Ecotoxicitate Lemna Pag 41

1

ROMÂNIA MINISTERUL EDUCAŢIEI NAŢIONALE

UNIVERSITATEA „VASILE ALECSANDRI” DIN BACĂU FACULTATEA DE INGINERIE

PROGRAMUL DE STUDII DOCTORALE INGINERIA MEDIULUI

Calea Mărăşeşti, nr. 157, Bacău 600115 Tel. +40-234-542411, tel./fax +40-234-545753

www.ub.ro; e‐mail: [email protected]

STUDII ECOTOXICOLOGICE PRIVIND NĂMOLUL DE EPURARE STABILIZAT

ANAEROB Conducător de doctorat: Conf. univ.dr.ing. Iuliana Mihaela Lazăr

Doctorand: Biolog Dumitra Răducanu

BACĂU 2014

3

Cuprins Cuprins ........................................................................................................................................................ 3

Mulțumiri .................................................................................................................................................... 5

Justificarea temei şi prezentarea scopului și a obiectivelor tezei de doctorat .......................................... 7

Structura tezei de doctorat ........................................................................................................................ 8

Capitolul 7. REZULTATELE TESTELOR DE ECOTOXICITATE ALE NĂMOLULUI DE EPURARE STABILIZAT

ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO‐CHIMICE LA NIVEL PROCARIOT ‐ BACTERII .............. 11

7.1.Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu radiații ionizante de tip

alfa ........................................................................................................................................................ 11

7.2. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu radiații ultraviolete ..... 12

7.3. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu microunde ................... 13

7.4. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu ultrasunete a nămolului

de epurare stabilizat anaerob .............................................................................................................. 14

7.5. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma pasteurizării ............................................ 15

7.6. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor chimice ............................ 15

7.7. Rezultatul antibiogramei pentru tulpinile investigate .................................................................. 18

7.7.1. Rezultatul antibiogramei pentru tulpina E. coli (a) și Salmonella sp (b)......................... 18

7.7.2. Rezultatul antibiogramei pentru tulpinile bacteriene izolate ISO .................................. 19

7.8. Rezultate privind caracterizarea tulpinilor bacteriene izolate din probele de nămol stabilizat

anaerob supuse tratamentului fizic și chimic ....................................................................................... 19

7.9. Analiza spectrală a tulpinilor bacteriene izolate (ISO) din probele de nămol stabilizat anaerob

supuse tratamentului fizic și chimic ..................................................................................................... 20


ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO‐CHIMICE LA NIVEL EUCARIOT PLANTE .................... 28

8.1. Rezultatele testelor de ecotoxicitate la ceapă (Allium cepa L.) var. galbenă ................................ 28

8.1.1. Rezultate privind studiul aberațiilor cromozomiale la ceapă (Allium cepa L.) var. galbenă

induse de tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob ............................. 28

8.1.2. Rezultate privind datele biometrice obţinute la ceapă (Allium cepa L.) induse de

tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob ............................................. 31

8.2. Rezultatele testelor de ecotoxicitate asupra grâului comun soiul Dropia (Triticum aestivum L.) 34

8.2.1. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biometrici Variația EC .... 34

8.2.2. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biometrici. Variația

variabilelor independente ........................................................................................................ 35

8.2.3. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biochimici analizaţi la grâul

comun (Triticum aestivum L.) soiul Dropia ............................................................................... 40

8.3. Rezultatele testelor de ecotoxicitate asupra speciei Lemna minor L. ........................................... 41

4

8.3.1. Rezultatele investigaţiilor privind testul de ecotoxicitate acută a nămolului de epurare pe

lintiță (Lemna minor L.) ............................................................................................................ 41

8.3.2. Rezultatele investigaţiilor privind variația ariei frondelor la lintiță (Lemna minor L.) în

funcție de tratamente și concentrație ...................................................................................... 42

8.3.3. Rezultatele investigaţiilor privind testul de bioacumulare a metalelor grele (Cd, Cr, Cu,

Ni, Pb, Zn) din nămolul de epurare stabilizat anaerob de către lintiţă (Lemna minor L.) ........ 45


ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO‐CHIMICE LA NIVEL EUCARIOT ‐ ANIMALE (Eisenia sp.)

.................................................................................................................................................................. 51

9.1. Rezultatele testelor de supraviețuire ............................................................................................ 51

CAPITOLUL 10. CONCLUZII ....................................................................................................................... 55

10.1. Evaluarea gradului de ecotoxicitate al nămolului de epurare stabilizat anaerob ....................... 55

10.2. Evaluarea gradului de ecotoxicitate al nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat

suplimentar .......................................................................................................................................... 55

10.2.1. Tratamentul cu radiaţii ultraviolete UVC ...................................................................... 56

10.2.2. Tratamentul de pasteurizare ........................................................................................ 56

10.2.3. Tratamentul cu ultrasunete .......................................................................................... 56

10.2.4. Tratamentul cu microunde MW .................................................................................. 57

10.2.5. Tratamentul de iradiere alfa ........................................................................................ 57

10.2.6. Tratamentele chimice ................................................................................................... 57

10.2.7. Influența concentrației ................................................................................................. 57

Posibilităţi de dezvoltare ulterioară ......................................................................................................... 59

Contribuţii originale .................................................................................................................................. 59

Valorificarea rezultatelor obținute în perioada 2012‐2014: .................................................................... 60

Articole publicate în reviste cotate ISI .................................................................................................. 60

Articole în curs de evaluare pentru publicare în reviste cotate ISI ...................................................... 60

Articol publicat: Proceedings Conferință Internațională ...................................................................... 61

Articole în curs de evaluare pentru publicare în reviste indexate BDI: ................................................ 61

Articole publicate în reviste indexate BDI ............................................................................................ 61

Prezentări în cadrul Conferințelor Naționale și Internaționale: ........................................................... 61

Participare la contracte de cercetare naționale: .................................................................................. 63

Bibliografie ............................................................................................................................................... 64

5

Mulțumiri

Adresez respectoase mulţumiri şi deosebită recunoştinţă doamnei conferenţiar univ.dr.

ing. Iuliana Mihaela Lazăr, coordonatoarea ştiinţifică a acestei lucrări, pentru

profesionalismul şi atitudinea riguroasă cu care s-a implicat în coordonarea activităţii de

cercetare şi în elaborarea acestei teze de doctorat.

Mulţumesc distinşilor membri ai comisiei de evaluare, prof.univ.dr.ing. Maria

Gavrilescu şi prof.univ.dr. Geta Rîşnoveanu pentru acceptul de a evalua această teză de

doctorat şi pentru disponibilitatea de a participa la susţinerea publică. Alese gânduri de

mulţumire adresez domnului profesor univ. dr. ing. Valentin Nedeff, pentru observaţiile şi

sugestiile oferite pe parcursul perioadei de pregătire a tezei de doctorat, pentru materialul

bibliografic pus la dispoziţie, pentru bunăvoinţă şi amabilitate.

Doamnei conferenţiar univ dr Irina Ifrim şi doamnei lector univ dr Ioana Ştefănescu

care mi-au răspuns cu multă amabilitate, promptitudine şi profesionalism la toate problemele

legate de chimie, le adresez sincere mulţumiri. Pentru ajutorul oferit pe toată perioada derulării

experimentelor, le mulţumesc în mod deosebit doamnei dr. Ema Maria Faciu şi d-rei drd.

Elena Goldan, dar şi tuturor colegilor doctoranzi din cadrul Şcolii doctorale în Ingineria

mediului, care mi-au fost alături. De asemenea domnului profesor univ dr.ing. Marius Stamate

şi doamnei lector dr. Iuliana Caraman le adresez sincere mulţumiri pentru sprijinul oferit în

realizarea şi interpretarea experimentelor fizice.

Doamnei ing. Gabriela Horgan şi întregii echipe din cadrul Laboratorului Staţiei de

Epurare Bacau le adresez respectoase mulţumiri pentru amabilitatea şi disponibilitatea

domniilor sale.

Colegilor din Departamentul de Biologie Ecologie şi Protecţia Mediului le adresez

multe mulțumiri şi sentimente de profundă recunoştinţă, pentru atmosfera plăcută şi pentru

sprijinul necondiţionat oferit în realizarea activităţii de cercetare ştiințifică. Doamnei lector

univ. dr. Daniela Nicuţă îi adresez sincere mulţumiri pentru profesionalismul şi amabilitatea cu

care a răspuns în realizarea şi interpretarea analizelor citogenetice.

Nu în ultimul rând doresc să-mi exprim gratitudinea faţă de familia mea, cei care sunt

motivul şi raţiunea mea de a fi.

7

Justificarea temei şi prezentarea scopului și a obiectivelor tezei de doctorat

Managementul nămolului constituie o problemă complexă, pe măsură ce standardele de mediu devin tot mai restrictive. Din această perspectivă, activitatea de epurare a apelor uzate trebuie asociată cu acţiunea de valorificare și/sau depozitare controlată a nămolurilor rezultate din proces. În Uniunea Europeană, strategia de mediu privind nămolurile rezultate în urma epurării apelor uzate susţine minimizarea producerii acestora, cât şi implementarea unor metode de tratare cu eficienţă crescută, în vederea reciclării. Încă din etapa de proiectare a stațiilor de epurare, o atenție deosebită este acordată acestui subprodus, costul prelucrării nămolului deținând o pondere substanțială din valoarea costului total de investiție și exploatare. Criteriile socio-economice și legislative sunt alte aspecte de care trebuie să se țină cont în gestionarea corectă a acestor categorii de deșeuri.

Obiectivul major al tratării nămolurilor în stația de epurare îl constituie evitarea impactului negativ al poluării mediului și a sănătății umane. Calitatea nămolurilor diferă foarte mult în funcţie de proveniența apelor uzate orăşeneşti ce intră în proces, fiind aproape imposibilă predictibilitatea compoziţiei, implicit a modului de gestionare al acestora. Respectându-se principiului precauției, pentru prelucrarea nămolului de epurare nu pot fi elaborate rețete universal valabile și aplicabile. În contextul dezvoltării durabile se impune necesitatea îmbunătăţirii tehnicilor adoptate în privinţa eliminării și/sau valorificării nămolului de epurare, în concordanţă cu criteriile legislative şi economice specifice fiecărei ţări, utilizarea în agricultură fiind o măsură agreată de Uniunea Europeană ca cea mai bună practică de mediu.

În prezent, în cadrul staţiei de epurare din municipiul Bacău, nămolurile sunt valorificate parțial prin producere de biogaz. Gestionarea corectă a problemei nămolurilor rezultate din staţia de epurare Bacău necesită dezvoltarea de strategii cu opţiuni multiple şi diversificate, fiind o provocare atât pentru oficialităţile municipiului, cât şi pentru universităţile sau institutele de cercetare din zonă. Valorificarea nămolurilor în agricultură, silvicultură sau pentru refacerea terenurilor degradate, deşi agreată şi preferată în multe state ale lumii este totodată o metodă vulnerabilă şi controversată, ce necesită încă numeroase explorări interdisciplinare. Deși valoarea fertilizantă a nămolului este recunoscută, valorificarea acestuia întâmpină atât obiecții de ordin igienico-sanitar, cât și de ordin etic datorită prezenței nedorite a metalelor grele și altor categorii de poluanți.

În acest studiu ne propunem să evaluăm in situ impactul ecotoxicologic al unui deşeu biodegradabil, respectiv nămolul de epurare stabilizat anaerob, neîncadrat în prezent într-o categorie de folosință din punct de vedere al posibilităţilor de valorificare în România. Acest produs a fost supus suplimentar unor tratamente fizice și chimice şi evaluat din punct de vedere al gradului de ecotoxicitate, din perspectiva valorificării acestuia. Din literatura de specialitate au fost selectate, ca nivel de studiu pentru aceste teste, organizarea celulară de tip procariot (bacteriile) și organizarea celulară de tip eucariot (plante și animale).

Scopul principal al acestei teze de doctorat îl reprezintă evaluarea ecotoxicologică

a nămolului de epurare stabilizat anaerob. În plan secundar s-a urmărit: a) testarea efectelor ecotoxicităţii induse nămolului de epurare stabilizat anaerob prin

aplicarea suplimentară a unor tratamente fizico-chimice; b) evidențierea efectelor ecotoxicologice induse de fiecare tratament aplicat

suplimentar.

8

Obiectivele principale ale acestei teze de doctorat sunt următoarele:

caracterizarea din punct de vedere ecotoxicologic al nămolului de epurare stabilizat anaerob;

realizarea unor tratamente fizice și chimice adecvate pentru igienizarea suplimentară a nămolului de epurare stabilizat anaerob;

evaluarea ecotoxicității nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar pe diferite nivele de organizare ale lumii vii;

realizarea de comparații critice privind gradul de ecotoxicitate a nămolului de epurare stabilizat anaerob, în funcție de tratamentul suplimentar aplicat.

Obiectivele secundare ale acestei teze de doctorat sunt următoarele:

Identificarea tipurilor de tratamente fizice și chimice cu aplicabilitate în acest domeniu, din literatura de specialitate;

Identificarea celor mai eficiente tratamente fizice (pasteurizare, iradiere cu radiații alfa, ultrasunete, microunde) și chimice (CaO, CaCO3, NaOH, uree) din punct de vedere sanogen;

Evaluarea efectelor mutagene ale nămolului de epurare stabilizat anaerob supus tratamentelor la nivel celular pe următoarele plante test: ceapă (Allium cepa L.) varietatea galbenă, grâul comun soiul Dropia (Triticum aestivum L.);

Evaluarea efectelor fitotoxice ale nămolului de epurare stabilizat anaerob la nivelul unor parametri de creștere și dezvoltare pe următoarele plante test: grâul comun soiul Dropia (Triticum aestivum L.) și lintiță (Lemna minor L.);

Evaluarea efectele ecotoxicologice ale nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra microorganismelor;

Compararea eficienței tratamentelor fizico-chimice aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob din punct de vedere ecotoxicologic.

Structura tezei de doctorat

Teza de doctorat este structurată în trei părți principale, respectiv partea de fundamentare științifică a cercetării, metodologia cercetării și partea de cercetare aplicativă. Cele 10 capitole ale prezentei teze de doctorat însumează un număr de 238 pagini, 99 de figuri, 34 de tabele, 27 relaţii matematice şi 201 referinţe bibliografice.

Prima parte de fundamentare științifică a tezei conține trei capitole şi este destinată analizei managementului şi tratamentelor aplicate nămolurilor de epurare provenite de la staţiile de epurare. Gestionarea durabilă a acestor sisteme coloidale complexe, cu o compoziţie eterogenă ce impune cunoaşterea caracteristicilor generale, sunt aspecte prezentate în Capitolul 1. Cantitatea totală de nămol de epurare netratat produsă în România este în continuă creştere, situația pe regiuni reflectând un trend ascendent, constatare ce impune identificarea unor soluţii optime de eliminare sau/și de valorificare ale acestora. În acest context, a fost elaborată o analiză a stadiului cunoașterii, la nivel național şi internațional privind procesele tehnologice și procedeele de tratare la care este supus nămolul de epurare provenit de la staţiile de epurare (Capitolul 2). Pentru a evidenția efectele subacute și nivelele de contaminare ce nu sunt observabile, dar produc leziuni fiziologice sunt utilizați indicatorii de toxicitate. Datorită riscurilor multiple generate de manipularea nămolurilor de epurare, este necesar a fi evaluat potențialul ecotoxicologic prin calcularea indicatorilor specifici, subiect abordat în Capitolul 3 al tezei de doctorat.

9

Partea a II-a conține metodologia cercetării şi este structurată în trei capitole ce prezintă materialele și metodologia specifică studiului ecotoxicității nămolului de epurare stabilizat anaerob, pe diferite nivele de organizare ale lumii vii. În vederea creşterii valorii atribuite nămolului de epurare stabilizat anaerob şi a reintegrării în circuitul natural al materiei, s-au căutat soluţii tehnice suplimentare de tratare. Astfel, în Capitolul 5 sunt descrise tehnicile ce investighează schimbările structurale sau morfologice cauzate de utilizarea nămolului de epurare stabilizat anaerob la nivelul speciei Triticum aestivum L. (grâul comun) soiul Dropia, şi al speciei Lemna minor L.. Testele ecotoxicologice propuse în acest studiu prezintă cu destul de multă claritate impactul nămolului de epurare stabilizat anaerob pe termen scurt (toxicitate acută), dar şi pe termen lung (toxicitate cronică). Analiza de design experimental împreună cu analiza componentelor principale au fost principale instrumentele de analiză statistică a datelor (Capitolul 6). Astfel de metode pot evalua rapid măsura în care efectele induse de anumite tratamente fizice si chimice aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob pot mări sau micşora gradul de toxicitate al produsului testat.

Partea a III-a constituie partea de cercetare aplicativă a tezei. Aceasta este organizată pe trei capitole ce sumarizează și discută rezultatele testelor de ecotoxicitate ale nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat prin diferite metode fizice și chimice, la nivel: procariot – bacterii (Capitolul 7), la nivel eucariot – plante (Capitolul 8) și la nivel eucariot-animale (Capitolul 9). Cuantificarea gradului de ecotoxicitate este stabilită prin intermediul indicatorilor de output specifici, la nivelul fiecărui organism test utilizat. Nămolul de epurare stabilizat anaerob conține o microfloră patogenă cu risc de transfer în diferite ecosisteme şi cu efecte negative din punct de vedere a durabilităţii şi sustenabilităţii acestora. Aceste efecte se pot manifesta într-un timp scurt, mediu sau pe o durată mare de timp, concomitent cu efectul de bioacumulare al metalelor grele sau a altor categorii de poluanţi. Astfel de studii sunt necesare în calcularea riscului de mediu şi sănătate, în vederea reutilizării acestei categorii de produse reziduale.

Teza de doctorat se finalizează cu principalele concluzii generate de investigaţiile

efectuate asupra potenţialului toxic al nămolului de epurare stabilizat anaerob, aspect ce nu trebuie neglijat în opţiunile de management ale acestui produs, mai ales în condițiile în care, în prezent, nu există criterii de clasificare în vederea utilizării în agricultură.

Sintetizând concluziile prezentate în cadrul acestei teze de doctorat: ,,Studii

ecotoxicologice privind nămolul de epurare stabilizat anaerob,, pot fi desprinse următoarele posibilităţi de dezvoltare ulterioară a temei de cercetare: crearea unei baze de date spectrale ale tulpinilor bacteriene izolate cu posibilitatea identificării rapide a acestora; promovarea introducerii testelor ecotoxicologice în criteriile de selecție ale nămolurilor pentru utilizare în diferite domenii; elaborarea unui ghid de realizare a testelor ecotoxicologice pentru testarea altor deșeuri; propunerea unor tratamente de igienizare suplimentare a nămolului de epurare stabilizat anaerob, în cadrul staţiei de epurare.

