Que mesurent les tests de CODB et de COA ?

Un des objectifs de cette recherche est d'examiner les différences entre les resultats obtenus par les tests de dosage des matières organiques biodégradables (MOB). L'autre objectif est de déterminer comment les résultats peuvent correspondre à la valeur vraie de la MOB. L'étude a été menée en employant un mode le mathématique qui tient compte des principes cinétiques et stoechiométriques.Le tableau 1 présente les exemples des équations de bilan de masse qui entrent dans le modèle. Celui-ci permet de suivre la croissance de la biomasse, la dégradation du substrat (MOB), le carbone organique dissous (COD), ainsi que la production et la dégradation des produits microbiens solubles (PMS). Les PMS, qui possèdent des poids moléculaires allant de moyens à élevés, sont produits durant le métabolisme normal des cellules (RITIMANN et al., 1987). Les PMS peuvent être divisés en deux groupes de produits associés: les PAU qui sont le résultat direct de l'utilisation du substrat et les PAB qui sont produits proportionnellement à la biomasse (PAB).Certaines hypothèses sont à la base des équations du bilan massique. La biomasse n'est constituée que d'hétérotrophes. La MOB est modélisée en tenant compte de substrats facilement et difficilement dégradables. Chaque substrat se distingue par sa valeur K inscrite au tableau 3. La densité de biomasse en début de test est de 1 mgA (2400 UFC/ml), sauf quand la densité est modifiée dans le modèle. Pour les besoins de la modélisation, les valeurs de MOB, de CODB et de biomasse ont eté converties en demande chimique en oxygène (DCO). Les facteurs de conversion utilisés sont: 1,42 mg de MOB exprimée en DCO/mg de MOB exprimee en solides volatils dissous, 4,16 x 10-7 mg DCO/cellule et 2,67 mg acétate exprimé en DCO/mg de C-acétate. Un ensemble de courbes typiques pour le modèle est présenté aux figures 1 et 2. La figure 1 montre les résultats obtenus pour un substrat facilement dégradable tandis que la figure 2 présente ceux obtenus pour un substrat difficilement dégradable. Dans les deux cas, la biomasse s'accroît graduellement pour atteindre un maximum, puis rediminue. Les vitesses et intensités de réaction dépendent toutefois beaucoup des cinétiques de dégradation de la MOB. Les deux figures traduisent l'accumulation continue des PMS, qui représentent des proportions respectives de 43% et 30% de la MOB d'origine pour les substrats facilement et difficilement dégradables. L'accumulation des PMS est importante, car la courbe de décroissance du COD est le résultat net de la MOB consommée moins les PMS accumulés. Ceci implique que le changement dans le niveau de COD, qui représente le paramètre de contrôle pour les tests CODB, n'égale pas la MOB vraie. Le CODB mesuré ne représenterait plutôt que 50 à 60 % de la MOB d'origine.La figure 3 montre la relation qui existe entre le CODB et la MOB pour les deux types de substrats. Le CODB n'est pas égal à la MOB, ce qui est démontré par l'écart observé par rapport à la droite d'équivalence de pente 1. Cette différence est due à deux phénomènes: I'accumulation des PMS dépend de la MOB, tandis que l'écart entre les deux types de substrat est le résultat des courbes s'approchant de Smin sur l'axe de la MOB, lorsque le CODB tend vers zéro. Ce résultat est significatif, car des études ont démontré que la MOB dans les eaux brutes contient surtout des substrats difficilement dégradables (LECHEVALLIER et al., 1991). Ainsi, faire l'hypothèse que le CODB soit égal à la MOB pour les substrats difficilement assimilables se traduirait par une importante sous-estimation de la MOB dans l'échantillon.La figure 4 montre la relation observée entre la biomasse maximum, employée avec les tests COA (carbone organique assimilable), et la vraie MOB pour les deux substrats. Cette figure présente aussi l'étalon de calibration proposé par van ter Kooij et al (1982), qui convertit le nombre de cellules en C-acétate (4,1 x 10 6 cellules par mg C-acétate). Ni le substrat facilement utilisable ni le substrat difficilement utilisable, ne s'approche de la courbe de calibration. Ces écarts sont causés par la variation du premier ordre en ordre zéro de l'équation de Monod et aussi parce que les courbes approchent le Smin où la croissance des cellules est presque nulle. Lorsque la MOB dans l'échantillon est principalement constituée d'un substrat difficilement dégradable, I'usage d'un étalon d'acétate produit une forte sous-estimation de la MOB vraie.La figure 5 montre la relation directe entre le CODB et le COA pour les deux types de substrats. L'augmentation du rapport CODB/COA avec la diminution de la MOB s'explique par le fait que la biomasse tend vers une croissance zéro lorsque la MOB s'approche de Smin. Cette figure démontre clairement qu'il existe une différence fondamentale entre les mesures des tests CODB et COA, lorsque la MOB tend vers Smin. Toutefois, le rapport CODB/COA est presque unitaire dans le cas du substrat facilement dégradable, quand la MOB se situe à l'intérieur des limites de détection pour le dosage du CODB (environ 100 mg/l à la figure 5). Ainsi, il est possible d'obtenir le même résultat avec les deux types de tests. Le modèle permet aussi d'examiner l'effet des concentrations en biomasse initiale pour une [MOB] fixée. Pour un substrat facilement dégradable, qui est entièrement consommé en présence d'un faible inoculum, la modélisation montre que le CODB et la biomasse maximum ne sont pas affectés. Cependant, le résultat diffère pour un substrat difficilement dégradable qui n'est pas entièrement consommé avec un inoculum de faible densité. Tel que présenté à la figure 6, le CODB et la biomasse maximum augmentent fortement avec la densité de l'inoculum. Cet effet est dû à la faible croissance de la biomasse qui survient en présence d'un inoculum de faible densité; la biomasse maximum et le COD minimum sont atteints après 30 jours. Avec un inoculum important, la biodégradation survient plus rapidement et le CODB maximum est atteint avant 30 jours.Batch type biodegradable organic material (BOM) tests are modelled using basic kinetic and stoichiometric principles. The modelling results reveal that for biodegradable dissolved organic carbon (BDOC) tests, the change in dissolved organic carbon (DOC) is not equal to BOM. The formation of soluble microbial products (SMP) and the degradation kinetics of the BOM must be considered to estimate the true BOM from BDOC results. For assimilable organic carbon (AOC) tests, using a calibration standard based on an easy to degrade substrate, such as acetate, does not necessarily give an accurate indication of the true BOM. The kinetics of BOM degradation must be estimated before an AOC test can be used to interpret the true BOM in a sample. The inoculum density can also influence the results of AOC and BDOC tests. When the BOM is hard to degrade, using a low density test can underestimate the amount of BDOC in a sample

