologică implică reducerea cu ajutorul bacteriilor, în mai multe etape, a nitritului la azot gazos. Nitritul înlocuiește oxigenul dizolvat din respirația bacteriană în această reacție, astfel, denitrificarea este de obicei concepută să se producă numai în absența oxigenului molecular. Condițiile optime pentru denitrificare sunt: absența oxigenului dizolvat și prezența nitratului pe lângă nitrit.

Deoarece azotul gazos este relativ inert biologic, denitrificarea transformă azotul dintr-o formă potențial inacceptabilă (nitrit) într-o formă care nu are efecte semnificative asupra mediului înconjurător (azot gazos). [53]

Microbiologia și căile metabolice ale procesului de denitrificare

Denitrificatorii sunt omniprezenți în cele mai multe medii, acest lucru se datorează faptului că aceste bacterii sunt facultativ anaerobe – aerobe, pot utiliza atât oxigenul cât și nitratul ca sursă de electroni.

Denitrificarea este un proces în care nitratul (NO2-) este secvențial redus la nitrit (NO2), oxid nitric (NO), oxid nitros (N2O) și azot gazos. Reacțiile sunt catalizate de enzime specifice.

Biofiltrele reprezintă tehnologia fiabilă și demonstrată pentru controlul mirosurilor neplăcute într-o gamă largă de activități industriale și în special în stația de compostare și tratare a apelor uzate. Este naturală, adaptabilă, eficientă și avantajoasă din punct de vedere al costului. Mare parte din activitățile umane, de la industrie până la agricultură, atât pe scară largă cât și la nivel mai redus, trebuie să rezolve problema mirosurilor neplăcute emise în atmosferă. Reducerea mirosului reprezintă o cerință fundamentală nu numai pentru a face mediul de lucru mai plăcut dar, mai ales, pentru a determina locuitorii din zonă să accepte activitatea desfășurată.

Biofiltrarea este mecanismul cel mai adaptabil pentru reducerea mirosurilor, este naturală, ecologică și convenabilă din punct de vedere tehnologic.

Biofiltrarea este procesul biologic care reduce/îndepărtează nitriții și mirosurile prezente în curenții gazoși prin populația heterogenă de microbi, utilizând bacterii, mucegai și drojdii care funcționează ca agenți naturali de îndepărtare. Aceste microorganisme metabolizează majoritatea compușilor organici și anorganici printr-o serie largă de reacții care transformă compușii în produse fără miros. Colonia de microbi necesari pentru biofiltrare acționează bine pe suprafața unui suport natural adecvat prin care este suflat aerul ce urmează a fi tratat. Suportul, care este “patul” biofiltrului, poate fi format prin mucegai, turbă, bucăți de lemn, compost verde, sau din amestecuri ale acestor materiale sau ale altora, inclusiv plastice.

Substanțele anorganice și organice mirositoare sunt absorbite de către materialul de filtrare și degradate de către flora microbiană, care o folosește ca nutrient împreună cu o parte din materialul de filtrare în sine. [53]

5.9. Avantajele si dezavantajele folosirii metodei – denitrificare heterotrofă cu biofiltre – în epurarea apelor contaminate cu nitriți

Sistemul oferă următoarele avantaje:

Este un proces complet natural: substanțele chimice de sinteză nu sunt utilizate. Procesul nu este selectiv.  Prin procesele biologice și non – chimice ale acestuia, biofiltrul poate reduce diferite tipuri de compuși organici și anorganici. Este ușor de instalat și nu necesită nici o utilitate specială sau lucrări civice;

Cost redus cu energia: porozitatea ridicată determină scăderea presiunii la un nivel foarte jos și, prin urmare, determină un consum scăzut de energie;

Întreținere redusă:  sunt necesare numai teste periodice pentru verificarea temperaturii și umidității mediilor biofiltrului, se curăță ușor în cazul colmatării;

Lungă durată: materialul de filtrare trebuie înlocuit la fiecare 4 – 5 ani. La sfârșitul vieții de funcționare, aruncarea acestuia nu prezintă consecințe asupra mediului înconjurător;

Fiabilitate ridicată: biofiltrul este demonstrat printr-un număr de instalații relevante și prin datele aferente disponibile. [33]

Biofiltrele sunt caracterizate prin prezența microorganismelor care aderă la o suprafață solidă (mediu suport) sub forma unui biofilm. Au fost detaliate procesele biologice importante care pot apare în activitatea unui biofiltru, respectiv: fixarea microorganismelor, dezvoltarea microorganismelor și desprinderea filmului de pe suport.