Teza aduce contribuţii originale relevante, atât pentru înțelegerea necesității cuantificării indicatorilor de ecotoxicitate, dar și din perspectiva soluțiilor tehnice privind reducerea gradului de toxicitate al nămolului de epurare stabilizat anaerob. Una dintre contribuțiile originale ale tezei este adaptarea ghidurilor OECD 208 și 227 de testare a substanțelor poluante pentru evaluarea toxicității nămolului de epurare stabilizat anaerob. Propunerea cu privire la introducerea investigaţiilor citogenetice, ca test de importanţă majoră în cadrul studiilor de ecotoxicitate realizate pe nămolul de epurare stabilizat anaerob, cu posibilitatea aplicării şi pe alte categorii de produse, este o altă contribuție originală. Evaluarea rapidă a gradului de toxicitate asociat fiecărui tip de nămol de epurare stabilizat anaerob tratat

10

suplimentar, ca rezultat al analizei spectrale în infraroșu, de asemeni, constituie un alt mod de abordare original.

Această teză de doctorat are la bază sinteza cercetărilor realizate pe plan național și internațional în acest domeniu, precum și rezultatele originale ale cercetărilor elaborate de către autoare în perioada 2012-2014, și valorificate astfel:2 lucrări publicate în reviste cotate ISI cu factor de impact, 3 lucrări în evaluare în reviste cotate ISI cu factor de impact și 2 în reviste cotate BDI; 1 lucrare publicată integral în volumul unei conferințe internaționale; 7 lucrări publicate în reviste indexate BDI; 29 lucrări prezentate la conferințe naționale și internaționale; 2 proiecte de cercetare naționale, ca membră în colectiv.

Notă: La redactarea rezumatului s-au păstrat aceleași notații pentru capitole,

paragrafe, figuri, tabele și ecuații utilizate în textul tezei de doctorat.

11

Capitolul 7. REZULTATELE TESTELOR DE ECOTOXICITATE ALE NĂMOLULUI DE EPURARE STABILIZAT ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO-CHIMICE LA NIVEL PROCARIOT - BACTERII 7.1.Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu radiații ionizante de tip alfa

Expunerea nămolului stabilizat anaerob la radiațiile ionizante de tip alfa generate de un

dispozitiv cu Am241(Fig. 7.1) a determinat o reducerea numărului total de germeni/de 90% după 20 de minute de la iradiere,comparativ cu martorul. La 60 de minute timp de iradiere numărul total de germeni/este redus cu 95,94% față de proba martor, iar la 120 minute efectul este maxim. Sursa de Americiu 241 folosită are o activitate de 330 Bq.

Fig. 7. 1 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni/din nămolul stabilizat anaerob supus iradierii alfa

Tratamentul de iradiere alfa a probelor s-a realizat într-o incintă vidată, astfel încât putem presupune că majoritatea particulelor alfa emise de sursă au ajuns la ținta de iradiere aflată în direcția acesteia, ținta aflându-se la o distanță de sursă de maximum 2 mm. Parcursul radiației alfa în aer este de aproximativ 3,4 cm [172]. Prin scăderea presiunii în incinta de măsurare, parcursul particulelor crește la valori de ordinul metrilor. Pe de altă parte, în apă parcursul radiației alfa este de 38µm [172].

Dacă presupunem că geometria experimentală este aleasă astfel încât 1/3 din radioactivitatea sursei să fie utilă în iradiere, atunci în fiecare secundă în țintă pătrund 110.000 particule alfa.

Energia medie a particulelor alfa este 5,4618 MeV [173], deci cantitatea de energie eliberată în țintă este 5,4681·106x 110.000 x 1,6·10-19=9,62·10-8J.

Pentru a calcula doza, trebuie să estimăm masa de substanță în care se disipă această energie. Considerând ținta de o consistență apropiată apei, atunci parcursul radiației alfa este de 38 µm, iar suprafața expusă este dată de suprafața unui disc cu diametrul de 10 mm, se obține o masă de substanță iradiată de 5,96·10-8kg. Doza calculata D=Energia/masa=1,61 J/Kg (Gy).

Această doză are o valoare foarte mare, datorită caracteristicii radiației alfa de a interacționa foarte puternic cu materia. Pentru radiația gama, ar fi fost necesară o sursă radioactivă mult mai puternică, iar timpii de iradiere mult mai mari pentru aceeași doză.

12

Fig. 7. 2 Reprezentarea grafică a variației numărului de patogeni din nămolul stabilizat anaerob supus iradierii alfa în funcție de timpul de expunere

Agenţii patogeni heterotrofi aerobi, tulpini identificate pe medii selective de SS-agar (Salmonella spp), Eosine Metilene Blue (E. coli) şi McConkey (coliformi totali) au manifestat următorul comportament la tratamentul de iradiere alfa: la o iradiere alfa de 30 minute avem o reducere a coliformilor totali cu 94% şi de 96% la o

iradiere de 60 min comparativ cu martorul; Salmonella spp prezintă o reducere faţă de martor de 99,60% în numai 30 de minute de

iradiere alfa; E coli manifestă o rezistenţă mai mare comparativ cu Salmonella spp, după 30 de minute de

tratament manifestând o reducere de 96,42% și de 98,67% după 60 de minute; În concluzie, se poate aprecia faptul că iradierea alfa aplicată nămolului de epurare

stabilizat anaerob prezintă un efect de igienizare cu o eficienţă de 94% după aproximativ 30 de minute de la aplicare. Doza absorbită de către celulele bacteriene este de 2903 J/Kg (Gy), iar pentru 60 de minute de aplicare doza absorbită este de 5807 J/Kg (Gy). La 120 de minute de aplicare cu o doză absorbită de radiaţii de 11614 J/Kg (Gy), celulele bacteriene au fost distruse în totalitate. 7.2. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu radiații ultraviolete

Expunerea la radiaţii ultraviolete (Fig. 7.3 a) produc o reducere a numărului total de germeni față de martor de 53,79% după o oră de tratament, de 78,86% după 2 ore și de 97,89% la trei ore.

a

13

b Fig. 7. 3 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni (a) și a numărului de heterotrofi aerobi patogeni/ (Salmonella spp, E coli) (b) din nămolul stabilizat anaerob supus iradierii cu ultraviolete

Reducerea numărului de heterotrofi patogeni (Fig. 7.3b) a fost de 7 % pentru coliformi

totali, de 13,26 % pentru E. coli și de 96,22% pentru Salmonella spp la tratamentul cu ultraviolete aplicat timp de o oră, comparativ cu martorul. După 2 ore de tratament reducerea este semnificativă pentru Salmonella sp (98,80%) iar pentru E. coli și grupul coliformilor reducerea este de 50% față de martor. Efectul indus de radiaţiile ultraviolete la nivelul celulei bacteriene [59] se manifestă prin pierderea permeabilităţii membranei celulare, în acest mod fiind perturbată funcţionarea celulei sau prin denaturarea proteinelor şi inactivarea unor enzime la lungimea de undă de 250-280nm.Față de tratamentul cu radiații ionizante, eficiența tratamentului cu ultraviolete este mai scăzută, manifestându-se abia după trei ore de la aplicarea tratamentului pentru fiecare grup analizat. Aplicabilitatea practică însă a acestor două categorii de tratamente efectuate nămolului de epurare stabilizat anaerob este limitată, necesitând o infrastructură adecvată. 7.3. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu microunde

Tratamentul cu microunde a unei cantități de 5 g de nămol stabilizat anaerob s-a realizat la o putere de 750 W și a determinat o reducere a numărului de bacterii din nămolul de epurare stabilizat anaerob de 93,92 % la un timp de expunere a nămolului de 1 minut și de 98% după 2 minute de expunere (Fig. 7.4.) comparativ cu proba martor.

Fig. 7. 4 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni din nămolul stabilizat anaerob supus tratamentului cu microunde

Asupra heterotrofilor patogeni, grupul coliform, Salmonella spp și E. coli (Fig. 7.5) eficiența tratamentului cu microunde este foarte bună, producând o reducere cu 99% după numai 2 minute de tratament a grupelor analizate.

14

Fig. 7. 5 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului de heterotrofi aerobi patogeni/ (Salmonella spp, E coli) (b) din nămolul stabilizat anaerob supus tratamentului cu microunde

7.4. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor cu ultrasunete a nămolului de epurare stabilizat anaerob

Tratamentul cu ultrasunete realizat pe un eşantion de 250 mL nămol de epurare stabilizat anaerob a determinat reducerea microflorei mezofile totale (Fig.7.6a) cu 44,38% la 15 minute de tratament, cu 79 % la 30 minute și 94,95% la 60 minute. Se poate remarca faptul că mărirea timpului de acţiune al ultrasunetelor este corelată cu reducerea agenţilor patogeni mezofili aerobi şi cu un grad crescut de biodegradabilitate al nămolului, aspect util din punct de vedere energetic [68].

Grupul coliformilor a manifestat o reducere faţă de proba martor (Fig. 7.6.b) de 52,32% la varianta experimentală de nămol de epurare stabilizat anaerob tratat timp de 15 minute; de 60,13% la varianta experimentală tratată timp de 30 minute; de 75,61% la varianta experimentală tratată timp de 60 minute și de 93% la varianta experimentală tratată timp de 120 minute de tratament.

a

b Fig. 7. 6 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni (a) și a numărului de heterotrofi aerobi patogeni/ (Salmonella spp, E coli) (b) din nămolul stabilizat anaerob supus tratamentului cu ultrasunete

15

7.5. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma pasteurizării Folosirea pasteurizării ca metodă de tratament pentru reducerea agenţilor patogeni la o

cantitate de 250 mL de nămol stabilizat anaerob și-a dovedit eficiența la un timp minim de aplicare de 15 min (Fig.7.7. a-b). Eficiența de igienizare pentru microflora totală (Fig. 7.7a) a fost de 94,04% față de proba martor. Pentru grupul total coliformilor reducerea a fost de 95,06% la 15 min de tratament aplicat nămolului stabilizat anaerob și de 99,86% pentru 30 minute de tratament. (Fig. 7.7b),

a

b Fig. 7. 7 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni (a) și a numărului de heterotrofi aerobi patogeni/ (Salmonella spp, E coli) (b) din nămolul stabilizat anaerob supus pasteurizării

Tratamentele de pasteurizare, ultrasunete şi microunde discutate anterior au fost realizate pe acelaşi lot martor de nămolul de fermentare stabilizat anaerob.

Se poate remarca că toate aceste tratamente fizice aplicate nămolului de fermentare stabilizat anaerob au efect negativ asupra dezvoltării agenţilor patogeni eficiența lor fiind influențată și de cantitatea de nămol utilizată în lucru, dar și de parametri de lucru.

7.6. Numărul total de agenți patogeni identificați în urma tratamentelor chimice

Tratamentele chimice au fost realizate pe același lot de nămol conform procedurii indicate la metodologia de lucru, folosindu-se acelaşi martor.

Numărul total de microorganisme (Fig. 7.8 a-d) s-a redus cantitativ comparativ cu proba martor la toate cele patru categorii de substanţe chimice folosite în tratamentul nămolului de fermentare stabilizat anaerob cu următoarele particularități:

Tratamentul cu uree se dovedeşte a fi cel mai eficient în proporţiile utilizate în acest studiu din punct de vedere al parametrului număr total de microorganisme pentru toate variantele de timp analizate. La 120 minute timp de reacție al nămolului de fermentare stabilizat anaerob cu CaO, CaCO3, NaOH, efectul bactericid devine evident (>90%) față de proba martor.

16

a

b

c

d Fig. 7. 8 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului total de germeni din nămolul stabilizat anaerob supus tratamentelor chimice cu CaO ( a), CaCO3 (b), NaOH (c), uree (UR)(d)

17

Reducerea agenţilor patogeni heterotrofi (Fig. 7.9 a-d) s-a manifestat diferit pe grupele de microorganisme identificate pe medii selective comparativ cu proba martor.

a

b

c

d

Fig. 7. 9 Reprezentarea grafică a variației cu timpul de expunere a numărului de heterotrofi aerobi patogeni/ (Salmonella spp, E coli) din nămolul stabilizat anaerob supus tratamentelor chimice cu CaO (L) (a), CaCO3 (b), NaOH (c), uree (UR) (d)

18

Eficiența tratamentului cu substanțe chimice privind inhibarea creșterii (efect bacteriostatic) sau distrugerea agenților patogeni (efect bactericid) comparativ cu proba martor (nămolul de epurare stabilizat anaerob) crește pe măsură ce amestecul este lăsat să acţioneze în timp. Stabilirea dozelor maxime de substanţe chimice şi a timpului optim de acţiune pentru atingerea standardelor de folosire a nămolului de epurare stabilizat anaerob în agricultură în este una din problemele actuale de cercetare în domeniu [81, 176] deoarece un adaos prea mic sau prea mare de substanţe chimice perturbă microflora normală a solului, cu repercusiuni în tot ecosistemul.

Tratamentele fizice nu pot fi comparate între ele din perspectiva rezultatelor obținute în urma analizelor microbiologice cantitative, respectiv al determinării numărului de agenți patogeni din motive de ordin experimental. Nu s-a putut expune la tratamentele suplimentare aceeași cantitate de nămol. Cel mult se poate aprecia pentru fiecare tratament în parte eficiența din punct de vedere bactericid față de martor, respectiv nămolul stabilizat anaerob. În ceea ce privește tratamentele chimice rezultatele pot fi comparate. Eficiența cea mai ridicată din punct de vedere bactericid față de martor este atribuită tratamentului cu uree, respectiv de 99,10% după un timp de contact după 120 de minute. 7.7. Rezultatul antibiogramei pentru tulpinile investigate 7.7.1. Rezultatul antibiogramei pentru tulpina E. coli (a) și Salmonella sp (b)

O altă abordare în acest studiu privind testele ecotoxicologice realizate la nivel procariot și a tratamentelor aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob a fost efectuarea unor teste ce au ca scop reacţia de sensibilizare a tulpinilor patogene (E coli şi Salmonella spp) dar şi a tulpinilor izolate în urma tratamentelor fizico-chimice.

A fost aplicat un test simplu, al antibiogramei efectuate prin metoda Kirby-Bauer [123], test ce permite identificarea sensibilității microorganismului față de un antibiotic testat. In urma analizei tulpina bacteriană poate fi sensibilă, rezistentă sau indiferentă la antibioticul testat. Tulpinile patogene izolate după fiecare categorie de tratament aplicată nămolului de epurare stabilizat anaerob, E. coli (Fig. 7.10) și Salmonella spp (Fig. 7.11) devin după anumite tratamente aplicată nămolului de epurare stabilizat anaerob susceptibile la acțiunea unui antibiotic comparativ cu proba martor. Proba martor este reprezentată de tulpina bacteriană izolată din nămolul de epurare stabilizat anaerob netratat. Gruparea celor două tulpini patogene izolate (Fig. 7.10, Fig. 7.11) din nămolul de epurare tratat fizico-chimic în: sensibile, rezistente și indiferente la acţiunea antibioticelor testate se face respectând cerinţele specificate de producătorul microcomprimatelor de antibiotic.

Fig. 7. 10 Rezultatul antibiogramei pentru tulpina E. coli identificate pe probele de nămol stabilizat anaerob la acțiunea antibioticelor testate (CN10,CZ30,STX25, CL30, N30)

19

Tratamentul cu ultraviolete aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob a crescut gradul de sensibilitate al tulpinilor de E. coli izolate pe măsura creșterii timpului de aplicare la toate categoriile de antibiotice testate.

Tratamentul cu microunde nu schimbă foarte mult reacţia faţă de antibioticul testat, efectul bactericid al acestuia fiind demonstrat anterior.

Tratamentul de pasteurizare aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob induce o sensibilitate a tulpinii E coli faţă de N30-neomycin cu 31,57% comparativ cu proba martor.

Tratamentele chimice aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob cu foarte mici variaţii schimbă comportamentul tulpinilor de E. coli pentru microcomprimatele CL30-cephalexin și N30-neomycin comparativ cu proba martor.

Se poate remarca faptul că reacţia tulpinilor bacteriene patogene prezente în nămolul de epurare stabilizat anaerob poate fi modificată de acţiunea unui factor fizico-chimic ce acţionează asupra nămolului, acest fapt necesitând atenţie sporită în diferite situaţii de gestionare a nămolului de epurare stabilizat anaerob pentru a nu periclita sănătatea mediului şi a omului. 7.7.2. Rezultatul antibiogramei pentru tulpinile bacteriene izolate ISO

O altă abordare a ecotoxicităţii manifestate la nivelul microflorei prezente în nămolul de epurare stabilizat anaerob a fost ilustrată prin intermediul antibiogramelelor efectuate pe tulpini izolate ISO (Fig 7.12) în mod aleatoriu din nămolul de epurare stabilizat anaerob tratat şi netratat. Această analiză ne poate indica mărimea efectelor induse de tratamentul aplicat nămolul de epurare stabilizat anaerob la nivel procariot.

Pentru a avea o precizie a datelor ecotoxicologice (doză-efect) realizate pe baza sensibilității tulpinilor bacteriene la antibiotice studiile pot fi continuate pentru fiecare dintre tulpinile patogene şi nepatogene izolate din nămolul stabilizat anaerob tratat şi netratat, în scopul identificării dozei de antibiotic [177, 178] corespunzătoare concentrației minime inhibitorii.

Fig. 7. 11 Rezultatul antibiogramei pentru tulpinile ISO izolate din probele de nămol stabilizat anaerob

supus tratamentelor fizico-chimice (alfa, L, MW,UR, US, UVC) la acțiunea antibioticelor testate (CN10,CZ30,STX25, CL30, N30)

7.8. Rezultate privind caracterizarea tulpinilor bacteriene izolate din probele de nămol stabilizat anaerob supuse tratamentului fizic și chimic

Asupra tulpinilor izolate din nămolul de epurare stabilizat anaerob (ISO) a fost efectuată o caracterizare obligatorie în procesul de identificare al speciilor. Din rațiuni materiale nu au putut fi realizate testele biochimice care pot confirma apartenenţa bacteriilor la un grup sistematic. Nefiind un studiu strict de microbiologie, datele prezentate le considerăm ca fiind

20

suficiente pentru o caracterizare primară. Aspectele culturale ale coloniilor, coloraţia Gram, testul oxidazei, observaţiile microscopice asupra formei celulelor în preparate native sunt câteva dintre evaluările făcute asupra tulpinilor izolate (ISO) din nămolul de epurare stabilizat anaerob. Ca element de noutate propunem o analiză spectrală a culturilor ISO, analiză ce va fi discutată în subcapitolul următor.

Din totalul tulpinilor izolate un procent de 57,14% tulpini sunt Gram pozitive (G+) cu diferite moduri de dezvoltare a culturii bacteriene formate pe un mediu uzual de geloză şi sunt în totalitate OXI+. Prezența acestor categorii de tulpini bacteriene izolate din aerosolii din fermele de porci [179] sau din diferite dejecţii si excremente [180], ceea ce poate fi valabil în cazul nămolului utilizat în studiu care este un rezultatul activităţii unei staţii de epurare orăşeneşti. Un procent de 42,85% din tulpinile izolate din nămolul de epurare stabilizat anaerob sunt Gram negative (G-). De remarcat este faptul că din nămolul de epurare stabilizat anaerob au fost izolate doar specii oxidazo-pozitive (OXI+), specii ce aparţin Pseudomonadaceaelor [181].

