Fate of cyanobacteria and their met

Fate of cyanobacteria and their metabolites during water treatment sludge management processes
1. Introduction
Cyanobacteria are an issue for water authorities as their persistence in water supplies can potentially cause numerous problems for water treatment plant (WTP) operators. This can include exertion of an additional demand on WTP chemicals and clogging of filters, resulting in reduced filter run-times and increased backwash frequencies. One of the major problems caused by cyanobacteria is the metabolites they produce, in particular, cyanobacterial toxins (cyanotoxins) and compounds which impart tastes and odours. Some of these metabolites account for a large number of consumer complaints due to aesthetic issues; others have the potential to compromise human health.
With the increasing frequency of cyanobacterial detection in water supplies in many parts of the world, coupled with the changing climate and drought, it is imperative that water authorities employ and optimise successful treatment strategies for the effective removal of cyanobacteria and their metabolites. Many drinking water regulations, including the Australian Drinking Water Guidelines, stipulate that it is important to implement multi-barrier treatment options to ensure these contaminants do not reach the customer tap. As control measures in place at WTPs are the last line of defense prior to drinking water distribution, it is crucial that they are assessed accurately and monitored regularly. One specific area where there are significant knowledge gaps is the management of cyanobacterial-laden sludge within WTPs. Currently, there is limited information in the published literature which has studied the fate of such WTP sludge.
During incidents of high cyanobacterial numbers in water sources, it is possible that cyanobacterial cells may accumulate in the sludge generated from coagulation/flocculation/sedimentation processes. If the cyanobacterial-laden sludge is not managed effectively, there is potential for cell lysis, resulting in high concentrations of undesirable metabolites being released into the sludge supernatant. Sludge management varies between WTPs and one of the most common practices is lagoon treatment where the process dewaters sludge to aid in its subsequent disposal. However, little is known as to the fate of cyanobacteria during such processes, although anecdotal evidence suggests that the cyanobacteria lose viability rapidly which can potentially release large quantities of metabolites into the sludge supernatant. This can be problematic if this sludge supernatant (containing such metabolites) is recycled to the head of the WTP, particularly since conventional water treatment (coagulation/clarification/ filtration) is largely ineffective for the removal of extracellular metabolites
Furthermore, some WTPs practice direct filtration, whereby flocs generated after coagulation are not sedimented, rather they are applied directly onto rapid sand filters. Currently, no studies have established what effect filter backwashing procedures have on sand filters laden with cyanobacteria, in particular, if these procedures have the ability to compromise the cell integrity resulting in metabolite release.
The objective of this study was to determine the fate of cyanobacteria and their metabolites during sludge management practices in WTPs after coagulation. In particular, this study focussed on typical sludge management processes, in particular lagoon treatment. The impacts of direct filtration and backwashing on cyanobacterial cell integrity and metabolite release was also investigated. It is envisaged that the findings from this study are likely to facilitate improvements at WTPs with respect to cyanobacterial-laden sludge and/or supernatant recycle management.
2. Experimental procedures
2.1. Cyanobacteria
Two cyanobacteria were used in this study: Anabaena circinalis (ref strain ANA188B, AWQC, Adelaide SA, Australia) and Cylindrospermopsis raciborskii (ref strain CYP011K, AWQC, Adelaide SA, Australia). The strain of A. circinalis produced both geosmin and saxitoxins, while the strain of C. raciborskii produced cylindrospermopsin (CYN). Both cyanobacteria were cultured in ASM-1 medium according to the methods of Gorham et al. (1964). The culture was incubated at 20 °C under 12 h rotating light darkness flux at light intensity of 70 μmol s−1 m−2 .
Samples for cyanobacterial enumeration (by microscopy using a Nikon Eclipse 50i microscope) were treated with Lugol's iodine, pressurised to 750 kPa for 2 min to collapse gas vesicles, then counted in a gridded Sedgewick–Rafter chamber at 200× magnification using methods described previously (Brookes et al., 1994). Tests for cell viability were conducted (on a sub-sample in the absence of Lugol's iodine) by assessing the autofluorescence (chlorophyll a) of the cells with a mercury lamp using a WG2 setup on the microscope: the wavelength of light (green) used to excite the sample was 480–550 nm which produced a red emission spectra.
2.2. Waters studied Raw water was obtained from the inlet of two WTPs and stored at 4 °C until used. Plant A inlet water (turbidity=81 NTU, dissolved organic carbon (DOC)=7.6 mg L−1 , UV absorbance at 254 nm (UV254)= 0.095 cm−1 , pH=7.6) was supplied by TRILITY Pty Ltd in South Australia, Australia. Plant B inlet water (turbidity=3 NTU, DOC=4.6 mg L−1 , UV absorbance at 254 nm (UV254)=0.070 cm−1 , pH=7.5) was supplied by Sydney Water in New South Wales, Australia.