Long-Term Managed Aquifer Recharge in a Saline-Water Aquifer as a Critical Component of an Integrated Water Scheme in Southwestern Florida, USA

Managed Aquifer Recharge (MAR) systems can be used within the context of integrated water management to create solutions to multiple objectives. Southwestern Florida is faced with severe environmental problems associated with the wet season discharge of excessive quantities of surface water containing high concentrations of nutrients into the Caloosahatchee River Estuary and a future water supply shortage. A 150,000 m3/day MAR system is proposed as an economic solution to solve part of the environmental and water supply issues. Groundwater modeling has demonstrated that the injection of about 150,000 m3/day into the Avon Park High Permeable Zone will result in the creation of a 1000 m wide plume of fresh and brackish-water (due to mixing) extending across the water short area over a 10-year period. The operational cost of the MAR injection system would be less than $0.106/m3 and the environmental benefits would alone more than cover this cost in the long term. In addition, the future unit water supply cost to the consumer would be reduced from$1 to $1.25/m3 to$0.45 to $0.65/m3

Natural Background and Anthropogenic Arsenic Enrichment in Florida Soils, Surface Water, and Groundwater: A Review with a Discussion on Public Health Risk

Florida geologic units and soils contain a wide range in concentrations of naturally-occurring arsenic. The average range of bulk rock concentrations is 1 to 13.1 mg/kg with concentrations in accessary minerals being over 1000 mg/kg. Florida soils contain natural arsenic concentrations which can exceed 10 mg/kg in some circumstances, with organic-rich soils often having the highest concentrations. Anthropogenic sources of arsenic have added about 610,000 metric tons of arsenic into the Florida environment since 1970, thereby increasing background concentrations in soils. The anthropogenic sources of arsenic in soils include: pesticides (used in Florida beginning in the 1890’s), fertilizers, chromated copper arsenate (CCA)-treated wood, soil amendments, cattle-dipping vats, chicken litter, sludges from water treatment plants, and others. The default Soil Cleanup Target Level (SCTL) in Florida for arsenic in residential soils is 2.1 mg/kg which is below some naturally-occurring background concentrations in soils and anthropogenic concentrations in agricultural soils. A review of risk considerations shows that adverse health impacts associated with exposure to arsenic is dependent on many factors and that the Florida cleanup levels are very conservative. Exposure to arsenic in soils at concentrations that exceed the Florida default cleanup level set specifically for residential environments does not necessarily pose a meaningful a priori public health risk, given important considerations such as the form of arsenic present, the route(s) of exposure, and the actual circumstances of exposure (e.g., frequency, duration, and magnitude)

Does an unknown mechanism accelerate chemical chloramine decay in nitrifying waters?

Most chloraminated water distribution systems experience accelerated chloramine loss after the onset of severe nitrification. It is commonly believed that nitrification (largely the nitrite and pH changes induced by nitrification) is the major cause of chloramine loss. The experiments described in this article showed that nitrite and pH or other known mechanisms are not sufficient to explain the decay observed in severely nitrifying bulk waters. By separating the microbial and chemical decay using the microbial decay factor method, the authors found that an unknown mechanism - suspected to be soluble microbial products - was responsible for accelerated chloramine decay. It is necessary to understand the basic mechanisms of accelerated chloramine decay in nitrified waters before control mechanisms are implemented. The findings of this study suggest that water providers dealing with accelerated chloramine decay should target the production and control of soluble microbial products released by microbes in addition to nitrification