Caracterizarea primară a tulpinilor izolate este insuficientă pentru plasarea tulpinilor într-un grup sistematic, însa oferă informații privind impactul tratării nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra gradului de supravieţuire și de dezvoltare al microorganismelor mezotrofe aerobe. Pentru a asigura o buna caracterizare a tulpinilor izolate (ISO) s-a recurs în prezentul studiu ca element de noutate pentru caracterizarea microflorei nămolului stabilizat anaerob prin analiza spectrală în infraroşu. 7.9. Analiza spectrală a tulpinilor bacteriene izolate (ISO) din probele de nămol stabilizat anaerob supuse tratamentului fizic și chimic

Caracteristicile structurale și compoziționale ale tulpinilor bacteriene izolate în cultură pură provenite din nămolul de epurare stabilizat anaerob au fost identificate folosind tehnica spectroscopică în Infraroșu cu Transformată Fourier FTIR.

Au fost investigate tulpinile bacteriene izolate în cultura pură prezente înainte cât și după aplicarea suplimentară a unor tratamente fizico-chimice nămolului de epurare stabilizat anaerob. Tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob pentru care au fost izolate aceste tulpini au fost: iradierea cu ultraviolete (UVC), iradierea cu radiații ionizante de tip alfa (Alfa), cu ultrasunete (US), cu microunde (MW), tratarea cu CaO (L) și cu uree (UR). A fost izolată și o tulpina ca fiind cea mai des întâlnite în nămolul stabilizat anaerob netratat.

Fiecare spectru înregistrat corespunzător tulpinilor izolate a fost prelucrat din punct de vedere matematic (s-a utilizat derivata a doua, funcţie ce permite evidențierea maximelor „ascunse”) [182].

Înregistrarea spectrelor obţinute la bacteriile izolate pe un mediu uzual de geloză nutritivă s-a realizat prin transferul unei părţi din colonie cu instrumente sterile, astfel încât să se evite contaminarea probelor. S-a utilizat interfaţa Golden Gatecu reflexie totală atenuată ATR a spectrofotometrului de absorbţie în infraroşu Tensor 27, Bruker.

Spectrele au fost înregistrate pe domeniul 4000 – 550 cm-1, cu o rezoluţie de 4 cm-1 şi 36 de scanări. După înregistrarea fiecărui spectru a fost curăţată suprafața accesoriului ATR cu metanol 99%. Înainte de înregistrarea fiecărei probe (obținută în triplicat) s-a înregistrat spectrul aerului (background). Datele spectrale obţinute au fost ulterior prelucrate cu software-ul ORIGIN versiunea 9.

Pentru a putea realiza o evaluare corectă a datelor spectrale pentru început au fost supuse analizei spectrale probele de nămol netratat suplimentar (N) precum probele de nămol sterilizat suplimentar (NS) (Fig. 7.13a), derivatele de ordin 2 ale mediului nutritiv Geloza G (Fig. 7.13b), ale nămolului N (Fig. 7.13 c) și ale nămolului NS (Fig. 7.13d) obținut în urma sterilizării suplimentare prin autoclavare, respectându-se procedurile standardizate [132]. Măsurătorile s-au efectuat în domeniul spectral 550 cm-1 – 4000 cm-1.

21

600 800 1000 1200 1400 1600 1800

-0.10

-0.05

0.00

0.05

0.10

0.15

0.20

0.25

0.30

A

bsor

bant

a

Numar de unda(cm-1)

N NS

a

400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200-0.0004

-0.0002

0.0000

0.0002

0.000416

82165

116

37162

9

1618

Der

ivat

a a

doua

Numar de unda (cm-1)

G

1562

563

586

612

b

22

400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200

-0.003

-0.002

-0.001

0.000

0.001

0.002

0.003

0.004

Der

ivat

a a

doua

Numar de unda(cm-1)

N

1538

1562

1589

1599

586563

572

702

c

400 600 800 1000 1200 1400 1600 1800 2000 2200

-0.0006

-0.0004

-0.0002

0.0000

0.0002

0.0004

0.0006

Der

ivat

a a

doua


NS

586572

563640

670

1562

1619

1635

1652

1686

d

Fig. 7. 12 Spectrul de absorbţie în ATR funcţie de numărul de undă pentru probele de nămol de epurare stabilizat anaerob (N) și nămol de epurare stabilizat anaerob suplimentar tratat prin autoclavare (NS) (a); Derivata a2-a a spectrului ATR în funcție de numărul de undă pentru probele de Geloză nutritivă (b), N (c) și NS (d)

Din Fig 7.13 a se observă că spectrul ATR pentru nămolul NS diferă substanțial de spectrul nămolului N (în care microorganismele sunt viabile) în domeniul spectral 2000 cm-1 – 550 cm-1. Această constatare se confirmă în urma efectuării derivatei de ordinul 2 a spectrelor inițiale ale gelozei, N și al celui sterilizat suplimentar prin autoclavare NS. Prin urmare, se

23

poate afirma că în domeniul spectral 2000 cm-1 – 550 cm-1 se pot identifica diferențele dintre spectrele fiecărei tulpini bacteriene investigate. Domeniul spectral ales este diferit de cel utilizat în literatura de specialitate [183].

Din Figura 7.13 c-d se observă diferențe majore între spectrele nămolului N și a celui tratat suplimentar prin autoclavare NS în două domenii distincte 550 cm-1 –875cm-1 (I) și 990 cm-1– 1633cm-1(II). Deoarece domeniul fingerprint este considerat de cei mai mulți autori [183-185] ca fiind atribuit intervalului 1800 cm-1– 550 cm-1, ne-am propus să analizăm mai detaliat spectrele tulpinilor izolate în acest domeniu spectral.

Benzile din domeniul I sunt cauzate în principal de legăturile carbonului. Maximele din regiunea de la 586 cm-1 corespund vibrațiilor de deformare a legăturilor C-H în afara planului. Cel de al doilea domeniu II, specific nămolurilor N și NS (Fig.7.14 c-d),prezintă două particularități la 1537 cm-1 și la 1560 cm-1ce corespund grupărilor Amide II.

Pentru a caracteriza tulpinile bacteriene izolate din punct de vedere al structurii moleculare au fost studiate spectrele ATR ale acestora în domeniul 550 cm-1 – 1800 cm-1.

Scopul acestor analize a fost de a identifica amprenta (fingerprint) fiecărei tulpini bacteriene care a rămas rezistentă la tratamentul aplicat.

Datorită faptului că în domeniul 550 cm-1 – 800 cm-1 nu s-au remarcat particularități bine definite, domeniul de investigare s-a redus la 900 cm-1 – 1700 cm-1. Pentru ca rezultatele investigațiilor particularităților tulpinilor izolate să nu interfere cu mediul nutritiv pe care au fost crescute tulpinile izolate s-au identificat și caracteristicile spectrale ale gelozei G (mediul nutritiv pentru tulpinile izolate) (Fig.7.14b).

Caracterizarea la nivel de structură moleculară a tulpinii cel mai frecvent întâlnită în nămolul de epurare stabilizat anaerob și a tulpinilor bacteriene cele mai frecvent întâlnite în nămolul de epurare stabilizat anaerob supus unor tratamente fizico-chimice pentru o igienizare suplimentară este prezentată în Fig. 7.14. a-g.

În plus, pentru a putea evidenția diferențele dintre structurile moleculare ale tulpinilor izolate rezistente la diferite tratamente s-a sintetizat în Tabelul 7.7 atribuirea principalele benzi rezultate din analiza derivatei de ordinul 2 a spectrului inițial de absorbție funcție de numărul de undă în regiunea 700-1800 cm-1.

Limita de eroare a numerelor de undă în care am considerat ca fiind aceleași benzi de absorbție a fost de 15 cm-1 conform literaturii de specialitate [189].

Tabel 7. 1 Atribuirea benzilor de absorbție FTIR ale bacteriilor izolate din nămolul de epurare

stabilizat anaerob înainte și după tratamentele suplimentare aplicate Principalele benzi de absorbție FTIR (cm-1) al fiecărei tulpini

bacteriene rezistente la tratamente Atribuire Referințe

ISO ISO1 ISO2 ISO3 ISO4 ISO5 ISO6 916 Inel riboză [185] 974 ADN [185] 1060 C–O–C, P–O–C vibrații de

întindere simetrică a polizaharidelor

[190]

1074 PO2 vibrații de întindere simetrică a ADN-ului și

fosfolipidelor

[185, 190]

1233 1231 PO2 vibrații de întindere asimetrică a ADN-ului și

fosfolipidelor

[190]

1270 PO2 vibrații de întindere asimetrică a ADN-ului și

fosfolipidelor

[190]

1353 1354 C-O, C-H, N-H vibrații de întindere

[184]

24

Principalele benzi de absorbție FTIR (cm-1) al fiecărei tulpini bacteriene rezistente la tratamente Atribuire

Referințe

ISO ISO1 ISO2 ISO3 ISO4 ISO5 ISO6 1372 CH2 vibrații de îndoire ale

lipidelor [190]

1387 1409 1419 COO− vibrații de întindere simetrică a catenelor laterale ale aminoacizilor și acizilor

grași

[190]

1442 1449 CH2 vibrații simetrice de îndoire ale lipidelor

[190]

1459 CH3 vibrații asimetrice de îndoire ale lipidelor

[185]

1502 1502 Amide II (vibrație de îndoire N-H cuplată cu vibrația de întindere a legăturii C-N)

[191]

1520 1518 Amide II [184] Proba ISO4 are două minime la 1518 cm-1 și 1575 cm-1 înguste și de o intensitate mare.

Acestea sunt atribuite grupărilor funcționale Amide II (Fig. 7.14e). Probele ISO și ISO3 (Fig. 7.14a,d) au două minime comune la ~1548 cm-1 și la ~1642 cm-1. Datorită faptului ca minimul de la 1642 cm-1 se regăsește și în mediul nutritiv la 1637 cm-1, el va fi exclus ca și item de identificare a tulpinii. La fel se va proceda și cu numărul de undă 1353 cm-1 care se regăsește în două tulpini diferite (ISO2 la 1353 cm-1și ISO5 la 1354 cm-1), cu 1563 cm-1 (G la 1562 cm-1, ISO1 la 1572 cm-1, ISO2 la 1563 cm-1, ISO4 la 1575 cm-1 și ISO5 la 1563 cm-1) (Tabel 7.7).

În concluzie singurul număr de undă din regiunea propusă de noi de 900-1530 cm-1(RS) pentru a fi investigată în vederea caracterizării tulpinilor bacteriene eliminat a fost cel de la 1353 cm-1. Celelalte benzi eliminate nu aparțin regiunii selectate de noi (RS) și argumentează în plus corectitudinea domeniului ales.

1300 1400 1500 1600 1700-0.0002

-0.0001

0.0000

0.0001

Der

ivat

a a

dou

a


ISO

1372 1459

1502

1548

1592 1642

a

25

1300 1400 1500 1600 1700 1800

-0.0004

-0.0002

0.0000

0.0002

Der

ivata

a d

oua


IS01

1387 1442

15201572

1662

b

800 900 1000 1100 1200 1300 1400 1500 1600 1700

-0.0001

0.0000

0.0001

Der

ivaa

ta a

doua


ISO2

916974 1353

1409 1563

10741233 1444

1537

c

1100 1200 1300 1400 1500 1600 1700

-0.00005

0.00000

0.00005

Der

ivat

a a

doua


ISO3

1543 1639

1231

d

26

1100 1200 1300 1400 1500 1600 1700 1800 1900 2000

-0.0005

0.0000

0.0005

Deriv

ata a dou

a


ISO4

15181575

1626

e

1100 1200 1300 1400 1500 1600 1700 1800

-0.00010

-0.00005

0.00000

0.00005

Der

ivat

a a

doua


ISO5

13541419

1563

f

800 1000 1200 1400 1600 1800

-0.00005

0.00000

Der

ivat

a a

doua


ISO6

8311060 1270

15021752

1532

g

Fig. 7. 13 Derivata a doua a spectrului de absorbţie funcție de lungimea de undă atribuit regiunii 800-1800 cm-1 pentru tulpina ISO (a), ISO1 (b), ISO2 (c), ISO3 (d), ISO4 (e), ISO5 (f), ISO6 (g) din care a fost extras spectrul gelozei

27

Se observă că în spectrele pentru tulpinile izolate în domeniul 900-1530 cm-1 nu se regăsesc benzile caracteristice ale nămolului și nici ale mediului nutritiv (Geloza) (Tabelul 7.6).

În aceste condiții vom propune regiunea 900-1530 cm-1 ca domeniu de referință pentru a diferenția din punct de vedere a structurii moleculare tulpinile bacteriene izolate din nămolul de epurare rezistente la tratamente.

În plus propunem următoarele numere de undă specifice tulpinii izolate din nămolul netratat ISO (1372 cm-1, 1459 cm-1) și tulpinilor izolate rezistente la tratamente ISO2 (916 cm-

1, 974 cm-1, 1074 cm-1), ISO3 (1231 cm-1), ISO6 (831 cm-1, 1060 cm-1, 1270 cm-1). Spectrul molecular al tulpinilor ISO1 și ISO4 nu ne permite evidențierea cu ușurință a

unor benzi caracteristice pentru identificarea bacteriană. Analiza componentelor principale ACP în domeniul 900-1530 cm-1

Asupra datelor înregistrate cu ajutorul spectroscopiei IR, a fost realizată o evaluare statistică a componentelor principale. Scopul analizei componentelor principale ACP este acela de a grupa variabilele răspuns (în acest caz, spectrul ATR înregistrat între 900 și 1530 de cm-1) în funcție de sursele de influență.

Această analiza factorială a fost realizată utilizându-se metoda ACP de extracţie a factorilor, urmată de metoda de rotaţie Varimax cu normalizare Kaiser şi s-a aplicat variabilelor standardizate corespunzătoare intensităților ATR înregistrate pentru fiecare tulpină în parte. În urma rezultatelor ACP cele 3 componente principale extrase explică împreună 96% din varianţa totală. După rotaţia factorilor, 42% din varianţa totală este explicată de primul factor, în timp ce al doilea factor acoperă 39% (Fig.7.15).

Fig.7. 15 Scorurile factorilor principali rezultați în urma analizei ACP realizate la spectrele celor 7 tulpini izolate din nămolul de epurare stabilizat anaerob înainte și după tratamentele fizico-chimice aplicate suplimentar

Se observă caracteristici comune spectrale între bacteriile izolate din nămolul de epurare stabilizat anaerob și același nămol expus la radiații ionizante alfa timp. Acest rezultat infirmă rezultatul anterior obținut din analizele microbiologice. Se poate recomanda utilizarea metodei de analiză ATR pentru verificarea rapidă, suplimentară a existenței tulpinilor bacteriene rezistente într-un nămol igienizat.

În plus se poate diferenția sau în unele cazuri chiar identifica rapid tulpinile izolate rezistente la tratamente aplicate nămolului de epurarea stabilizat anaerob în domeniul spectral de referință 900-1530 cm-1.

28

Capitolul 8. REZULTATELE TESTELOR DE ECOTOXICITATE ALE NĂMOLULUI DE EPURARE STABILIZAT ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO-CHIMICE LA NIVEL EUCARIOT PLANTE 8.1. Rezultatele testelor de ecotoxicitate la ceapă (Allium cepa L.) var. galbenă 8.1.1. Rezultate privind studiul aberațiilor cromozomiale la ceapă (Allium cepa L.) var. galbenă induse de tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob

Studiul aberațiilor cromozomiale este deosebit de complex, acestea fiind asociate cu o serie de factori intrinseci sau extrinseci ce pot cauza apariţia lor. La plante, aberațiile cromozomiale sunt vizibile în preparatele citogenetice analizate la microscopul optic în ana-telofaza mitozelor radiculare [192], astfel: fragmente acentrice care sunt lipsite de centromer și care nu migrează la cei doi poli ai

celulei, fiind metabolizați după o serie de diviziuni succesive. Pierzându-se materialul genetic se produce un dezechilibru de dozaj la nivelul genelor. Dacă segmentul deletat este de dimensiuni mici şi nu conţine gene de importanţă majoră, celula poate supravieţui. Deleţiile cu informaţie esenţială pentru activitatea celulară care afectează o mare parte a cromozomului vor determina moartea celulelor respective;

fragmente centrice de tipul cromozomilor inelari apărute în urma a două deleții terminale la nivelul unui cromozom. Aceste fragmente cromozomiale inelare participă la diviziune având centromerul cromozomului, dar fiind lipsite de telomeri;

inele acentrice rezultate din unirea unor fragmente cromozomiale mari; acestea sunt lipsite de centromer;

punțile cromozomiale formate din reunirea a doi sau mai multor cromozomi ce au suferit deleții terminale. Aceste punți cromozomiale rămân vizibile între cele două mase cromatidice separate în ana-telofază;

micronuclee; cromozomi retardatari - la care centromerul nu se prinde de fusul de diviziune, astfel

neputând migra la polii celulei și dezechilibrând în acest mod repartiția cromozomilor între cele două celule fiice formate;

ana-telofaze tripolare, tetrapolare, multipolare dezorganizate determinate de formarea fusului de diviziune cu 3,4 sau mai mulți poli. În acest mod cromatidele surori migrează în 3,4 sau mai multe direcții, ceea ce duce la repartizarea inegală a materialului genetic între celulele fiice rezultate;

aberații cromozomiale asociate de tipul: punți cu fragmente, punți cu cromozomi retardatari, punți cu micronuclee, etc. La specia Allium cepa L. tratată cu nămol de epurare au fost identificate o parte dintre

aberațiile cromozomiale menționate anterior, imagini care sunt redate în Fig. 8.1. a-j.

29

a. Ansamblu de celule aflate în diviziune (40X) la specia Allium cepa L.

b. Punți și cromozomi expulzați (foto original)

c. Interfaza cu micronucleu

d. Ana-telofaza cu cromozom expulzat

e. Ana-telofaza cu punte

f. Telofaza cu fragment

g. Profaza (control)

h. Metafază (control)

30

i. Profază şi ana-telofază (control)

j. Telofază (control)

Fig. 8. 1 Aberații cromozomiale întâlnite la specia Allium cepa L., respectiv profază (i), telofază (j), telofază cu fragment (f), anatelofază cu punte (e), interfaza cu micronucleu(c) (foto original)

Reprezentarea grafică a procentului fazelor diviziunilor mitotice pentru fiecare variantă experimentală este redată în Fig. 8.2, cea privind indicele mitotic în Fig. 8.3 și cea privind procentul de aberații cromozomiale în Fig. 8.4.