2.3. Coagulation experiments Coagulation experiments were conducted at room temperature (25 °C) to generate cyanobacterial-laden sludge using a method similar to Chow et al. (1999). Briefly, a PB-900 programmable six paddle jar stirrer and B-Ker2 gator jars (Phipps and Bird, USA) containing 2 L of cyanobacterial-spiked waters was used. Coagulant (either aluminium sulphate as Al2(SO4)3•18H2O (0–100 mg L−1 ) or ferric chloride as anhydrous FeCl3 (0–60 mg L−1 )) was added while stirring at 200 rpm (G= 480 s−1 ). After 1 min the speed was reduced to 20 rpm (G= 18 s−1 ) for 14 min. The samples were allowed to settle for 15 min. Samples were taken from the resultant supernatant to determine cell counts, cell viability and metabolite concentrations.
2.4. Direct filtration and backwash simulation Direct filtration was simulated using a W4 Filterability Index Unit (Armfield, UK). Full details, specifications and manufacturer's instructions of the unit are available on their website (http://www. discoverarmfield.co.uk/data/w4/). The unit employed a small laboratory sand filter, where sand media (effective size 0.65–0.75 mm) was sampled from the filter beds of Plant B and placed in the unit for subsequent experiments. A volume of approximately 26 mL of sand was used for experiments (filter diameter of 3.8 cm, sand bed height 2.3 cm). Experiments were conducted using 2× 5 L of coagulated cyanobacterial-spiked Plant B inlet water. Optimum coagulation conditions were applied, i.e. 10 mg L−1 ferric chloride; however, 1 mg L−1 of LT425 polymer (Ciba Specialty Chemicals, Australia) was also applied as cationic coagulant aids are employed at this WTP. The first 5 L was passed through the unit at the beginning of the afternoon in 1 L aliquots, after which time the sand was left overnight in the unit to simulate the practices at Plant B. The last 5 L were subsequently passed through the unit the morning after, also in 1 L aliquots. Samples were regularly taken (after the addition of each 1 L aliquot) from the sand filter influent and effluent to determine cell counts and metabolite concentrations. A filtration rate of 12 m h−1 was employed for the experiments which was identical to that of Plant B's design rate.
At the completion of the direct filtration simulation experiments above, cyanobacterial-laden sand media was removed from the W4 Filterability Index Unit and added into 1 L of Plant B water in a gator jar. To mimic filter backwash the suspension was agitated in the PB-900 programmable paddle jar stirrer (Phipps and Bird, USA) for 30 min at 260 rpm and samples taken at 15 and 30 min to determine cell counts and viability and metabolite concentrations in the resultant supernatant. The agitation conditions were relatively harsh but were conducted to simulate a worse-case scenario.
2.5. Sludge degradation and metabolite release Two 5 L cyanobacterial-spiked water samples were coagulated in 5 L gator jars (see Section 2.3 above) and the flocs allowed to settle for 15 min, after which time the supernatant was decanted. The remaining sludge in the two samples was combined into a single gator jar and 5 L of lagoon supernatant (sampled from the full-scale WTP) was added to the cyanobacterial-laden sludge. Samples were taken from the supernatant at regular intervals to determine cell counts and metabolite concentrations. In addition, samples were also taken from the sludge to determine cell viability.
2.6. Analyses Samples for geosmin analyses were pre-concentrated using a solid phase microextraction syringe fibre (Supelco, Australia) and analysed on a 7890 Gas Chromatograph System with 5975C VL Series Mass Selective Detector (Agilent Technologies, Australia) against quantified labelled internal standards (Ultrafine Chemicals, UK). Full details of this method have been documented by Graham and Hayes (1998).
Prior to high performance liquid chromatographic (HPLC) analysis, CYN was concentrated from sample waters by solid phase extraction using methods described previously (Metcalf et al., 2002). A1100 series HPLC system comprising of a quaternary pump, autosampler and photodiode array detector (Agilent Technologies, Australia) was employed using a previously published method (Ho et al., 2011).