Performanțele unui biofiltrului depind în principal de controlul și întreținerea în stare bună a biomasei fixate pe mediul suport.

Biofiltrele pot fi cu flux ascendent sau descendent și pat fix sau biofiltre cu flux ascendent cu pat expandat sau fluidizat.

Referindu-ne la dezavantajele procesului de denitrifiere heterotrofă cu pat fix putem arăta că pot avea loc colmatarea și formarea de zone cu curgere preferențială (datorită gazelor formate) sunt probleme care apar deseori în biofiltrele cu pat fix, probleme ce pot fi depășite utilizând biofiltre cu pat fluidizat.

Un dezavantaj major al acestor instalații este că se dezamorsează ușor în situații de avarie, ceea ce implică o supraveghere permanentă din partea personalului care le deservește.

Un alt dezvantaj constituie faptul că produc miros dezagreabil, fapt de care trebuie să se țină seama în faza de proiectare a amplasării lor, care trebuie făcută în afara localităților și în funcție de direcția vântului.

Din proces rezultă cantități mari de nămol pentru care este necesară gestionarea lui ca deșeu, acesta se poate folosi în agricultură ca fertilizator și trebuie încheiate contracte cu ferme agricole care să accepte această soluție.

Alt dezavantaj este acela că astfel de instalații necesită suprafețe mari, pentru a putea trata cantități mari de apă necesare marilor aglomerări urbane, de care trebuie să se țină seama din faza de proiectare a lor pentru a face față nevoilor.

Așa cum se arată mai sus la temperaturi scăzute procesul de denitrifiere are o eficiență redusă, deci trebuie ca acest proces să fie condus la temperatură optimă.

Un ultim dezavantaj îl constituie faptul că au o sensibilitate la variațiile mari de încărcare ale apei, fapt care determină o monitorizare permanentă a calității influentului și adaptarea timpului de retenție hidraulică astfel ca eficiența procesului să fie foarte bună.

Biofiltrele cu pat fluidizat necesită recircularea efluenților pentru a se asigura viteza fluxului ascendent; aceste reactoare sunt mai complexe și dificil de controlat. În practică cele mai utilizate sunt biofiltrele cu pat fix deoarece sunt relativ simplu de exploatat și ușor de controlat.

Eficiența unui biofiltru depinde și de tipul mediului suport utilizat, mediu care reprezintă suportul pentru creșterea microorganismelor.

Inițial biofiltrele au fost umplute cu pietriș sau nisip de diferite dimensiuni. Pentru acest tip de medii suport dificultatea majoră a constat în controlul biomasei prin spălare. S-a trecut la utilizarea frecventă de umpluturi sintetice din materiale plastice. Acestea trebuie să îndeplinească anumite caracteristici și anume: să aibă o suprafață specifică cât mai mare, să aibă o bună dispunere tridimensională, să se curățe cu ușurință, să prezinte rigiditate și să nu se deformeze în timpul funcționării, va trebui să existe o proporție optimă între volumul ocupat și cel liber pentru a se evita colmatarea, să fie rezistente la factorii de mediu un timp cât mai îndelungat, să poată fi reciclate și să nu fie dăunătoare mediului înconjurător. [44]

5.10. Concluzii

Analiza rezultatelor obținute în cadrul acestui studiu au permis următoarele concluzii:

a) timpul necesar pentru amorsarea procesului de denitrificare folosind un biofiltru cu flux ascendent și pat fix cu biomasă fixată pe medii suport din plastic a fost redus de la aproximativ 3 săptămâni la 5 zile prin adăugarea unui preparat biologic de însămânțare;

b) procesul de denitrificare a condus la o ușoară creștere a pH-ului, dar acesta s-a menținut în intervalul optim de 7,5 – 8,5;

c) Pentru inițierea procesului trebuie înlăturați mai întâi inhibitorii;

d) Au fost adăugați nutrienți, substanțe substrat necesare dezvoltării bacteriilor;

e) timpul de retenție hidraulică este unul dintre cei mai importanți parametrii care influențează eficiența biofiltrului.