Fig. 8. 2 Reprezentarea grafica a procentului fazelor diviziunilor mitotice pentru fiecare variantă experimentală

Fig. 8. 3 Reprezentarea grafică a indicelui mitotic exprimat în procente pentru fiecare variantă experimentală

31

Fig. 8. 4 Reprezentarea grafică a aberațiilor cromozomiale exprimat în procente pentru fiecare variantă experimentală analizată

Aşa cum s-a menţionat, s-au identificat la unele variante experimentale cu nămol de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar fizico-chimic şi netratat aberaţii cromozomiale: metafaze dezorganizate, metafaze cu cromozomi expulzaţi, profaze şi interfaze cu micronuclei, profaze cu „mugure” nuclear. 8.1.2. Rezultate privind datele biometrice obţinute la ceapă (Allium cepa L.) induse de tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob Datele biometrice obținute la ceapa tratată cu diferite soluţii de nămol de epurare stabilizat anaerob, tratat și netratat au fost analizate statistic prin metoda de regresie Partial Least Squares Regression (PLSR) realizată cu ajutorul softului UNSCRAMBLE. Se pot remarca din analiza graficului din Fig. 8.10 a. corelaţiile existente între tipul tratamentelor şi celelalte variabile analizate. Factorul 1 explică 35% din variaţia datelor biometrice şi prezintă o corelaţie pozitivă cu variantele experimentale de nămol tratat prin pasteurizare (PM, PJ, PI) şi cu parametrul concentraţie nămol Con_N(%). În acelaşi grafic se poate observa prezenţa unei corelaţii negative între tipul de tratament (Factor 1) şi probele de nămol netrat (N).

Factorul 2 (indicele mitotic) se corelează pozitiv cu martorul (AD) pentru toate variabilele analizate și negativ cu varianta experimentală în care s-a utilizat nămol netratat (N) (Fig. 8.10 c). Corelații negative se pot observa şi în cazul variabilei concentrație nămol și pentru tipul de tratament PM (Fig. 8.10 c). În graficul din Fig. 8.10 d se poate observa o corelaţie foarte puternică (R>0,9) între Factor 2 (indice mitotic) şi proba martor (AD), aspect ce confirmă validitatea experimentului. Se mai pot identifica corelații pozitive, semnificative din punct de vedere statistic, cu parametrii biometrici masa totală rădăcini și masa bulbi.

Factorul 3 (dimensiunile biometrice) prezintă corelații pozitive cu tratamentele de pasteurizare medie și joasă și o corelaţie negativă cu tratamentul de pasteurizare înaltă indiferent de concentrația nămolului, aspect evidenţiat în graficul din Fig. 8.10 e.

Se poate observa din graficul prezentat în Fig. 8.10f o puternică corelație negativă între Factorul 3 (dimensiunile biometrice) şi tratamentul de pasteurizare înaltă (PI), dar şi o corelaţie pozitivă între numărul de rădăcini și tratamentele de pasteurizare medie și joasă.

32

a

b

c

33

d

e

f

Fig. 8. 5 Contribuția variabilelor independente la Factorului 1 (a), Factorului 2 (c), Factorului 3 (e) și corelațiile dintre variabilele independente și cele dependente corespunzătoare Factorului 1 (b), Factorului 2 (d), Factorului 3 (f)

34

8.2. Rezultatele testelor de ecotoxicitate asupra grâului comun soiul Dropia (Triticum aestivum L.)

Investigațiile realizate au avut drept scop identificarea și evaluarea impactului nămolului de epurare stabilizat anaerob, dar şi a tratamentelor fizico- chimice aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob la nivelul grâului comun (Triticum aestivum L.) soiul Dropia.

A fost evaluat impactul ecotoxicologic al nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat şi netratat asupra procesului de germinare, creștere și dezvoltare la specia Triticum aestivum L. soiul Dropia. Pentru a sublinia impactul nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat şi netratat la această plantă în studiu au fost variaţi parametrii concentraţie nămol (10%, 25%, 50%, 75%, 100%); timp de contact al cariopselor de grâu cu produsul testat (6h, 12h şi 24h) şi tip tratament nămol de epurare stabilizat anaerob.

Testele realizate la nivel de plantulă (experimentul a durat 14 zile) au avut drept scop cuantificarea gradului de toxicitate acută la grâu, parametri pe baza cărora să se realizeze predicţii cu privire la impactul ecotoxicologic al nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat şi netratat. Acest studiu realizat la scară de laborator pe grâul comun, soiul Dropia poate constitui punctul de referință al unor studii complexe cu durată îndelungată pe un câmp de cercetare, în care să fie testate cele mai bune variante de tratamente aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob cu rezultate semnificative statistic şi de ce nu al unor colaborări cu institutele de cercetare din zonă (de exemplu Institutul de cercetare Secuieni-Nemţ). 8.2.1. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biometrici Variația EC

Pentru a cuantifica măsura în care nămolul de epurare stabilizat anaerob a influențat pozitiv sau negativ procesele fiziologice de germinare, creștere și dezvoltare la această specie testată, au fost calculaţi indicii de inhibiţie pentru parametrii biometrici pentru creşterea tulpinilor (It) (%) și pentru rata de germinare la 14 zile (Igr14) (%) [85, 195]. Din analiza variantelor experimentale, cu ajutorul softului GraphPrism s-a calculat parametrul ecotoxicologic EC50 (Fig. 8.11).

Fig. 8. 6 Curba de variație neliniară dintre stimularea indicelui de inhibiție al creșterii părții aeriene la plantulele de grâu obținute din cariopsele ținute în contact cu nămol netratat şi logaritmul concentraţiei de nămol. Metoda de fitare aleasă a fost metoda robust. RSDR (Abaterea standard a reziduurilor metodei robust) este precizată Valoarea concentrației pentru care se observă o creștere cu 50% a It la plantulele de grâu obținute din cariopsele ținute în contact cu nămol netratat față de varianta martor (apă distilată) scade o dată cu creșterea timpului de contact (Fig. 8.11) de la 73,89% la 40,77%. Aceeași constatare se remarcă și pentru indicele de inhibiție a ratei de germinare la 14 zile (Fig. 8.12), caz în care valoarea concentrației scade de la 67,7% la 38,81% odată cu creșterea timpului de contact.

35

Fig. 8. 7 Curba de variație neliniară dintre stimularea indicelui de inhibiție a ratei de germinare Irg14 la plantulele de grâu obținute din semințele ținute în contact cu nămol netratat (N) şi logaritmul concentraţiei de nămol. Pentru indicele de inhibiție a ratei de germinare la 14 zile, Igr14 valorile pozitive indică un efect de stimulare al nămolului asupra acesteia. Aceste aspecte se corelează direct proporțional cu mărimea și vigoarea plantulelor de grâu. 8.2.2. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biometrici. Variația variabilelor independente

Obiectivul general al acestui studiu este de a analiza efectele principale ale variabilelor

independente (tip de tratament, concentraţie și durata de contact cu nămolul) asupra variabilelor dependente (date biometrice și biochimice). Pentru acest lucru s-a aplicat o analiză statistică de tip Experimental Design (DOE). Analiza DOE modifică controlat variabilele de intrare în scopul de a obține cantități maxime de informații cu privire la relațiile de cauză și efect, cu o dimensiune minimă a eșantionului.

În plus, analiza DOE generează informații privind efectul diverșilor factori asupra unei variabile de răspuns și în unele cazuri poate fi capabilă să determine parametrii optimi pentru aceste elemente. În cazul grâului, au fost măsurate răspunsurile după efectuarea experimentelor ecotoxicologice specifice. Valorile de răspuns (date biometrice și date biochimice) au fost centralizate într-o foaie de lucru Excel și apoi au fost importate în Unscrambler ca tabel de date răspuns. Primul pas a fost acela de crea designul și apoi de a importa variabilele de răspuns. Următorul pas, după importul valorilor de răspuns a fost efectuarea primului control, cum ar fi cel de statistică descriptivă, analizându-se corect efectul produs.

Analiza de varianță (ANOVA) este o tehnică statistică utilizată pentru a investiga și modela relația dintre o variabilă de răspuns și una sau mai multe variabile independente. Astfel, ANOVA este un ansamblu de metode utilizate în analiza observațională a datelor experimentale, date ce depind de mai multe variabile independente ce acționează simultan. Scopul unei analize ANOVA este de a identifica cele mai importante dintre variabilele independente aplicate unui proces la un moment dat și apoi de a estima efectele lor. Pentru fiecare experiment proiectat s-a efectuat o analiza de varianță ANOVA. Din tabelul generat s-a verificat validitatea modelului pentru toate variabilele de răspuns.

Valoarea p a modelului trebuie să fie mai mică de 0,05. Mărimea efectului, r, parametru calculat suplimentar din tabelul ANOVA cuantifică magnitudinea efectului studiat

36

se corelează cu p-value şi poate fi: fără efect (r ≤ 0,2), efect scăzut (0,2≤r ≤ 0,5), efect mediu (0,5≤r ≤ 0,7), efect puternic (r≥0,7). Cazul 1: VARIABILE INDEPENDENTE:

Tip_tratament (A) Concentrație (%) (B) Timp_contact (H) (C)

VARIABILE DEPENDENTE Variabila biometrică: la nivel de rădăcină: lungimea maximă a rădăcinii care este

lungimea principală (Lmax-rad). Analiza de varianță ANOVA s-a realizat pentru variabilele independente A, B și C.

Valoarea p a modelului este mai mică de 0,05 ceea ce confirmă validitatea acestuia. Din graficul dependenței variabilei tipul de tratament asupra Lmax-rad (Fig. 8.13) se

observă un efect mediu în cazul tratamentelor cu ultraviolete, în special la UVC2 (r=0,564, p=0,001).

Fig. 8. 8 Reprezentarea grafică a efectului indus de tratamentul aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra parametrului lungime maximă rădăcină.

În concluzie, pentru cazul 1 variabila de răspuns este influenţată semnificativ statistic

(p=0,001) de tipul de tratament. Se remarcă tratamentul cu ultraviolete (UVC2) ca având influenţa ce-a mai mare asupra parametrilor biometrici analizaţi. Cazul 2: VARIABILE INDEPENDENTE:


VARIABILE DEPENDENTE : Variabila biometrică: la nivel de tulpină, respectiv lungimea medie a tulpinii

Reprezentarea grafică a efectului indus de tipul de tratament aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob, asupra parametrului lungime medie tulpina (Fig. 8.14) confirmă faptul că parametrul lungime medie tulpină nu este influenţat de alegerea tipul tratamentului aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob.

37

Fig. 8. 9 Reprezentarea grafică a efectului indus de tipul de tratament aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob, asupra parametrului lungime medie tulpina Cazul 3: VARIABILE INDEPENDENTE:


VARIABILE DEPENDENTE : Variabile rata de germinare la 3zile (Rg3) și rata de germinare la finalul experimentului

(Rg14).

Fig. 8. 10 Reprezentarea grafică a efectului indus de concentrație aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob, asupra parametrului rata de germinare Rg3

Concentraţia de nămol stabilizat anaerob are un efect de stimulare pentru parametrul de

răspuns rata de germinare la 3 zile (Rg3), la procente de 25% şi 75% nămol după care se observă un trend descendent (Fig 8.15). Influența concentraţiei asupra ratei de germinare este una puternică (r=0,804, p=0,001).

Analiza ANOVA corespunzătoare variabilei de răspuns rata de germinare la 14 zile Rg14 şi variabilele independente tip tratament (A), concentraţie (B), timp de contact (C) prezintă un p semnificativ statistic pentru toate modelele analizate.

Concentraţia nămolului de epurare are o influenţă puternică asupra Rg14 (r=0,861 p=0,000) (Fig 8.16).

38

Fig. 8. 11 Reprezentarea grafică a efectului indus de concentrație aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra parametrului rata de germinare Rg14

A

A: Tip_tratamentN PJ PM PI UVC1 UVC2 UVC3

40

50

60

70

80

90

100

110

Fig. 8. 12 Reprezentarea grafică a efectului indus de tipul de tratament aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob, asupra parametrului rata de germinare Rg14

Aşa cum se poate observă în graficul din Fig. 8.17, efectul asupra rata de germinare la 14 zile (Rg14) este maxim în situaţia nămolului tratat cu ultraviolete, timp de trei ore de expunere UVC3. Influența tipului de tratament în acest caz este puternică (r=0,695, p=0,002). Cazul 4: VARIABILE INDEPENDENTE:


VARIABILE DEPENDENTE : Variabile biochimice: la nivel de cantitate antioxidanți, respectiv concentrația total

fenolilor, flavonoizi, green parameter și raportul cla/clb Timpul de contact (Fig. 8.18) al cariopselor de grâu cu variantele de nămol tratat şi

netratat influențează semnificativ statistic (p=0,000) variabila de răspuns conţinut de total fenoli din plantulele de grâu crescute pe diferite variante de nămol de epurare stabilizat anaerob tratat fizic și chimic şi nesupus tratamentelor suplimentare. Influența timpului de contact în acest caz este puternică (r=0,933, p=0,000).

39

Fig. 8. 13 Reprezentarea grafică a efectului indus de timpul de contact cu nămolul stabilizat anaerob, asupra conținutului de fenoli.

De asemenea, tipul tratamentului aplicat nămolului (p = 0,5590) şi concentraţia (p =

0,6622) produc un efect nesemnificativ asupra variabilei de răspuns conţinut de flavonoizi din plantulele de grâu crescute pe diferite variante de nămol de epurare stabilizat anaerob tratat fizico-chimic şi netratat.

În schimb, timpul de contact al cariopselor de grâu cu variantele de nămol tratat şi netratat produc un efect semnificativ statistic privind variabila de răspuns conţinut de flavonoizi aşa cum în graficului din Fig. 8.19. Influența timpului de contact în acest caz este puternică (r=0,950, p=0,000).

Fig. 8. 14 Reprezentarea grafică a efectului indus de timpul de contact cu nămolul stabilizat anaerob, asupra conținutului de flavonoizi. Concluzii: O modelare statistică de tip DOE (Design Experimental) asupra datelor experimentale obţinute la grâul comun (Triticum aestivum L.) soiul Dropia a fost realizată cu scopul de a observa impactul unei variabile independente asupra răspunsului generat la nivelul plantei și cuantificat prin parametrii biometrici şi biochimici măsuraţi.

Din analiza de varianță ANOVA pentru variabilele de răspuns la nivelul biometriei rădăcinii se observă clar efecte induse de variabila independentă tip de tratament pentru aproape toate variantele experimentale și de concentrație în cazul proceselor metabolice care au loc în cazul proceselor germinative. Tipul de tratament influențează clar procesele de creştere la nivel de parte subterană a plantei. Din analiza de varianță ANOVA pentru variabila de răspuns la nivelul biometriei tulpinii nu se observă nici un efect indus de variabilele independente tip de tratament, concentrație și timp de contact.

Din analiza de varianță ANOVA pentru variabilele de răspuns la nivel de antioxidanţi total fenoli și flavonoizi se identifică efectele semnificative statistic induse de variabila independentă timp de contact. Acesta influenţează cantitatea de total fenoli și flavonoizi

40

sintetizată în plantulele de grâu. Concentrația intervine în cazul proceselor germinative (efect maxim la 25% concentraţie nămol).

Putem concluziona că nămolul de epurare stabilizat anaerob tratat produce o stimulare a gradului de germinare, favorizează creşterea și dezvoltarea plantulelor de grâu într-o anumită concentraţie, dar efectul poate deveni stresant pentru plantă, aspect remarcat de conţinutul de antioxidanţi ce crește odată cu creșterea timpului de contact. 8.2.3. Rezultatele testelor de ecotoxicitate aferente parametrilor biochimici analizaţi la grâul comun (Triticum aestivum L.) soiul Dropia Pentru fiecare variantă experimentală, în acest studiu s-a calculat cantitatea de flavonoizi exprimată prin conținutul de quercitină (mg/g) (Fig. 8.20), respectiv a conţinutul de total fenoli, exprimat prin cantitatea de acid galic (mg /g) (Fig. 8.21).

Fig. 8. 15 Variația conținutului de flavonoizi (quercitina) (mg/g) măsurat la toate variantele

experimentale folosite in studiu (N,PI,PJ,PM,UVC1,UVC2,UVC3) comparativ cu martorul AD.

41

Fig. 8. 16 Variația conținutului de total fenoli (acid galic) (mg/g) măsurat la toate variantele experimentale folosite in studiu (N, PI, PJ, PM, UVC1, UVC2, UVC3) comparativ cu martorul (AD) La o concentrație mică (25%) tratamentul cu pasteurizare medie și cel cu ultraviolete timp de 2h pot avea un efect pozitiv dar numai la un timp redus de contact (6h).

8.3. Rezultatele testelor de ecotoxicitate asupra speciei Lemna minor L. 8.3.1. Rezultatele investigaţiilor privind testul de ecotoxicitate acută a nămolului de epurare pe lintiță (Lemna minor L.)

Rezultatele testului de ecotoxicitate realizat asupra speciei Lemna minor L. au vizat identificarea modului de acţiune a nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra unor parametri de creştere, precum şi particularităţile datorate tratamentelor aplicate suplimentar nămolului de epurare stabilizat anaerob.

Interpretarea rezultatelor obţinute a fost realizată cu ajutorul aplicaţiilor StatGraph și PrismaGraph, versiunea 5 pentru Windows.

Răspunsul ecotoxicologic manifestat de lintiţă la tratamentul cu nămol ICx/ECx reprezintă concentrația la care are loc inhibarea/stimularea creşterii parametrului monitorizat cu x% [196]. Pentru fiecare variantă experimentală analizată au fost calculaţi o serie de parametri ca: viteza de creştere (VSC) şi doza de inhibiţie (IC10, IC25, IC50) sau stimulare (EC50) comparativ cu proba martor, la care substratul de creștere a fost apa distilată.

Gradul de stimulare/inhibare a creşterii la specia Lemna minor L. aflată în contact cu nămol de epurare stabilizat anaerob şi nămol tratat suplimentar fizico-chimic în diferite concentraţii este evidenţiat în Fig.8.25.

42

Fig. 8. 17 Viteza specifică de creştere (VSC) la specia Lemna minor L. în contact cu nămolul de epurare stabilizat anaerob tratat şi netratat

Ierarhia tratamentelor prezentată în ordinea descreşterii gradului de toxicitate al nămolului asupra vitezei specifice de creştere la lintiţă pentru IC10 este: UVC3 și US > UVC1 > UVC2 > PJ > PM > PI.

În concluzie, tratamentele suplimentare aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob cu ultrasunete şi cel cu ultraviolete reduc cel mai mult gradul de toxicitate inițial al nămolului.

Singurul tratament pentru care gradul de toxicitate (IC10) este mai mare decât al nămolului netratat este cel cu NaOH aspect reflectat şi în Fig 8.25. 8.3.2. Rezultatele investigaţiilor privind variația ariei frondelor la lintiță (Lemna minor L.) în funcție de tratamente și concentrație

Suprafaţa frondelor a fost calculată cu ajutorul programului NX 7.5 dezvoltat de compania Siemens PLM Software. Pentru fiecare variantă s-a utilizat drept martor suprafața frondelor lintiței crescute pe substrat de apă.

Nămolul netratat (Fig. 8.26) prezintă un efect de stimulare a creșterii frondelor manifestat la finalul experimentului faţă de variantele iniţiale tratate cu doze diferite de nămol. Astfel, cea mai mare valoare a creşterii parametrului investigat, de 76,99 % o regăsim la varianta tratată cu 12.5 mg/L nămol de epurare stabilizat anaerob, iar cea mai mică valoare de 9,86% s-a obţinut în cazul variantei tratate cu 200 mg/L.

Fig. 8. 18 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de epurare stabilizat anaerob funcție de concentrația nămolului

AD

43

În cazul tratamentului cu ultrasunete (Fig. 8.27) suprafaţa frondelor se mărește de la 26,77 mm2 la 92,862 mm2. Se înregistrează o creştere maximă a suprafeţei frondelor, respectiv de 81,40% la utilizarea a 12,5 mg/L nămol de epurare stabilizat anaerob tratat.

Fig. 8. 19 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de epurare stabilizat anaerob tratat cu ultrasunete funcție de concentrația nămolului

Fig. 8. 20 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de epurare stabilizat anaerob tratat prin pasteurizare înaltă funcție de concentrația nămolului

Expunerea suplimentară la ultraviolete a nămolului de epurare stabilizat anaerob (Fig. 8.31-8.33) induce acelaşi mod de stimulare a suprafeței fondelor manifestată diferit funcţie de concentrația nămolului utilizată.

Fig. 8. 21 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de epurare stabilizat anaerob expus la ultraviolete 1h funcție de concentrația nămolului

44



Pentru tratamentul cu CaO (Fig.8.34) se observă un maxim la concentrația de 50 mg/L şi un minim la concentrația de 100 mg/L.

În situaţia tratării cu NaOH (Fig. 8.35) se remarcă cea mai bună creştere la a suprafeței foliare la concentrația de 3,125mg/L.

Fig. 8. 24 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de

epurare stabilizat anaerob tratat cu CaO funcție de concentrația nămolului

45

Fig. 8. 25 Variația mediilor ariilor frondelor plantelor de lintiţă crescute pe probe cu nămol de

epurare stabilizat anaerob tratat cu NaOH funcție de concentrația nămolului 8.3.3. Rezultatele investigaţiilor privind testul de bioacumulare a metalelor grele (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn) din nămolul de epurare stabilizat anaerob de către lintiţă (Lemna minor L.)

Pentru a evalua eficient gradul de bioacumulare al metalelor grele s-a efectuat analiza de varianță ANOVA considerând ca: VARIABILE INDEPENDENTE:

Tip_tratament (A) Concentrație (%) (B)

VARIABILE DEPENDENTE: Randamentele de extracție a metalelor grele (Cd, Cr, Cu, Ni, Pb, Zn)

Validitatea modelului (p<0,05) pentru toate variabilele de răspuns s-a verificat din tabelul generat, selectându-se modele semnificative din punct de vedere statistic pentru toate metalele grele analizate.

În etapa următoare s-a analizat efectul pe care tipul de tratament, respectiv concentrația de nămol l-au avut asupra randamentului de extracție a metalelor grele analizate utilizând testul Design Experimental (DOE).

Gradul de intensitate a efectului este dat de parametrul r calculat din tabelul ANOVA cu următoarele semnificații: r între 0 și 0.2 – efect nesemnificativ; r între 0.2 și 0.5 – efect mediu; r între 0.5 și 0.7 – efect mare; r între 0.7 și 1 – efect puternic [165]. Efectul asupra randamentului de extracție a Cd

Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.8) se poate concluziona că alegerea atât a tipului de tratament (p<0,01), cât și a concentrației (p<0.01) influențează gradul de bioacumulare a Cd în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p=0.0001). Tabel 8. 1 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție al Cd

ANOVA R_ Cd

ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 16202,6300 4,0583 0,0001 Error 48,0000 3992,43700 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A) 12,0000 11940,6700 2,9908 0,0034 Concentrație (B) 4,0000 28988,4900 7,2609 0,0001

46

ANOVA R_ Cd

ANOVA DF MS F-ratio p-value Model Check Mean Linear 16,0000 16202,6300 4,0583 0,0001 Se poate remarca gradul bun de extracţie pentru Cd în cazul tratamentelor fizice aplicate

nămolului de epurare stabilizat anaerob, cu un maxim manifestat la tratamentul cu ultraviolete (UVC1), respectiv cel termic (PJ), comparativ cu tratamentele chimice. În ceea ce priveşte concentraţia folosită în lucru, efectul maxim a fost obţinut în situaţia utilizării dozelor mici de nămol.

În literatura de specialitate [197], Cd este un biomarker utilizat în testele de ecotoxicitate realizate pe Lemna minor L. Propunem pentru nămolul de epurare stabilizat anaerob tratat prin diferite metode fizico-chimice utilizarea acestui metal ca şi biomarker în studiile de ecotoxicitate. Efectul asupra randamentului de extracție a Cr

Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.9) se poate concluziona că alegerea atât a

tipului de tratament (p=0,00), cât și a concentrației (p<0.05) influențează gradul de bioacumulare al Cr în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p= 0.000). Tabel 8. 2 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție al de extracție a Cr

ANOVA R_ Cr ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 192,2543 4,9672 0,0000 Error 48,0000 38,7048 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A)

12,0000 210,3637 5,4351 0,0000

Concentrație (B)

4,0000 137,9260 3,5635 0,0127

Model Check Mean Linear 16,0000 192,2543 4,9672 0,0000 Cromul este un microelement esenţial într-o anumită doză pentru creşterea şi

dezvoltarea speciei Lemna minor L., participând la foarte multe procese fiziologice (biosinteza clorofilei, fotofosforilarea oxidativă, mediază diferite activităţi enzimatice) [198].

Folosirea acestuia ca biomarker pentru estimarea efectului indus de tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob poate da indicaţii precise, măsurabile privind gradul de tolerantă al speciei luate în studiu faţă de prezenţa nămolului de epurare, informaţii ce pot fi extrapolate la nivelul întregului ecosistem.

Este evident faptul ca tratamentul cu ultrasunete favorizează fitoextracţia acestui microelement într-o manieră suportată de planta analizată.

47

Efectul asupra randamentului de extracție a Cu Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.10) se poate concluziona că doar alegerea

tipului de tratament (p<0.01) influențează gradul de bioacumulare a Cu în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p<0.05).

Din analiza efectului variabilei Tipul de tratament asupra randamentului de extracție al Cr (Fig. 8.40) se poate concluziona că acesta este unul mediu (r=0,428; p=0,0074), tratamentele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat cu ultrasunete (US) și microunde (MW) având influența cea mai bună asupra randamentului de extracție. De asemenea, se poate observa că o serie de tratamente prezintă un efect de fixare al Cu, cel mai pronunțat manifestându-se în cazul tratamentelor chimice.

Tabel 8. 3 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție al Cu ANOVA R_ Cu

ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 122,5240 2,0570 0,0278 Error 48,0000 59,5653 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A) 12,0000 160,5483 2,6953 0,0074 Concentrație (B) 4,0000 8,4510 0,1419 0,9657 Model Check Mean Linear 16,0000 122,5240 2,0570 0,0278

Fig. 8. 26 Dependența randamentului de fitoextracție al Cu în funcție de tipul de tratament

Efectul nesemnificativ al variabilei Concentrația nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra randamentului de extracție al Cr (r= 0,185; p=0,9657 – nesemnificativ statistic) se poate observa din Figura 8.41.

48

Fig. 8. 27 Dependența randamentului de fitoextracție al Cu de concentrația nămolului (g/L)

În ceea ce priveşte comportamentul speciei Lemna minor L. faţă de Cu prezent în nămolul de epurare, remarcăm că tratamentele fizice de sonicare şi cele în care s-au folosit microundele sunt tratamente ce favorizează fitoextracţia acestui element.

Folosirea acestei plante în procesele de recuperare a metalelor prezente în mediu este un alt aspect intens studiat în prezent [198], capacitatea de biosorbţie a Lemnei minor L. putând fi comparată cu cea a algelor, drojdiilor sau a argilelor şi a altor tipuri de materiale naturale folosite pentru epurarea apelor uzate industriale.

Recomandăm în acest sens testarea şi aplicarea tratamentelor şi a concentraţiilor care au evidenţiat un bun randament de fitoextracţie în epurarea apelor uzate industriale cu un conţinut sporit de Cu. Efectul asupra randamentului de extracție a Ni

Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.11) se poate concluziona că alegerea atât a tipului de tratament (p<0.05), cât și a concentrației (p=0,00) influențează gradul de bioacumulare a Ni în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p= 0.000).

Tabel 8. 4 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție al Ni

ANOVA R_ Ni ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 2148,2160 21,2645 0,0000 Error 48,0000 101,0236 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A) 12,0000 223,2014 2,2094 0,0262 Concentrație (B) 4,0000 7923,2610 78,4298 0,0000 Model Check Mean 2148,2160 21,2645 0,0000 Linear 16,0000

Din analiza efectului variabilei Tipul de tratament asupra randamentului de extracție al

Ni se poate concluziona că acesta este unul mediu (r=0,394; p=0,0262), efectul obținut în urma aplicării tratamentelor fiind mai mic decât în cazul nămolului netratat (N).

Din analiza efectului variabilei Concentrația nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra randamentului de extracție al Ni se poate concluziona că acesta este unul foarte puternic (r=0,975; p=0,000), scăzând odată cu creșterea concentrației.

49

Concluzia studiului privind capacitatea de fitoextracţie a acestui metal din nămolul de epurare stabilizat anaerob supus tratamentelor fizico-chimice este confirmată şi de literatura de specialitate [199, 200] privind comportamentul speciei Lemna minor L. ca biomarker de mediu sau ca material adsorbant pentru apele uzate industriale. Efectul asupra randamentului de extracție a Pb

Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.12) se poate observa că doar alegerea

concentrației (p= 0.000) influențează gradul de bioacumulare a Pb în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p= 0.000), efectul tipului de tratament fiind nesemnificativ din punct de vedere statistic (p>0,05)..

Tabel 8. 5 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție al Pb ANOVA R_ Pb

ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 3086,0560 11,9966 0,0000 Error 48,0000 257,2451 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A) 12,0000 423,7122 1,6471 0,1101 Concentrație (B) 4,0000 11073,0900 43,0449 0,0000 Model Check Mean Linear 16,0000 3086,0560 11,9966 0,0000

Din analiza efectului variabilei Concentrația nămolului de epurare stabilizat anaerob asupra randamentului de extracție al Pb (Fig. 8.45), se poate observa că acesta este unul foarte puternic (r=0,957; p=0,000), scăzând odată cu creșterea concentrației.

Studii privind capacitatea de fitoextracţie a Pb din diferite soluţii apoase în care avem prezent acest metal [200] confirmă utilitatea folosirii speciei Lemna minor L. ca bioindicator.

Astfel se certifică necesitatea evaluări cantităţilor de Pb regăsite în probele de Lemna crescute pe diferite variante de nămol de epurare stabilizat anaerob tratat fizic și chimic.

Efectul asupra randamentului de extracție a Zn Din analiza parametrilor rezultați (Tabelul 8.13) se poate remarca că alegerea atât a

tipului de tratament (p<0.05), cât și a concentrației (p=0,00) influențează gradul de bioacumulare a Zn în cazul speciei Lemna minor L. (model Linear, p= 0.000).

Tabel 8. 6 Rezultatele analizei varianţei (testul ANOVA) pentru randamentul de fitoextracție la Zn

ANOVA R_ Zn ANOVA DF MS F-ratio p-value Model 16,0000 443,9113 9,5583 0,0000 Error 48,0000 46,4424 Corr. tot 64,0000 Variabile Tip_tratament (A) 12,0000 115,5552 2,4881 0,0127 Concentrație (B) 4,0000 1428,9800 30,7688 0,0000 Model Check

50

ANOVA R_ Zn ANOVA DF MS F-ratio p-value Mean Linear 16,0000 443,9113 9,5583 0,0000

Din analiza efectului variabilei Concentrația nămolului de epurare stabilizat anaerob

asupra randamentului de extracție al Zn, se poate remarca că acesta este unul puternic (r=0,941; p=0,000), scăzând odată cu creșterea concentrației.

Toate tratamentele aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob favorizează fitoextracţia Zn de către specia Lemna minor L.

Condiţiile în care acest proces de fitoextracţie al Zn se manifestă în natură sau în laborator reprezintă subiectul de analiză a multor studii realizate pe Lemna minor L. în prezent, [201] elaborându-se modele predictive complexe, în care acest metal este analizat în diferite combinaţii chimice şi concentraţii, deoarece comportamentul plantei se poate manifesta diferit.

Utilitatea studiului pentru capacitatea de fitoextracţie a speciei Lemna minor L. pentru nămolul de epurare stabilizat anaerob supus tratamentelor fizico-chimice se reflectă în măsura în care un tratament sau altul favorizează fitoextracţia metalelor.

Cantitatea în care aceste metale se pot regăsi la anumite nivele ale lanţului trofic al consumatorilor este dictată şi de factorii iniţiali. În cazul studiat de noi, cel al tratamentelor aplicabile nămolului de epurare stabilizat anaerob, în scopul valorificării acestuia sau chiar şi al eliminării lui în mediu trebuie respectat principiul precauţiei în ceea ce priveşte gradul de toxicitate.

51

Capitolul 9. REZULTATELE TESTELOR DE ECOTOXICITATE ALE

NĂMOLULUI DE EPURARE STABILIZAT ANAEROB TRATAT PRIN DIFERITE METODE FIZICO-CHIMICE LA NIVEL EUCARIOT - ANIMALE (Eisenia sp.) 9.1. Rezultatele testelor de supraviețuire

Din analiza rezultatelor obţinute în urma testării nămolului de epurare stabilizat anaerob şi a celui supus unor tratamente suplimentare respectiv: tratamentul de expunere la ultraviolete, la pasteurizare, tratamentul cu ultrasunete, cu microunde, tratamentele chimice ca CaO, NaOH, CaCO3 și uree asupra râmelor roşii (Eisenia sp) se pot obţine informaţii valoroase referitoare la impactului acestui produs asupra mediului natural.

Utilizarea râmelor este preferată pentru testele de ecotoxicitate la nivelul solului, deoarece acest grup se află la baza multor rețele trofice și reprezintă 60-80% din biomasa totală a păturii epigee cu rol fundamental pentru menținerea structurii și fertilității solului, pentru reciclarea nutrienților dar și în bioacumularea poluanților [171].

Respectând metodologia de lucru prezentată în subcapitolul 5.5. s-au remarcat mai multe situaţii cu privire la indicele de supravieţuire al râmelor roșii (Eisenia sp).

Validitatea testului, a fost asigurată de un indice de supraviețuire a organismelor test în proba martor de 90%.

Comparativ cu proba martor (Fig. 9.1, Fig 9.2) variantele experimentale cu diferite doze de nămol de epurare stabilizat anaerob şi a celui tratat suplimentar fizico-chimice au scăzut indicele de supravieţuire al râmelor. Aceasta indică un grad de toxicitate cauzat de nămolul de epurare stabilizat anaerob. Efectele negative reflectate în numărul de indivizi afectaţi (morţi) variază atât în funcţie de tipul tratamentelor aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob cât şi de concentraţia acestuia folosită în lucru.

În cazul utilizării nămolului de epurare netratat, indicele de supravieţuire al râmelor roşii pentru varianta experimentală în care s-a utilizat 10% nămol de epurare stabilizat anaerob a scăzut faţă de proba martor. Începând cu varianta experimentală unde am utilizat peste 25% nămol de epurare stabilizat anaerob netratat, efectele toxice manifestate asupra indivizilor au fost evidente chiar din prima zi, la câteva ore de la montarea experimentului. Efectele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar prin pasteurizare;

Folosirea unei doze de 10% nămol de epurare stabilizat anaerob tratat prin pasteurizare înaltă (PI) (Fig 9.1) a produs un minim al efectului negativ în ziua a 2-a de observaţie şi un maxim de efect în a 14-a zi de observaţie faţă de proba martor.

Tratamentele de pasteurizare ale nămolului de epurare stabilizat anaerob la variantele experimentale tratate cu doze de 25% (Fig 9.1) au avut comparativ cu proba martor, un minim de efect negativ pentru tratamentul de pasteurizare înaltă (PI) începând cu ziua a 2-a de observaţii şi un maxim al efectului negativ în ziua a 9-a.

Tratamentul de pasteurizare medie (PM) a produs un minim de efect negativ încă din prima zi de observaţii faţă de control şi un maxim în ziua a 9-a de observaţii. Pasteurizarea joasă (PJ) a indus un efect minim de afectare a lotului experimental în ziua a 2-a de observaţii şi maxim în ziua a 9-a comparativ cu martorul. Efectele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar prin expunere la ultraviolete;

Expunerea la radiaţii ultraviolete a nămolului de epurare stabilizat anaerob a indus următoarele situaţii privind efectele negative la variantele experimentale; expunerea la ultraviolete a nămolului stabilizat anaerob timp de 1h (UVC 1) cu o doză de nămol de 10%, a avut un efect minim manifestat în ziua a7-a şi un maxim în ziua a 11-a faţă de martor.

52

Doza de 25% nămol de epurare stabilizat anaerob tratată cu ultraviolete UVC1 a produs efecte minime negative încă din prima zi de observaţie şi un maxim în ziua a 9-a de observaţii faţă de proba martor.

Expunerea nămolului de epurare stabilizat anaerob la ultraviolete (UVC2) a determinat pentru 10% nămol aplicat un efect minim negativ manifestat din ziua a 6-a comparativ cu proba martor şi un maxim în ziua a 14-a de observaţie.

Pentru doza de nămol de epurare stabilizat anaerob UVC2 de 25% utilizată în lucru s-a identificat la proba martor încă din prima zi un efect negativ şi un maxim în ziua a 9-a.

La variantele experimentale tratate cu radiaţii ultraviolete timp de 3 ore UVC3, efectele negative observate au avut un minim pentru variantele experimentale de 10% în ziua a 6-a şi un maxim în ziua 13-a de observaţii. Pentru variantele în care am folosit 25% nămol tratat prin expunere la radiaţii ultraviolete UVC3 un maxim al efectelor negative a fost observat în ziua a 9-a faţă de martor.

Efectele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar prin expunere la microunde;

Tratamentul cu microunde (MW) aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob a manifestat efecte negative asupra indivizilor observaţi la 10% nămol tratat cu un minim observat în ziua a 6-a şi un maxim observat în ziua a 14-a.

La 25% nămol tratat (MW) un minim a fost înregistrat în ziua a 3-a de observaţii şi un maxim în ziua a 9-a de observaţii faţă de martor.