Premisele care au stat la baza abordării cercetării sistematice în vederea dezvoltării unei filiere de tratare pentru ape subterane cu conținut de nitriți peste concentrația maximă admisibilă au fost următoarele:

• existența unui număr mare de surse subterane neconforme, localizate în zonele rurale;

• lipsa unei tehnologii de potabilizare a surselor cu conținut ridicat de nitriți;

• posibilitatea de realizare a unor instalații modulare, compacte pentru tratarea unor debite mici.

Pentru a asigura calitatea impusă pentru apa de consum este necesară cuplarea procesului de tratare biologică cu trepte de post tratare (oxidare – adsorbție și dezinfecție finală), în vederea îndepărtării avansate a încărcării organice/microbiologice remanente (substanțe organice, turbiditate, nitriți, celule bacteriene etc.). În acest sens, se impune poziționarea în filiera de tratare a unei trepte de filtrare a efluentului treptei de denitrificare pe cărbune.

Procesele biologice utilizate în denitrificarea apei sunt în principal procese cu biomasă fixată. Performanțele unui biofiltru depind în principal de controlul și întreținerea în stare bună a biomasei fixate pe mediul suport.

Biofiltrele pot fi cu flux ascendent sau descendent și pat fix sau biofiltre cu flux ascendent cu pat expandat sau fluidizat. Colmatarea și formarea de zone cu curgere preferențială sunt probleme care apar deseori în biofiltrele cu pat fix, probleme ce pot fi depășite utilizând biofiltre cu pat fluidizat. Biofiltrele cu pat fluidizat necesită însă o recirculare a efluenților pentru a asigura viteza fluxului ascendent; aceste reactoare sunt mai complicate și mai dificil de controlat. În practică cele mai utilizate sunt biofiltrele cu pat fix deoarece sunt relativ simplu de exploatat și ușor de controlat, fapt pentru care am optat pentru această variantă.

Eficiența unui biofiltru depinde și de tipul mediului suport utilizat, mediu care reprezintă suportul pentru creșterea microorganismelor Inițial biofiltrele au fost umplute cu pietriș sau nisip de diferite dimensiuni. Sunt utilizate în mod frecvent variate umpluturi sintetice din materiale plastice. [51]

6. Concluzii finale

Îndepărtarea nitriților din apă, așa cum am arătat, este o necesitate pentru potabilizarea apei. În prezenta lucrare am prezentat principalele motive pentru îndepărtarea nitriților din apă precum și principalele metode de îndepărtare a lor.

Am prezentat pe larg experimental metoda de îndepărtare a nitriților din apă prin denitrificare biologică heterotrofă cu ajutorul biofiltrelor, o metodă care are o eficiență foarte bună la timpul de retenție hidraulică optim a cărei valoare s-a determinat la 5,5 ore.

Îmbinând avantajele pe care le are o instalație de denitrifiere cu soluțiile pentru diminuarea sau chiar înlăturarea dezavantajelor prezentate mai sus, pe baza rezultatelor experimentale care s-au obținut în instalația pilot se poate propune prin extrapolare la scara industrială o instalație de denitrificare biologică heterotrofă a apei, care să aibă o eficiență de reducere de peste 90 % a concentrației nitriților având valorile timpului de retenție între 5 și 6 ore, în funcție de încărcarea apei.

7. Bibliografie

1. Bryan NS, Loscalzo J, eds (2011) Nitrite and nitrate in human health and disease. New York, NY, Springer, Humana Press.

2. Alina Măiereanu, Memorator de chimie, Editura Booklet 2012 pp 96-98

3. Silviu Jerghiuta “Noi și chimia”, Editura Document, Iasi, 2001 pp 126-128

4.Bothe, H., Ferguson, S.J. and Newton, W.E. Biology of the nitrogen cycle.Amsterdam, Elsevier, 2007.

5. AJ Shtenberg, AD Ignat'Ev, WHO (2004) Toxicological evaluation of some food additives WHO Food Additive Series, N 5, Geneva.

6. Santamaria P. Review – Nitrate in vegetables: toxicity content, intake and EC regulation. Journal of Food Agriculture 2006; 86:10-17.