Efectele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar prin expunere la ultrasunete;

Tratamentul cu ultrasunete a produs la probele cu 10% nămol de epurare stabilizat anaerob un minim de efecte negative manifestat în ziua a 6-a de observaţii şi un maxim pentru ziua a 14-a. Odată cu creşterea dozei de nămol la 25% la acest tratament efectul manifestat asupra râmelor observat în ziua a 2-a s-a înregistrat un minim fată de control şi un maxim în ziua a 10-a de observaţii.

Efectele nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar cu ajutorul substanţelor chimice

Tratamentul chimic cu CaO al nămolului de epurare stabilizat anaerob a produs pentru 10% doză de nămol de epurare tratată utilizată un minim al efectelor negative incepând cu prima zi și un maxim al efectului observat în a 10-a zi de experiment.

Creşterea procentului de nămol folosit în studiu la 25% a determinat o reducere cu 50% a numărului de indivizi încă din prima zi,iar efectul negativ maxim a fost observat în a 4-a zi de experiment.

Tratamentul chimic al nămolului de epurare stabilizat anaerob cu CaCO3 a avut un efect asemănător tratamentului cu CaO, în sensul că la 10% procent de nămol utilizat efectul negativ s-a manifestat încă din prima zi cu un maxim în ziua a 11-a față de martor. Variantele experimentale cu 25% nămol tratat au manifestat un efect negativ încă din prima zi şi un maxim observat în ziua a 5-a.

Tratamentul chimic al nămolului de epurare stabilizat anaerob cu NaOH prezintă pentru variantele tratate cu 10% nămol tratat un minim al efectelor negative observate încă din prima zi iar în ziua a 4-a acest efect a fost maxim. Variantele cu 25% nămol de epurare stabilizat anaerob cu NaOH manifestă efecte negative încă din prima zi cu un maxim în ziua a 4-a de observaţie comparativ cu martorul.

Tratamentul cu uree a nămolului de epurare stabilizat anaerob a determinat o reducere cu 30% faţă de martor din prima zi de observaţie şi un maxim al efectelor negative observat în ziua a 4-a de experiment pentru variantele tratate cu 10% nămol tratat chimic. La 25% procent de utilizare a nămolului tratat în experiment efectele negative au fost observate încă din prima zi, iar maximul a fost observat în a 8-a zi. Prin analiza făcută asupra fiecărei variante

53

experimentale putem concluziona ca existenţa râmelor este influențată în mod direct de cantitatea și calitatea nămolului utilizată în experiment.

Indicele de supravieţuire calculat pentru râmele roşii (Eisenia sp.) prezentat în tabelele 9.1-9.4 şi 9.7 şi analiza statistică a datelor obţinute la variantele experimentale asociate tratamentelor aplicate nămolului sunt semnificative din punct de vedere statistic (p=0,000).

Tratamentele suplimentare aplicate nămolului stabilizat anaerob ce intervin în creşterea ratei de supravieţuire comparativ cu a nămolului netratat sunt următoarele : pasteurizarea medie (PM), pasteurizarea înaltă (PI), pasteurizarea (PJ), expunerea la ultraviolete (UVC) şi microunde (MW). In cazul utilizării unei doze de nămol de epurare stabilizat anaerob de concentraţie 25%, toate tratamentele aplicate au crescut indicele de supravieţuire al indivizilor test comparativ de varianta experimentală cu nămolul netratat.

Fig. 9 1 Indicele de supraviețuire a speciei Eisenia sp. corespunzătoare concentrației de 10% nămol de epurare utilizat în experiment.

54

Fig. 9 2 Indicele de supraviețuire a speciei Eisenia sp corespunzătoare concentrației de 25% nămol de epurare utilizat în experiment.

Fig. 9 3 Indicele de supraviețuire a speciei Eisenia sp corespunzător concentrației de 50 % nămol de epurare utilizat în experiment.

La 50% adaos de nămol de epurare stabilizat anaerob, așa cum reiese şi din graficul

prezentat în Fig. 9.3, indicele de supravieţuire pentru toate variantele experimentale scade foarte mult, inclusiv la varianta control.

55

CAPITOLUL 10. CONCLUZII

10.1. Evaluarea gradului de ecotoxicitate al nămolului de epurare stabilizat anaerob

Prezenta teză de doctorat abordează un subiect deosebit de interesant, de actualitate, în

concordanță cu probleme de mediu privind implementarea unor metode de tratare cu eficienţă crescută a nămolurile rezultate în urma epurării apelor uzate.

Această categorie a nămolului de epurare stabilizat anaerob prezintă un potenţial toxic care nu trebuie neglijat în opţiunile de management ale acestui produs, mai ales în condițiile în care în prezent nu există criterii de clasificare în vederea utilizării în agricultură. Acest tip de nămol conține o microfloră patogenă cu risc ridicat de transfer în diferite ecosisteme şi cu efecte negative din punct de vedere a durabilităţii şi sustenabilităţii acestora. Încadrat în categoria deşeurilor biodegradabile, nămolul de epurare stabilizat anaerob este un subprodus al staţiilor de epurare, a cărui potenţial patogen prezentă un risc de sănătate pentru om, dar şi pentru mediu. Efectele ecotoxicologice se pot manifesta într-un timp scurt, mediu sau pe o durată mare de timp, concomitent cu efectul de bioacumulare al metalelor grele sau a altor categorii de poluanţi prezenți.

Cea mai mică concentraţie la care a fost observat un efect asupra parametrului măsurat indice mitotic (LOEC) este de 1%.

În urma experimentelor s-a putut constata un potenţíal toxic al nămolului de epurare stabilizat anaerob la toate nivele de organizare analizate (procariot şi eucariot), mai ales la concentraţii mari de utilizare.

Nămolul de epurare stabilizat anaerob la concentraţii mai mari de 25% prezintă un risc toxic manifestat la nivel celular prin apariţia aberaţiilor cromozomiale cu efecte negative manifestate la nivelul biologiei plantei.

La grâu, nămolul de epurare stabilizat anaerob a avut efect de inhibiţie a creşterii şi dezvoltării la doze mari de utilizare.

Testele de ecotoxicitate ale nămolul de epurare stabilizat anaerob pe râmele roșii (Eisenia sp) atestă o reducere a indicelui de supraviețuire începând cu doza de 25% nămol de epurare stabilizat anaerob administrat. La o concentrație mai mare de 50% efectul toxic înregistrat este maxim.

10.2. Evaluarea gradului de ecotoxicitate al nămolului de epurare stabilizat anaerob tratat suplimentar

Cercetările efectuate în cadrul acestei teze de doctorat pornesc de la premisa că nămolul

de epurare stabilizat anaerob este un mixt de compuşi valoroşi (nutrienţi), dar şi de poluanţi (metale grele, microorganisme patogene), iar gradul de ecotoxicitate ce poate fi stabilit doar la nivelul organismelor test utilizate este deosebit de important în vederea reutilizării acestuia.

Au fost investigate din punct de vedere al răspunsului ecotoxicologic următoarele variante suplimentare de igienizare aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob: expunerea la radiaţii ionizante (alfa) şi non-ionizante (ultraviolete, microunde și ultrasunete), tratamentele termice (pasteurizare înaltă, medie şi joasă) şi tratamentele chimice (adaos de NaOH CaO, CaCO3, uree). Cercetarea a avut drept scop creşterea valorii atribuite nămolului de epurare stabilizat anaerob, respectiv a reintegrării acestuia în circuitul natural al materiei.

S-a observat că tratamentele suplimentare aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob au avut efecte diferite din punct de vedere al gradului de toxicitate manifestat.

56

În continuare este prezentată o sinteză a rezultatelor obținute, organizată pe fiecare tratament în parte.

10.2.1. Tratamentul cu radiaţii ultraviolete UVC

Are efect sanogen (de igienizare) maxim după trei ore de aplicare a radiațiilor ultravioletelor (peste 95%) în cazul germenilor E. coli și Salmonella spp și de doar 84% în cazul coliformilor totali, fapt confirmat și de analiza spectrală.

Crește sensibilitatea la antibiotice în cazul E. coli (la antibioticele testate CN10-gentamicine și N30-neomycin după două ore, CZ30-cefazolin, SXT25- sulphamethoxazol și CL30-cephalexin după trei ore de aplicare a tratamentului).

Stimulează creșterea rădăcinilor și are un efect pozitiv asupra ratei de germinare la grău după 14 zile. S-a observat, de asemenea, o ușoară creștere a conținutului de flavonoizi și fenoli, a conținutului de pigmenți asimilatori și de aminoacizi.

Nu determină un efect de inhibiție a vitezei de creștere la lintiţă, indiferent de concentrația dozei de nămol aplicată.

La doze (26 kJ/m2) și concentrații reduse (mai mici de 24,24 g/L) prezintă un maxim de efect în fitoextracția Cd la aceeaşi specie, comparativ cu celelalte tratamente sau cu nămolul netratat.

Indicele de supraviețuire în cazul râmelor roșii crește față de nămolul netratat la 10% și 25% concentrație utilizată.

Pentru a fi aplicat în stațiile de epurare sau la utilizatori (fermieri) sunt necesare amenajări de infrastructură costisitoare. 10.2.2. Tratamentul de pasteurizare

Are efect sanogen (de igienizare) maxim după 30 de minute de aplicare (peste 99.8%) în cazul germenilor, E. coli și Salmonella spp. și de doar 84% în cazul coliformilor totali.

Crește sensibilitatea la antibiotice în cazul E. coli (CN10-gentamicine, CZ30-cefazolin CZ30-cefazolin, N30-neomycin) și Salmonella spp (CN10-gentamicine, SXT25- sulphamethoxazole, N30-neomycin).

Pasteurizarea înaltă asigură un indice mitotic ridicat la toate variantele de concentrație analizate și are un efect de stimulare a vitezei de creștere a plantelor analizate comparativ cu nămolul netratat, pentru concentrații mici, dar crește conținutul de flavonoizi, pigmenți asimilatori și de aminoacizi.

Pasteurizarea joasă crește vizibil randamentul de fitoextracție a Cd, comparativ cu nămolul netratat. În plus, s-a observat că pasteurizarea medie influențează ușor scăderea conținutul de fenoli în plante, mai ales la concentrații mari (peste 50%). Nici acest tratament termic, indiferent de durată, nu influențează fitoextracția Pb.

Tratamentele de pasteurizare (înaltă și medie) majorează cel mai mult indicele de supraviețuire în cazul râmelor roșii la o concentrație de 10% nămol. 10.2.3. Tratamentul cu ultrasunete

Are efect sanogen (de igienizare) maxim după 60 min de aplicare (peste 95%) în cazul germenilor Salmonella, și după 120 min (peste 90%) în cazul coliformilor totali și E coli.

Crește sensibilitatea la antibiotice în cazul E. coli (CN10-gentamicine după 15 min, N30-neomycin după 30 min și SXT25- sulphamethoxazole după 60min), și în cazul tulpinilor de Salmonella spp (CN10-gentamicine după 60 min și N30-neomycin după 120 min).

Nu s-a observat un efect de inhibare a vitezei de creștere a plantelor (lintiţă) pentru nici una dintre concentrațiile dozei de nămol aplicate.

Se observă un efect maxim în fitoextracția Cu, Cr și Zn comparativ cu celelalte tratamente sau cu nămolul netratat. Acest tratament nu influențează fitoextracția Pb.

57

Tratamentul cu ultrasunete este utilizat în staţii de epurare în scopul creşterii randamentului de obţinere a biogazului.

10.2.4. Tratamentul cu microunde MW

Este utilizat în stațiile de epurare pentru inactivarea speciilor patogene și creșterea capacității de deshidratare a nămolului. De asemeni, se studiază modul de utilizare al acestui tratament pentru creșterea biodegradabilității nămolului.

Are efect sanogen (de igienizare) maxim după 2 minute de aplicare (peste 98%) în cazul tuturor agenților patogeni analizați. Crește sensibilitatea la antibiotice în cazul E. coli (CN10-gentamicine) și nu are efect în cazul tulpinilor de Salmonella spp.

S-a observat un efect puternic la nivelul fitoextracției Cu. În urma tratamentului cu microunde se înregistrează cea mai mare valoare a indicelui

de supraviețuire în cazul râmelor roșii, la o concentrație utilizată de 25% nămol. 10.2.5. Tratamentul de iradiere alfa

Este singurul tratament pentru care s-a obținut un efect de igienizare de 100% a nămolului pentru o expunere de 120 min și valori de peste 90% după numai 20 min. Dar rezultatele de la analiza spectrală infirmă această constatare.

Datorită complexității infrastructurii necesare pentru aplicarea acestui tratament la scară industrială, în prezent este utilizat doar în cazul testelor de laborator.

10.2.6. Tratamentele chimice

Toate tratamentele chimice au efect sanogen (de igienizare) maxim după 120 min de aplicare (peste 95%) în cazul tuturor agenților patogeni analizați. Cresc însă rezistența la antibiotice, atât în cazul E coli, cât și în cazul tulpinilor de Salmonella spp.

În plus sunt clar mai toxice decât tratamentele fizice la nivelele de organizare eucariote investigate.

Tratamentul cu NaOH a prezentat un efect de inhibiţie a creşterii şi dezvoltării la plantele analizate, indiferent de concentrație. Toate tratamentele aplicate au prezentat un efect inhibitor în cazul fitoextracției Cu și reduc randamentul de fitoextracție comparativ cu nămolul netratat pentru celelalte metale grele analizate.

Din analiza literaturii de specialitate se poate concluziona că tratamentele chimice aplicate nămolului prezintă un risc ridicat de a perturba microflora normală a solului, mai ales în situaţia folosirii unor doze necorespunzătoare de substanţe chimice.

10.2.7. Influența concentrației

La concentrații mici de utilizare nămolul netratat are un efect stimulator, atât din punct de vedere al ratei de germinare, cât și din punct de vedere al dezvoltării plantelor analizate. Aplicarea unor tratamentelor suplimentare poate majora acest efect (de exp. pasteurizare înaltă, expunerea la ultrasunete şi ultraviolete). Însă aplicat în concentrații mari, nămolul netratat are un efect de inhibare al dezvoltării plantelor ce se reflectă în creșterea cantității de antioxidanți sintetizați. Reducerea toxicității nămolului a fost observată și din analiza indicelui de supraviețuire al râmelor roșii, pentru concentrații mici. În aceste situații s-a remarcat o creștere a ratei de supraviețuire la tratamentele de pasteurizare, expunerea la microunde, ultraviolete și ultrasunetele. La concentrații mari de utilizare se observă clar o creștere a toxicității, mai ales la tratamentele chimice..

58

Rata de extracție a metalelor grele din nămol este influențată puternic de concentrația dozei de nămol în cazul Ni, Pb și Zn (r> 0.95) și puternic în cazul Cd și Cr (r> 0.6). Nu se observă o corelație între concentrația utilizată și randamentul de fitoextracție al Cu.

Astfel de experimente pot evalua rapid măsura în care efectele induse de anumite tratamente fizice și chimice aplicate nămolului de epurare stabilizat anaerob sau de concentrația utilizată pot mări sau micşora gradul de toxicitate al reziduului analizat.

Cercetările efectuate în cadrul acestei teze de doctorat sunt deosebit de utile în evaluarea ulterioară a riscului de mediu şi sănătate, pentru această categorie de produse reziduale.

59

Posibilităţi de dezvoltare ulterioară

Sintetizând concluziile prezentate în cadrul acestei teze de doctorat ,,Studii

ecotoxicologice privind nămolul de epurare stabilizat anaerob,, pot fi desprinse următoarele posibilităţi de dezvoltare ulterioară a temei de cercetare: crearea unei baze de date spectrale ale tulpinilor bacteriene izolate din nămolul de

epurare stabilizat anaerob cu posibilitatea identificării rapide a acestora; promovarea introducerii testelor ecotoxicologice în criteriile de selecție ale nămolurilor

pentru utilizare în agricultură, silvicultură; elaborarea unui ghid de realizare a testelor ecotoxicologice corespunzătoare testării și a

altor categorii de produse (deșeuri); identificarea soluțiilor tehnice de promovare și de realizare a celui mai eficient

tratament fizic sau chimic suplimentar aplicat nămolului de epurare stabilizat anaerob în cadrul staţiei de epurare;

dezvoltarea şi promovarea acelor proceduri tehnice de tratare suplimentară a nămolurilor stabilizate anaerob optime utilizării ulterioare a nămolului de epurare în agricultură. Contribuţii originale 1. Realizarea unei sinteze privind nămolul de epurare stabilizat anaerob rezultat din

activitatea de epurare a apelor uzate publicată în articolul:”Theoretical studies regarding to disposal and utilization of the sewage sludge from municipal wastewater treatment plants, Proceedings of the Union of Scientist, Fifth Conferince, Energy efficiency and agricultural engineering, ISSN 1311-9974/ pg 356-369, Ruse, Bulgaria 17-18 mai 2013. Acest subiect a fost continuat într-un alt articol, aflat în curs de publicare, intitulat: ”SWOT analysis about the use of sewage sludge as an agricultural fertilizer”, International Journal of Arts & Sciences, (2014).

2. Toate experimentele efectuate în cadrul testelor ecotoxicologice, corespunzătoare grupului procariot şi eucariotelor, au fost adaptate din ghidurile OECD de testare a substanțelor poluante. Concluziile au fost prezentate într-un articol publicat în revista Environmental Engineering and Management Journal, 2014, Vol.13, No. 7, 1693-1706: Ecotoxicological assesment of anaerobic stabilized sewage sludge subject to sanitization treatments. Subiecte diferite ale acestei teme au fost prezentate în cadrul unor simpozioane naţionale şi internaţionale, astfel:

8e Colloque Franco – Roumain de Chimie Appliquée (CoFrRoCA), ENSCM, Montpellier, France (15 - 18 septembrie 2014)-”Evaluation de la toxicité des boues d'épuration pre-fermentees”;

Second International Conference on Natural and Anthropic Risks (ICNAR 2014), Bacău (6-7 iunie 2014)-”Estimation of microbiological effects induced by radiation on sewage sludge”;

Safety Engineering and Disaster Management (ELSEDIMA) International Conference Cluj 18-19 septembrie 2014-”Lifelong learning education from environmental toxicology and risk assessment perspective, Environmental Legislation”;

International Conference of Applied Sciences, Chemistry and Chemical Engineering (CISA), Bacău (15-18 Mai 2013)-”Aquatic environment behavior influenced by the presence of sewage sludge”;

Le troisième colloque francophone Pluridisciplinaire sur les Matériaux, l’Environnement et l’Electronique (PLUMEE), Bacău (22-25 Mai 2013)-”Surveillance du développement à Ceratopteristh alictroides dans les eaux polluées par les boues d'épuration”;

60

The 10th International Conference Oproteh, Bacău (23 – 25 Mai 2013)-”Effect of acid rain on spinach growth planting in different soil types”.

3. O abordare personalizată, cu privire la evaluarea subprodusele rezultate din activitatea de epurare a apelor uzate a municipiului Bacău o constituie alegerea nămolului de epurare stabilizat anaerob, drept material de cercetare. Concluziile au fost prezentate în cadrul conferinţei IJAS International Conference, University of Malta (2-6 Martie 2014): ”A SWOT analysis about the use of sewage sludge as an agricultural fertilizer” şi Ecologia si protectia ecosistemelor, Ediția a X-a (EPE), Bacau, (7-9 noiembrie 2013): ”The influence of different treatment types applied to the sewage sludge on the growth of the Triticum aestivum L. Dropia cultivar”.

4. Propunerea cu privire la introducerea investigaţiilor citogenetice ca test de importanţă majoră în cadrul studiilor de ecotoxicitate realizate pe nămolul de epurare stabilizat anaerob, cu posibilitatea aplicării şi pe alte categorii de produse, s-a concretizat într-o prezentare poster la Natural and Anthropic Risks Second Edition (ICNAR), Bacău (6-7 iunie 2014): ”Cytogenetic analyses on Allium cepa L.subject to sewage sludge treatment”.

5. Propunerea unei metode rapide de analiză a microbiotei prezente la nivelul nămolului de epurare stabilizat anaerob prin tehnica de spectroscopie în infraroşu. Concluziile acestor studii sunt în curs de evaluare: ”FTIR screening of resistant bacteria from anaerobic stabilized sewage sludge subject to additional physical and chemical treatments”.

6. Tratamentele fizice și chimice suplimentare propuse în cadrul acestei teze şi identificarea celor mai eficiente din punct de vedere sanogen şi ca reacţie mai puţin toxică la nivelul viului constituie un alt mod de abordare original. Astfel, se vor putea completa informaţiile existente despre aceste deşeuri, în situația utilizării în agricultură. În plus, studiile de ecotoxicitate realizate la nivelul nămolului de epurare stabilizat anaerob și suplimentar tratat fizic și/sau chimic ne permite stabilirea corectă a dozei şi a modului de aplicare în agricultură, silvicultură sau pe terenuri degradate.

O atenţie specială trebuie acordată metalelor grele care au capacitatea de bioacumulare, nivelul fitotoxic nefiind echivalent cu cel zootoxic. Legat de acest subiect al toxicităţii metalelor grele a fost publicat un articol: ”Observations concerning the effects of the foliar application of copper on some physiological processes of Calendula officinalis L. species”.

Valorificarea rezultatelor obținute în perioada 2012-2014:

Articole publicate în reviste cotate ISI 1. Dumitra Răducanu, Ioana Stefanescu, Ifrim Irina, Sorina Zirnea, Daniela Nicuta, Ioan

Viorel Rati, Iuliana Lazar, Ecotoxicological assesment of anaerobic stabilized sewage sludge subjected to sanitization treatments, Environmental Engineering and Management Journal, 2014, Vol.13, No. 7, 1693-1706;

2. Aristide Guillaume Silapeux Kamda, Elie Fokou, Mercy Bih Achu Loh, Dumitra Răducanu, Germain Kansci, Irina Ifrim, Iuliana Lazar, Protective effect of edible cucurbitaceae seed extract from Cameroon against oxidative stress, Environmental Engineering and Management Journal, 2014, Vol.13, No. 7, 1721-1727;

Articole în curs de evaluare pentru publicare în reviste cotate ISI 1. Dumitra Raducanu, Iuliana Caraman, Gabriel Lazar, Marius Stamate, Camelia Ureche,

Viorel Rati, Iuliana Lazar, FTIR screening of resistant bacteria from anaerobic stabilized sewage sludge subject to additional physico-chemical treatments, Spectroscopy Letters, în evaluare;

2. Stève Olugu Voundi, Maximilienne Nyegue, Iuliana Lazar, Dumitra Raducanu, Florentine Ndoye, Marius Stamate, Chantal Menut and François-Xavier Etoa, Effect of

61

essential oils on germination and growth of pathogenic and spoilage Bacillus, Foodborne Pathogens and diseases, în evaluare;

3. Iuliana Caraman, Sorina Zirnea, Dumitra Răducanu, Gabriel Lazar, Iuliana Lazar, Spectral investigation of phosphorus compounds in Spinacia Oleracea using Fourier Transform Infrared method, Spectroscopy Letters, în evaluare;

Articol publicat: Proceedings Conferință Internațională 1. Dumitra Răducanu,Valentin Nedeff, Narcis Barsan, Alexandra Dana Chitimus, Emilian

Florin Mosnegutu, Theoretical studies regarding to disposal and utilization of the sewage sludge from municipal wastewater treatment plants, Proceedings of the Union of Scientist, Fifth Conferince, Energy efficiency and agricultural engineering, ISSN 1311-9974/ pg 356-369, Ruse, Bulgaria 17-18 mai 2013.

Articole în curs de evaluare pentru publicare în reviste indexate BDI: 1. Dumitra Răducanu, Ioana Stefanescu, Liliana Mata, Venera Cojocariu, Iuliana Lazar,

Particular pedagogical tools for teaching a practical course that involves unpredictable health risk, International Journal of Arts & Sciences,in evaluare;

2. Dumitra Răducanu, Valentin Nedeff, Stelian Cartacuzencu, Marius Stamate, Viorel Ioan Rati, Iuliana Lazar, SWOT analysis about the use of sewage sludge as an agricultural fertilizer, International Journal of Arts & Sciences,in evaluare;

Articole publicate în reviste indexate BDI 1. Maria Prisecaru, Dumitra Răducanu, Florian Prisecaru 2014 -Preliminary studies on the

antimicrobial potential of some herbal esential oils, Studii şi Cercetări Stiinţifice ale Universităţii “Vasile Alecsandri din Bacău”, Seria Biologie Vegetală Martie 2014 Biologie 23/1 , ISSN 1224 919X p 29-35;

2. Nicoleta Bădăluţă, Maria Prisecaru, Ioan Viorel Raţi, Dumitra Răducanu 2014 -Observations concerning the effects of the foliar application of copper on some physiological processes of Calendula officinalis L.species, Studii şi Cercetări Stiinţifice ale Universităţii “Vasile Alecsandri din Bacău”, Seria Biologie Vegetală, Martie 2014 Biologie 23/1 ISSN 1224 919X p 16-21;

3. Ioan Viorel Raţi, Dumitra Răducanu, Nicoleta Bădăluţă 2014 - Studies of viral proliferation on apples cultivars: Jonathan, Voinea and Golden delicious, Studii şi Cercetări Stiinţifice ale Universităţii “Vasile Alecsandri din Bacău”, Seria Biologie Vegetală, Martie 2014 Biologie 23/1, ISSN 1224 919X, p 99-103;

Prezentări în cadrul Conferințelor Naționale și Internaționale: 1. Dumitra Răducanu, Irina Ifrim, Alisa Arus, Narcis Birsan, Valentin Nedeff, Iulia Lazar,

Physico-chemical and microbiological characterization of sewage sludge resulted from wastewater treatment plant of Bacau County, Effect of acid rain on spinach growth planting in different soil types, The 10th International Conference Oproteh, Bacău (23 – 25 Mai 2013);

2. Dumitra Răducanu, Aristide Guillaume Silapeux Kamda, Ioana Gherman, Sorina Zîrnea, Irina Ifrim, Elie Fokou, Daniela Nicuta, Iulia Lazar, Effect of acid rain on spinach growth planting in different soil types, The 10th International Conference Oproteh, Bacău (23 – 25 Mai 2013);

3. Eve Jeanne Cabo, Dumitra Răducanu, Ema Ficiu, Sorina Zîrnea, Irina Ifrim, Camelia Ureche, Gabriel Lazar, Iulia Lazar, Surveillance du développement à Ceratopteristh alictroides dans les eaux polluées par les boues d'épuration, Le troisième colloque francophone Pluridisciplinaire sur les Matériaux, l’Environnement et l’Electronique (PLUMEE), Bacău (22-25 Mai 2013);

4. Eve Jeanne Cabo, Dumitra Răducanu, Ema Ficiu, Sorina Zîrnea, Camelia Ureche, Irina Ifrim, Gabriel Lazar, Iulia Lazar, Aquatic environment behavior influenced by the

62

presence of sewage sludge, International Conference of Applied Sciences, Chemistry and Chemical Engineering (CISA), Bacău (15-18 Mai 2013);

5. Dumitra Răducanu, Daniela Nicuta, Ioana Stefanescu, Valentin Nedeff, Iulia Lazar, The influence of different treatment types applied to the sewage sludge on the growth of the Triticum aestivum L. Dropia cultivar , Ecologia si protectia ecosistemelor , Ediția a X-a (EPE), Bacau, (7-9 noiembrie 2013);

6. Rati Ioan Viorel, Dumitra Răducanu, Rosu Ana-Maria,Badaluta Nicoleta, Stoica Ionut Viorel, Miron Neculai Doru, Nistor Ileana Denisa, Zavada Ramona Mihaela,Influence of ASFACBC04 biostimulator in quality and productivity of sour and sweet cherry fruits, Ecologia si protectia ecosistemelor , Ediția a X-a (EPE), Bacau, (7-9 noiembrie 2013);

7. Dumitra Răducanu, Valentin Nedeff, Stelian Cartacuzencu, Marius Stamate, Iuliana Mihaela Lazar, A SWOT analysis about the use of sewage sludge as an agricultural fertilizer, IJAS International Conference,University of Malta (2-6 Martie 2014);

8. Dumitra Răducanu, Ioana Stefanescu, Liliana Mata, Venera Cojocariu, Iuliana Mihaela Lazar, Particular pedagogical tools for teaching a practical course that involves unpredictable health risk, IJAS International Conference,University of Malta (2-6 Martie 2014);

9. Voundi Olugu Steve Henri, Dumitra Răducanu, Arus Vasilica Alice, Sorina Zârnea, Brice Ulrich Saha Foudjo,Stamate Marius, Rati Ioan Viorel, Lazar Iuliana, Influence of sterilization techniques on soil agrochemical properties, International Conference of Applied Sciences, Chemistry and Chemical Engineering (CISA), Bacău (7-9 Mai 2014);

10. Dumitra Răducanu, Steve Henri Voundi Olugu, Lucie Leme Banock, Marius Stamate, Ioan Viorel Rati, Maria Prisecaru, Iuliana Lazar, Variation of physico-chemical and biological parameters after different methods of soil sterilization Second International Conference on Natural and Anthropic Risks (ICNAR 2014), Bacău (6-7 iunie 2014);

11. Dumitra Răducanu, Voundi Olugu Steve Henri, Marius Stamate, Maria Prisecaru, Lucie Leme Banock, Ioan Viorel Rati, Iuliana Mihaela Lazar, Estimation of microbiological effects induced by radiation on sewage sludge, Second International Conference on Natural and Anthropic Risks (ICNAR 2014), Bacău (6-7 iunie 2014);

12. Daniela Nicuţă, Dumitra Răducanu, Iuliana Mihaela Lazăr , Cytogenetic analyses on Allium cepa L.subject to sewage sludge treatment, Natural and Anthropic Risks Second Edition (ICNAR) , Bacău (6-7 iunie 2014);

13. Jean Baptiste Hzounda Fokou, Pierre Michel Jazet Ndongmo, Madeleine Nina Ngo Mback, Dumitra Răducanu, Iuliana Caraman, Emmanuel Bassene, Fabrice Fekam Boyom, Iuliana Lazar, Caractérisation spectroscopique des huiles essentielles de quatres Ocimum d’origine Camerounaise, Second International Conference on Natural and Anthropic Risks (ICNAR 2014), Bacău (6-7 iunie 2014);

14. Lucie Leme Banock, Claudine Ntsama Essomba, Dumitra Răducanu, Iuliana Caraman, Larissa Abologo Azeme, Charles Felix Bilong Bilong, Iuliana Mihaela Lazar, Biodegradation of gasoline and diesel by bacteria isolated from Cameroon’s coast water, Second International Conference on Natural and Anthropic Risks (ICNAR 2014), Bacău (6-7 iunie 2014);

15. Ana-Maria Rosu, Ramona Mihaela Zavada, Ionel Marcel Popa, Neculai Doru Miron, DumitraRǎducanu, Ileana Denisa Nistor , Etude comparative des activites antifongiques des extraits de basilic et de thym, 8e Colloque Franco – Roumain de Chimie Appliquée (CoFrRoCA ), ENSCM, Montpellier, France (15 - 18 septembrie 2014);

16. Dumitra Răducanu, Jean Baptiste Hzounda Fokou,Steve Voundi, Ioana Stefanescu, Viorel Ioan Rati, Irina Ifrim, Iuliana Lazar, Evaluation de la toxicité des boues d'épuration pre-fermentees , 8e Colloque Franco – Roumain de Chimie Appliquée (CoFrRoCA ), ENSCM, Montpellier, France (15 - 18 septembrie 2014);

63

17. Dumitra Răducanu, Ioana Stefanescu, Irina Ifrim, Iuliana Caraman, Iuliana Lazar, Lifelong learning education from environmental toxicology and risk assessment perspective, Environmental Legislation, Safety Engineering and Disaster Management (ELSEDIMA) International Conference Cluj 18-19 septembrie 2014;

Participare la contracte de cercetare naționale: 1. Cercetari privind stabilirea celor mai bune solutii pentru fertirigare in pomicultura,

prin utilizarea stimulatorului de crestere ASFAC-BC 0-4 si determinarea actiunilor nutritionale, biostimulente si fiziologice ale acestuia. Nr 7816/24.05.2013 cu SC. ROMCHIM PROTECT SA, Director: Prof univ dr ing. Rati Ioan Viorel, Membri: Badaluta Nicoleta, Dumitra Răducanu, Stoica Ionut (2013);

2. Cercetări privind stabilirea celor mai bune soluţii pentru fertirigare în pomicultura, prin utilizarea stimulatorului de creştere ASFAC-BC 0-4 şi determinarea influenţei acestuia asupra producţiei de fructe la speciile: măr, cireş, vişin şi prun Nr. 11/05.05.2014 cu SC. ROMCHIM PROTECT SA - Director: Prof univ dr ing. Rati Ioan Viorel, Membri: Badaluta Nicoleta, Dumitra Răducanu, Stoica Ionut, Prisecaru Maria (2014).

64

Bibliografie 1. Paian, C.A. and M. Goian, Apa uzată şi nămolul orăşenesc- posibilităţi de utilizare în

agricultură. 2006, Timişoara: Ed. Mirton. 243. 2. Institutul de Studii şi Proiectări Energetice Bucureşti, Studiu pentru analiza situației

actuale a efectelor utilizării nămolurilor de la stațiile de epurare în agricultură. 2004, Ministerul Mediului și Gospodăririi Apelor-Institutul de Studii și Proiectari Energetice București,.

3. Stoicescu, A., Tratarea şi eliminarea nămolurilor provenite de la staţiile de epurare. Ecoterra, 2011. 28: p. 169-174.

5. Berkesy, C., et al., Studiu privind posibilităţile de valorificare a nămolurilor provenite din staţiile de epurare orăşeneşti. Ecoterra, 2009. 20: p. 22-24.

6. Direcţia Generala AM POS Mediu, Strategia naţională de gestionare a nămolurilor de epurare, Cod proiect: POSM/6/AT/I.1.2010. 2012.

7. Pintea, I.I., Cercetări privind influenţa nămolurilor de la staţiile de epurare orăşeneşti asupra culturilor de lucernă, in Facultatea de Agricultura. 2012, Universitatea de Ştiinţe Agricole și Medicină Veterinară Cluj-Napoca.

8. Bârsan, N., V. Nedeff, and G. Lazăr. Studies and research for increase treatment capacity of domestic wastewater in small plants. in Proceedings of the 12th Internaţional Conference on Environmental Science & Technology CEST. 2011. Rhodes Island, Dodecanese, Greece.

10. Simionescu, C.M., Epurarea biologică a apelor uzate. 2009, Bucureşti: Editura Matrix Rom.

11. Rojanschi, V. and T. Ozman, Cartea operatorului din staţii de epurare a apelor uzate. Vol. 1. 1997, Bucureşti: Ed. Tehnică.

12. Leonard, I., et al., Metodologie de utilizare a namolului orasenesc in agricultura. 2007, Ed. Solness: Timisoara.

13. Fytili, D. and A. Zabaniotou, Utilization of sewage sludge in EU application of old and new methods—A review. Renewable and Sustainable Energy Reviews, 2008. 12(1): p. 116-140.

14. Elsäßer, T., Perspective methods of sewage sludge utilisation for energy production, in Faculty of Mechanical Engineering, Institute of Process and Environmental Engineering. 2011, University of Technology BRNO. p. 28.

15. Ministerul Mediului şi Gospodăririi Apelor (M.M.G.A), Ordinul nr. 344 din 16 august 2004 pentru aprobarea Normelor tehnice privind protecţia mediului şi în special a solurilor când se utilizează nămolurile de epurare în agricultură. 2004.

17. Asociatia de Standardizare din Romania, SR CR 13864 Recomandări pentru pastrarea si extinderea utilizării nămolurilor și căile de eliminare. 2002.

18. Gerba, C.P. and I.L. Pepper, Chapter 24 - Wastewater Treatment and Biosolids Reuse, in Environmental Microbiology (Second Edition), R.M.M.L.P.P. Gerba, Editor. 2009, Academic Press: San Diego. p. 503-530.

32. Werle, S. and R.K. Wilk, A review of methods for the thermal utilization of sewage sludge: The Polish perspective. Renewable Energy, 2010. 35(9): p. 1914-1919.

33. Singh, R.P. and M. Agrawal, Potential benefits and risks of land application of sewage sludge. Waste Management, 2008. 28(2): p. 347-358.

34. Kelessidis, A. and A.S. Stasinakis, Comparative study of the methods used for treatment and final disposal of sewage sludge in European countries. Waste Management, 2012. 32(6): p. 1186-1195.

35. Bruce, A.M., A.H. Havelaar, and P. L'Hermite. Desinfection of Sewage Sludge: Tehnical, Economical and Microbiological aspects. in Proceedings of a Workshop 1982. Zurich.

65

36. Dima, M., Epurarea apelor uzate urbane. 2005, Iași: Ed. Tehnopress. 526. 37. Liu, H., et al., Acidogenic fermentation of proteinaceous sewage sludge: Effect of pH.

Water Research, 2012. 46(3): p. 799-807. 38. Appels, L., et al., Principles and potential of the anaerobic digestion of waste-activated

sludge. Progress in Energy and Combustion Science, 2008. 34(6): p. 755-781. 39. Chen, Y., J.J. Cheng, and K.S. Creamer, Inhibition of anaerobic digestion process: A

review. Bioresource Technology, 2008. 99(10): p. 4044-4064. 40. Rojanschi, V. and T. Ozman, Cartea operatorului din staţii de epurare a apelor uzate.

1997, Bucureşti: Ed. Tehnică. 41. Jacob, A.K., M.J. Willis, and A.P. Hardman, Method for the simultaneous transport and

pasteurization of other publications sewage sludge. 1990: United States Patent. 42. Coultry, J., E. Walsh, and K.P. McDonnell, Energy and economic implications of

anaerobic digestion pasteurisation regulations in Ireland. Energy, 2013. 60: p. 125-128.