7. Knobeloch, L., et al. 2000. "Blue babies and nitrate-contaminated well water." Environ.Health Perspect.

8. Russo R.C., Smith C.E., Thurston R.V. (2004): Acute toxicity of nitrite to rainbow trout (Salmo gairdneri). Journal of the Fisheries Research Board of Canada, 31, 1653–1655.

9.Adams V, Marley J, McCarroll C (2007). "Prilocaine induced methaemoglobinaemia in a medically compromised patient. Was this an inevitable consequence of the dose administered?". Br Dent J 203 (10): 585–587

10. Monitorul Oficial, Partea I nr. 875 din 12/12/2011 Legea nr. 458 (r1) din 08/07/2002 republicată

11. Monitorul Oficial, Partea I, nr. 187/20.03.2002, H.G. 188/ 20.03.2002

12. Monitorul Oficial nr. 649 bis din 12 septembrie 2012 H.G. 352/11.05.2005

13.Kross BC: Nitrate toxicity and drinking water standards.The Journal of Preventive Medicine.2002;.

14. Dorneanu V, Stan M: Lucrări practice de chimie analitică.Editura UMF Iași.2000.

15. M. P. Dondoi, A. F. Dăneț, B. Bucur, M. C. Cheregi, Rev. Chim., vol. 56, nr. 4, 2005, pag. 327

16. Sorin Cîmpeanu, I. Pleșa, Al. Ene – Proiectarea lucrărilor de irigație, desecări – drenaje și combaterea eroziunii solului. p 274 , Ed. RELAL,București, 2002.

17. Danut Ghita , Victor Vatamanu,  Plante medicinale din Campia Romanatiului Editura Sintech 2006 Craiova

18. Fuente . La influencia del hombre en el ciclo hidrológico – Unesco 2002

19. Lăcătușu R., 2000, Mineralogia și chimia solului; Ed. Universității „Al. I. Cuza” Iași

20. Lixandru Gh., 2006 – Sisteme integrate de fertilizare în agricultură, Edit. Pim, Iași, p 357

21. Budoi Gh., – Modelarea sistemului sol-planta-atmosfera Editura Silvy București 2004

22. Neitsch, S.L.; Arnold, J.G.; Kiniry, J.R.; Williams, J.R.; 2011, Soil and Water Assessment. Tool – Theoretical Documentation Version 2009, Texas Water Resources Institute.

23. Barao, Ana Lucia Pena; 2007, Carbon Nitrogen and Phosphorus Soil Cycle Modelling –. Dissertação para Obtenção do Grau de Mestre, Universidade Técnica de Lisboa, Lisboa.

24. Brady, Nyle C; Weil, Ray R., 2002, The Nature and properties of Soils, Prentice Hall, Thirtheen Edition,

25. Cookson W.R., Osman M., Marschner P., Abaye D.A., Clark I., Murphy D.V., Stockdale E.A., Watson C.A., 2007, Controls on soil nitrogen cycling and microbial community composition across land use and incubation temperature,Soil Biol. Biochem.

26. Budoi Gh., 2001, Agrochimie, Ed. Didactica si Pedagogica, R.A., Bucuresti

27. R Wood, P Gilbert, M Sharmina Report: Shale gas: a provisional assessment of climate change and environmental impacts Tyndal Center Mancester January 2011

28. Groffman, P. M., M. A. Altabet, J. K. Böhlke, K. Butterbach-Bahl, M. B. David, M. K. Firestone, A. E. Giblin, T. M. Kana, L. P. Nielsen, and M. A. Voytek.  2006.  Methods for measuring denitrification: Diverse approaches to a difficult problem.  Ecological Applications 16(6):2091-2122

29. CANTER, L. W. – Nitrites in groundwater, CRC Press Inc., 2006

30. H.J. Hamlin., J.T. Michaels., C.M. Beaulaton., W.F. Graham., & W. Dutt (2008). Comparing denitrification rates and carbon sources in commercial scale upflow denitrification biological filters in aquaculture. Aquacultural Engineering 38, pp 79–92

31.Beszedits S. Walker L. – Nitrit removal from drinking water supplies, B&L Information Services, 2008