43. Arthurson, V., Proper Sanitization of Sewage Sludge: A Critical Issue for a Sustainable Society. Applied and Environmental Microbiollogy, 2008. 74(17): p. 5267-5275.

44. Pickworth, B., et al., Large scale reality of sewage sludge pasteurisation and thermal hydrolysis, in Odd Egil. 2000, Solheim, Black & Veatch Limited.

47. Allievi, L., et al., Inactivation of fecal bacteria in sewage sludge by alkaline treatment. Bioresource Technology, 1994. 49(1): p. 25-30.

48. Bezak-Mazur, E., L. Dąbek, and E. Ozimina, Assessing the Sorption Capacity of Sewage Sludge with Respect to Organic Halogen Derivative Compounds. Polish Journal of Environmental Studies, 2010. 19(4).

49. Zafar, L., et al., Potential of Waste Water Sludge as Environmental-Friendly Manure after UV-Treatment. Research Journal of Environmental and Earth Sciences, 2012. 4(10): p. 917-922.

50. Wojciechowska, E., Application of microwaves for sewage sludge conditioning. Water Research, 2005. 39(19): p. 4749-4754.

51. Yao, Y., et al., Perception of volatiles produced by UVC-irradiated plants alters the response to viral infection in naïve neighboring plants. Plant Signaling & Behavior, 2012. 7(7): p. 741-745.

53. Wang, J. and J. Wang, Application of radiation technology to sewage sludge processing: A review. Journal of Hazardous Materials, 2007. 143(1–2): p. 2-7.

54. Yu, Q., et al., Physical and chemical properties of waste-activated sludge after microwave treatment,. Water Research, 2010. 44(9): p. 2841-2849.

56. Mironescu, M., L. Oprean, and I.D. Mironescu, Improving the microbiological quality and hygiene of wastewater sludge using microwaves. Analele SNBC, 2008. 13: p. 307-311.

57. Kim, I. and Y.-Y. He, Ultraviolet radiation-induced non-melanoma skin cancer: Regulation of DNA damage repair and inflammation. Genes & Diseases, (0).

58. Matsumura, Y. and H.N. Ananthaswamy, Toxic effects of ultraviolet radiation on the skin. Toxicology and Applied Pharmacology, 2004. 195(3): p. 298-308.

59. Bara, C., Iuliana, Radiaţia ultravioletă factor mutagen fizic. Efectele iradierii cu UV la fasole (Phaseolus vulgaris L.). 2009, Iaşi: Editura Universitatii Al. I. Cuza. 330..

62. Stamate, M., Surse de radiaţii şi tehnici de protecţie - note de curs. 2014, Universitatea "Vasile Alecsandri" din Bacau.

63. Swinwood, J.F. and B.K. Wilson. Commercial applications of irradiation, waste recycling and treatment processe. in Proc. Symp, Karlsruhe IAEA. 2011. Vienna.

66

64. Sato, S., O. Tokunaga, and H. Arai, Hashimoto, S., . Applications of isotope and radiation in conservation of the environment,. in Proc. Symp, Karlsruhe,. 1992. IAEA, Vienna, .

65. Singh, B. and P.S. Datta, Effect of low dose gamma irradiation on plant and grain nutrition of wheat. Radiation Physics and Chemistry, 2010. 79(8): p. 819-825.

66. Chiang, Y., et al., Influence of gamma irradiation on microbial load and antioxidative characteristics of Polygoni Multiflori Radix. Process Biochemistry, 2010.

68. Pilli, S., et al., Ultrasonic pretreatment of sludge: A review. Ultrasonics sonochemistry, 2010. 18(1): p. 1-18.

71. Bouchet, F. and Y. Boulard, Ultrastructural changes following treatment with a microwave pulse in the oocysts of Eimeria magna Penard 1925. Parasitology Research, 1991. 77(7): p. 585-589.

75. Ashokkumar, M., et al., Cryptosporidium and Cryptosporidiosis Second Edition. Ultrasonic treatment of Cryptosporidium oocysts. Water Science Technology, 2003. 47: p. 173-177.

76. Zhang, H., Sludge treatment to increase biogas production. 2010. 78. Khanal, S.K., et al., Ultrasonic conditioning of waste activated sludge for enhanced

aerobic digestion, in Proceedings of IWA Specialized Conference - Sustainable Sludge Management: State of the Art, Challenges and Perspectives. 2006: Moscow, Russia. p. 29-31.

79. Akram, J., N. Nafise, and F. Mahdi, Comparison of aerobic and lime stabilization methods for evaluation of sewage sludge reuse. Journal of Environmental Science and Technology, 2011. 4: p. 182-190.

80. Mihalikov, K., et al., The effects of organic selenium supplementation on the rumen ciliate population in sheep. Folia Microbiology, 2005. 50 (4): p. 353-356.

81. Czechowski, F. and T. Marcinkowski, Sewage sludge stabilisation with calcium hydroxide: Effect on physicochemical properties and molecular composition. Water Research, 2006. 40: p. 1895-1905.

82. Winker, M., et al., Fertiliser products from new sanitation systems: Their potential values and risks. Bioresource Technology, 2009. 100: p. 4090-4096.

83. Sylwan, I., A technique for sanitizing sewage sludge - Urea treatment with dual advantages 2010, SLU, Uppsala, Sweden,: Department of Energy and Technology.

84. Beltran, E.M., et al., Impact of Sewage Sludge Compost Utilization on Chemical Properties of Olive Grove Soils. Compost Science and Utilization, 2006. 14(4): p. 260.

85. Beltrán, E.M., et al., Effect of the sewage sludge compost application on ammonium -nitrogen content of an olive grove soil, in 12th ISCO Conference. 2002: Beijing.

86. Oros, V., Ecotoxicology involved in environmental engineering and risk assessment entrepreneurship. Ingineria Mediului şi Antreprenoriatul Dezvoltării Durabile 2012. 1(1).

87. Tarazona, J.V. and M.J. Ramos-Peralonso, Ecotoxicology, in Encyclopedia of Toxicology (Third Edition), P. Wexler, Editor. 2014, Academic Press: Oxford. p. 276-280.

88. Truhaut, R., Ecotoxicology and Environmental Safety-Ecotoxicology: Objectives, Principles and Perspectives. Vol. 1. 1977.

92. Molnár, M. and V. Feigl, Environmental toxicology-part 1. 2013, Budapest: Budapest University of Technology and Economics 10-21.

93. Oros, V., Elements of Ecotoxicology and Ecotoxicological Tests (In Romanian). 2011, Cluj Napoca: Risoprint.

95. Karen, F., et al., New methodological improvements in the Microtox® solid phase assay. Chemosphere, 2012. 86(1): p. 105.

67

96. Wani, S.A., S. Chand, and T. Ali, Potential Use of Azotobacter Chroococcum in Crop Production: An Overview. Current Agriculture Research Journal, 2013. 1(1): p. 35-38.

99. OECD 33, Series on Testing and Assessment, in Harmonised Integrated Classification System for Human Health and Environmental Hazards of Chemical Substances and Mixtures. 2001.

100. Baumgarten, A. and H. Spiegel, Phytotoxicity (Plant tolerance). 2004, Vienna: Agency for Health and Food Safety.

105. OECD 221, Guidelines for the Testing of Chemicals, in Lemna Sp. Growth Inhibition Test. 2006.

106. Tedesco, S.B. and H.D. Laughinghouse, Bioindicator of Genotoxicity: The Allium cepa Test, in Environmental Contamination, Dr. Jatin Srivastava, Editor. 2012.

108. Fuentes, A., et al., Ecotoxicity, phytotoxicity and extractability of heavy metals from different stabilised sewage sludges. Environmental Pollution, 2006. 143(2): p. 355-360.

109. Moreira, R., J.P. Sousa, and C. Canhoto, Biological testing of a digested sewage sludge and derived composts. Bioresource Technology, 2008. 99(17): p. 8382-8389.

110. Ramírez, W.A., et al., Toxic effects of digested, composted and thermally-dried sewage sludge on three plants. Bioresource Technology, 2008. 99(15): p. 7168-7175.

111. Ratte, H.T., M. Hammers-Wirtz, and M. Cleuvers, Chapter 7 Ecotoxicity testing, in Trace Metals and other Contaminants in the Environment, B.A. Markert, A.M. Breure, and H.G. Zechmeister, Editors. 2003, Elsevier. p. 221-256.

114. Christofoletti, C.A., A. Francisco, and C.S. Fontanetti, Biosolid Soil Application: Toxicity Tests under Laboratory Conditions. Applied and Environmental Soil Science, 2012. 2012: p. 1-9.

115. Samuel, O.B., F.I. Osuala, and P.G.C. Odeigah, Cytogenotoxicity evaluation of two industrial effluents using Allium cepa assay. African Journal of Environmental Science and Technology, 2010. 4(1): p. 21-27.

116. Souza, L.F.B., et al., Genotoxic potential of aqueous extracts of Artemisia verlotorum on the cell cycle of Allium cepa. International Journal of Environmental Studies, 2010. 67(6): p. 871-877.

117. Tanti, B., et al., Studies on the Cytotoxic Effect of Oil Refinery Sludge on Root Meristem. Eurasian Journal Sustainable Agriculture, Advances in Environmental Biology, 2009. 3(1): p. 10-14.

119. Bucuresteanu, M. and F. Florea, The differential elimination of the noxes from the polluted waters by different species of ecological plants, in Lucrarile Simpozionului al-X-lea de Microbiologie si Biotehnologie. 2004, Ed. Corson: Iasi. p. 497-507.

121. Forster-Carneiro, T., V. Riau, and M. Pérez, Mesophilic anaerobic digestion of sewage sludge to obtain class B biosolids: Microbiological methods development. Biomass and Bioenergy, 2010. 34(12): p. 1805-1812.

122. Tata, A. and F. Beone, Hospital waste sterilization: A technical and economic comparison between radiation and microwaves treatments. Radiation Physics and Chemistry, 1995. 46(4–6, Part 2): p. 1153-1157.

123. Dunca, S., et al., Microbiologie aplicată. 2004, Iași: Ed. Tehnopress. 125. Lin, C.Y. and C.H. Lay, A nutrient formulation for fermentative hydrogen production

using anaerobic sewage sludge microflora. International Journal of Hydrogen Energy, 2005. 30(3): p. 285-292.

126. Akbar, A. and A.K. Anal, Prevalence and antibiogram study of Salmonella and Staphylococcus aureus in poultry meat. Asian Pacific Journal of Tropical Biomedicine, 2013. 3(2): p. 163-168.

68

127. Soriano, F., Aspectos farmacocinéticos y farmacodinámicos para la lectura interpretada del antibiograma. Enfermedades Infecciosas y Microbiología Clínica, 2002. 20(8): p. 407-412.

130. Cardona, M., Modulation spectroscopy. 1969, New York: Academic Press. 432. 131. Singh, R., et al., Removal of sulphate, COD and Cr(VI) in simulated and real

wastewater by sulphate reducing bacteria enrichment in small bioreactor and FTIR study. Bioresource Technology, 2011. 102(2): p. 677-682.

132. Schmitt, J. and H.-C. Flemming, FTIR-spectroscopy in microbial and material analysis. International Biodeterioration & Biodegradation, 1998. 41(1): p. 1-11.

134. Gheorghiță, G., Bazele geneticii. 1999, Bacău: Editura Alma Mater. 137. Bialowiec, A. and P.F. Randerson, Phytotoxicity of landfill leachate on willow – Salix

amygdalina L. Waste Management, 2010. 30(8–9): p. 1587-1593. 138. Lamhamdi, M., et al., Effect of lead stress on mineral content and growth of wheat

(Triticum aestivum) and spinach (Spinacia oleracea) seedlings. Saudi Journal of Biological Sciences, 2013. 20(1): p. 29-36.

139. Bürling, K., M. Hunsche, and G. Noga, Use of blue–green and chlorophyll fluorescence measurements for differentiation between nitrogen deficiency and pathogen infection in winter wheat. Journal of Plant Physiology, 2011. 168(14): p. 1641-1648.

142. Lazar, I.M., et al., Evaluation of growth parameters and spectroscopic indexes of canola from seeds subjected to non- ionizing radiation stress. Environmental Engineering and Management Journal, 2012. 11(12): p. 2211-2221.

146. Tekaya, M., et al., Changes in the profiles of mineral elements, phenols, tocopherols and soluble carbohydrates of olive fruit following foliar nutrient fertilization. LWT - Food Science and Technology, 2014. 59(2, Part 1): p. 1047-1053.

147. Barrera-García, D., et al., Transfer of volatile phenols at oak wood/wine interface in a model system, in Developments in Food Science, L.P.B. Wender and P. Mikael Agerlin, Editors. 2006, Elsevier. p. 449-452.

149. Blainski, A., G.C. Lopes, and J.C. Palazzo de Mello, Application and analysis of the Folin Ciocalteu Method for the determination of the total phenolic content from Limonium Brasiliense L. Molecules, 2013. 18: p. 6852-6865.

152. Zhang, D.-Y., et al., Aqueous two-phase extraction and enrichment of two main flavonoids from pigeon pea roots and the antioxidant activity. Separation and Purification Technology, 2013. 102(0): p. 26-33.

155. Wang, L., et al., Flavonoid composition, antibacterial and antioxidant properties of tartary buckwheat bran extract. Industrial Crops and Products, 2013. 49(0): p. 312-317.

156. da Costa César, I., et al., Quantitation of genistein and genistin in soy dry extracts by UV-Visible spectrophotometric method, in Química Nova. Química Nova.

158. Gurău, M., Botanica sistematică. 2007, Bacau: Editura Alma Mater. 302. 159. Uysal, Y., Removal of chromium ions from wastewater by duckweed, Lemna minor L.

by using a pilot system with continuous flow. Journal of Hazardous Materials, 2013. 263, Part 2(0): p. 486-492.

160. Varian, I., Varian AA 240FS Analysis Manual. 2007, Varian. Inc.,. 161. Langdon, C.J., et al., As-resistance in laboratory-reared F1, F2 and F3 generation

offspring of the earthworm Lumbricus rubellus inhabiting an As-contaminated mine soil. Environmental Pollution, 2009. 157(11): p. 3114-3119.

162. Owojori, O.J. and A.J. Reinecke, Differences in ionic properties of salts affect saline toxicity to the earthworm Eisenia fetida. Applied Soil Ecology, 2014. 83(0): p. 247-252.

164. Molina, M.J., et al., Stabilisation of sewage sludge and vinasse bio-wastes by vermicomposting with rabbit manure using Eisenia fetida. Bioresource Technology, 2013. 137(0): p. 88-97.

69

165. Field, A., Discovering Statistics using SPSS. . 2006, London: SAGE Publications Ltd. 168. Samprit Chatterjeea and I. Olkinc, Nonparametric estimation for quadratic regression.

Statistics & Probability Letters 2006 76 p. 1156–1163. 169. Gheorghe, D. Regresia neliniara. 2012 [cited 2013 28.12]; Available from:

http://www.scribd.com/doc/94086954/Regresia-neliniara-1. 170. Fox, J. Cox Proportional-Hazards Regression for Survival Data. Appendix to An R and

S-PLUS Companion to Applied Regression, 2002. 173. Martin, M., S., Radioactive data files. Janis-Nea radioacttive data, 2005. 177. Reinthaler, F.F., et al., Antibiotic resistance of E. coli in sewage and sludge. Water

Research, 2003. 37(8): p. 1685-1690. 178. Baquero, F., J.-L. Martínez, and R. Cantón, Antibiotics and antibiotic resistance in

water environments. Current Opinion in Biotechnology, 2008. 19(3): p. 260-265. 181. Becker, B., C. Weiss, and W.H. Holzapfel, An evaluation of the use of three phenotypic

test-systems for biochemical identification of Enterobacteriaceae and Pseudomonadaceae. Food Control, 2009. 20(9): p. 815-821.

184. Movasaghi, Z., S. Rehman, and I.u. Rehman, Fourier Transform Infrared (FTIR) Spectroscopy of Biological Tissues. Applied Spectroscopy Reviews,, 2008. 43: p. 134-179.

187. Smidt, E., K. Böhm, and M. Schwanninger, The Application of FT-IR Spectroscopy in Waste Management, in Fourier Transforms - New Analytical Approaches and FTIR Strategies, G. Nikolic, Editor. 2011, InTech.

188. Movasaghi, Z., S. and I.U. Rehman, Fourier Transform Infrared (FTIR) Spectroscopy of Biological Tissues. Applied Spectroscopy Reviews,, 2008. 43: p. 134-179.

192. E.Doroftei, L. Miron, and M. Rotaru, Efectul mutagen al metalelor grele cupru şi cadmiu la Allium cepa,. Facultatea de Ştiinţe Ale Naturii și Ştiinţe Agricole, Universitatea „Ovidius” Constanţa,, 2008. Vol. XIII,(Analele SNBC): p. 225-229,.

193. Leme, D.M. and M.A. Marin-Morales, Allium cepa test in environmental monitoring: A review on its application. Mutation Research/Reviews in Mutation Research, 2009. 682(1): p. 71-81.

194. Caritá, R. and M.A. Marin-Morales, Induction of chromosome aberrations in the Allium cepa test system caused by the exposure of seeds to industrial effluents contaminated with azo dyes. Chemosphere, 2008. 72(5): p. 722-725.

195. Du, W., J. Jiang, and C. Gong, Primary Research on Agricultural Effect of Sludge–Impact of Sludge Application on Crop Seeds Germination and Seedling Growth. Procedia Environmental Sciences, 2012. 16(0): p. 340-345.

196. Salazar, C., A.M. El-Arabi, and J.J. Schmidt, EC50 and IC50 Measurements of TRPM8 in Lipid Bilayers. Biophysical Journal, 2012. 102(3, Supplement 1): p. 344a-345a.

197. Li, T.Y. and Z.T. Xiong, Cadmium-induced colony disintegration of duckweed (Lemna paucicostata Hegelm.) and as biomarker of phytotoxicity. Ecotoxicology and Environmental Safety, 2004. 59(2): p. 174-179.

198. Park, A., et al., A novel bioassay using root re-growth in Lemna. Aquatic Toxicology, 2013. 140–141(0): p. 415-424.

199. Saygideger, S., et al., Adsorption of Cd(II), Cu(II) and Ni(II) ions by Lemna minor L.: Effect of physicochemical environment. Journal of Hazardous Materials, 2005. 126(1–3): p. 96-104.

200. Horvat, T., et al., Toxicity assessment of heavy metal mixtures by Lemna minor L. Science of The Total Environment, 2007. 384(1–3): p. 229-238.

201. Demim, S., et al., CCD study on the ecophysiological effects of heavy metals on Lemna gibba. Ecological Engineering, 2013. 57(0): p. 302-313.

Ecotoxicitate Lemna Pag 41

Documents

Transcript of Ecotoxicitate Lemna Pag 41