32. J.P.Y Jokela, R.H Kettunen, K.M Sormunen, J.A Rintala. Biological nitrogen removal from municipal landfill leachate, Vol 32, 2002, Pages 4079–4087

33. Saba Samatya, Nalan Kabay, Ümran Yüksel, Müșerref Arda, Mithat Yüksel, Removal of nitrate from aqueous solution by nitrate selective ion exchange resins, Volume 66, Issue 11, November 2006, pp. 1206–1214

34. Reahl, E. R. General Electric. (2008). "Electrodialysis Reversal (EDR)."

35. Crittenden, John; Trussell, Rhodes; Hand, David; Howe, Kerry and Tchobanoglous, George. Water Treatment Principles and Design, Edition 2. John Wiley and Sons. New Jersey. 2005

36. Copeland, J., – Biological denitrification demonstration at Modesto, California: A Status Report, 2002

37. Avery AA Nitrates and nitrites in drinking water.Rolling revision of the WHO Guidelines for drinking water Quality.Who.2004;1-133.

38. Dobre, L., Dragomir, R., Manole, L., Mirițescu, M., Neacșu, C., Petrăreanu, M., Spătărelu, G., Pregătire de bază în Chimie industrială, editura Oscar Print, București, 2003.

39. Ion Gh. Tănase Analiză instrumentală Metode electrometrice de analiză Caiet de lucrări practice 2002

40. Petrescu V., – Despre mișcarea fluidelor statificate, Editura Orizonturi Universitare Timișoara 2002

41.Pekdemir Turgay, Algur Omer Faruk – Drinking water denitrification in a fixed bed packed biofilm reactor , J. Of Engineering and Environmental Sciences, vol. 22, 2008

42. Güven, D., A. Dapena, B. Kartal, M. C. Schmid, B. Maas, K. van de Pas-Schoonen, S. Sozen, R. Mendez, H. J. M. Op den Camp, M. S. M. Jetten, M. Strous, and I. Schmidt. 2005. Propionate oxidation by and acetic inhibition of anaerobic ammonium-oxidizing bacteria. Appl. Environ. Microbiol. 71:1066-1071

43. Ærtebjerg, G., Andersen, J. H., and Hansen, J. W., Eds. Nutrients and Eutrophication in Danish Marine Waters. A Challenge for Science and Management. National Environmental Research Institute, 2003.

44. Shoda, M. 2001. Methods for the biological treatment of exhaust gases. In: Biological Degradation of Wastes. A.M. Martin (ed.) Elsevier Applied Science, London. pp. 1-30.

45.Turner, Anthony; Wilson, George and Kaube, Isao (2007). Biosensors:Fundamentals and Applications. Oxford, UK: Oxford University Press. p.770.

46. AM Marinov, T Petrovici On nitrogen compounds transport in unsaturated soil: analytical and numerical solutions 2008

47. Hilde Lemmer, Anita Zaglauer, Gerhard Metzner, Denitrification in a acetic fixed-bed reactor, 2008.

48. J. Oh, S.M. Yoon and J.M. Park Denitrification in submerged biofilters of concentrated nitrite wastewater, 2001

49. A. Boley, W.-R. Müller, G. Haider Aquacultural Engineering Volume 22, Issues 1–2, May 2007, Pages 75–85

50. Danielle M. Gift, Peter M. Groffman, Sujay S. Kaushal, Paul M. Mayer Restoration Ecology Volume 18, Issue 1, pages 113–120, January 2010

51. K.P.H Meesters, J.W Van Groenestijn, J Gerritse Water Research Volume 37, Issue 3, February 2003, Pages 525–532

52. Sierra-Alvarez, R.; Guerrero, F.; Rowlette, P.; Freeman, S.; Field, J. A. Water Science and Technology 2005 Vol. 52 No. 1/2 pp. 337-342 10th IWA Congress on Anaerobic Digestion, Montreal, Canada, 29 August – 2 September 2004.

53. George A. Sorial, Francis L. Smith, Makram T. Suidan, Pratim Biswas, Richard C. Brenner, Performance of peat biofilter: impact of the empty bed residence time, temperature and toluene loading

54. Shun Tang, Qi Yang, Haitao Shang and Tao Sun, Removal of nitrite from water. School of Water Resources and Environment, 2008, pages 85, China University of Geosciences (Beijing), Beijing, P.R. China