A commercially available enzyme linked immunosorbent assay (ELISA) (Abraxis, USA) was employed for the analysis of saxitoxins. The concentrations of the samples were determined by interpolation using

ผลลัพธ์ (ไทย) 1:

ชะตากรรมของ cyanobacteria และ metabolites ของพวกเขาในระหว่างกระบวนการจัดการตะกอนบำบัดน้ำ1. บทนำ Cyanobacteria จะเป็นปัญหาสำหรับหน่วยงานน้ำคงทนในน้ำสามารถอาจเกิดปัญหามากมายของน้ำรักษาพืช (WTP) ผู้ประกอบการ ซึ่งอาจรวมถึงการแสดงออกของความต้องการเพิ่มเติมสารเคมี WTP ที่เจตนา และ clogging ของกรอง ในลดลงกรอง backwash เวลาทำงาน และเพิ่มความถี่ หนึ่งในปัญหาหลักที่เกิดจาก cyanobacteria เป็น metabolites ที่ผลิต ในสารพิษเฉพาะ cyanobacterial (cyanotoxins) และสารประกอบซึ่งสอนรสนิยมและ odours บางส่วนของ metabolites เหล่านี้บัญชีสำหรับผู้บริโภคร้องเรียนเนื่องจากปัญหาเกี่ยวกับความงาม เป็นจำนวนมาก คนอื่นอาจทำอันตรายต่อสุขภาพของมนุษย์ ความถี่ของการตรวจ cyanobacterial ในน้ำวัสดุในหลายส่วนของโลก ควบคู่ไปกับสภาพอากาศและภัยแล้ง เปลี่ยนแปลงเพิ่มขึ้นจึงเป็นความจำเป็นที่หน่วยน้ำจ้าง และเพิ่มประสิทธิภาพของกลยุทธ์การรักษาประสบความสำเร็จสำหรับประสิทธิภาพการกำจัด cyanobacteria และ metabolites ของ ข้อบังคับน้ำดื่มหลาย รวมทั้งแนวทางน้ำดื่มออสเตรเลีย stipulate ว่า จำเป็นต้องใช้ตัวเลือกการรักษาหลายอุปสรรคให้สารปนเปื้อนเหล่านี้ถึงเคาะลูกค้า เป็นมาตรการควบคุมในสถานที่ WTPs บรรทัดสุดท้ายของการป้องกันก่อนที่จะแจกจ่ายน้ำดื่ม มันเป็นสิ่งสำคัญที่พวกเขาจะประเมินได้อย่างถูกต้อง และตรวจสอบอย่างสม่ำเสมอ บริเวณหนึ่งมีความรู้ที่สำคัญช่องว่างอยู่ของ cyanobacterial ลาดินตะกอนภายใน WTPs ไม่จำกัดข้อมูลในเอกสารประกอบการเผยแพร่ซึ่งได้ศึกษาของ WTP ตะกอนดังกล่าว ระหว่างเหตุการณ์ของหมายเลข cyanobacterial สูงในแหล่งน้ำ เป็นไปได้ว่า เซลล์ cyanobacterial อาจสะสมในตะกอนที่สร้างขึ้นจากกระบวนการแข็งตัวของ เลือด/flocculation/ตก ตะกอน ถ้าตะกอน cyanobacterial ลาดินไม่ได้จัดการอย่างมีประสิทธิภาพ อาจจะเซลล์ lysis ในความเข้มข้นสูงของ supernatant ตะกอนถูกปล่อย metabolites ที่ไม่พึงปรารถนา จัดการตะกอนแตกต่างกันระหว่าง WTPs และปฏิบัติมากที่สุดอย่างใดอย่างหนึ่งเป็นลากูนที่กระบวนการ dewaters ตะกอนเพื่อช่วยในการขายทิ้งของต่อมา อย่างไรก็ตาม น้อยเป็นที่รู้จักกับชะตากรรมของ cyanobacteria ในระหว่างกระบวนการดังกล่าว แม้ว่าหลักฐานเล็ก ๆ แนะนำว่า cyanobacteria ที่สูญเสียชีวิตอย่างรวดเร็วซึ่งอาจสามารถนำ metabolites จำนวนมากใน supernatant ตะกอน นี้อาจมีปัญหาว่า supernatant ตะกอนนี้ (metabolites ดังกล่าวประกอบด้วย) รีไซเคิลที่ศีรษะของ WTP โดยเฉพาะอย่างยิ่งตั้งแต่น้ำธรรมดา (เฟน/ชี้แจง/กรอง) มีผลมากในการกำจัดของ extracellular metabolitesนอกจากนี้ ฝึกบาง WTPs ตรงกรอง โดย flocs ที่สร้างหลังจากแข็งตัวไม่ sedimented แต่ พวกเขาจะใช้โดยตรงไปยังตัวกรองทรายอย่างรวดเร็ว ปัจจุบัน การศึกษาไม่ได้สร้างอะไรผลกรอง backwashing ขั้นตอนได้บนทรายกรองรับภาระกับ cyanobacteria โดยเฉพาะ ถ้าขั้นตอนเหล่านี้มีความสามารถในการประนีประนอมความสมบูรณ์ของเซลล์ที่เกิดในรุ่น metabolite วัตถุประสงค์ของการศึกษานี้คือการ กำหนดชะตากรรมของ cyanobacteria และ metabolites ของพวกเขาในระหว่างปฏิบัติการจัดการตะกอนใน WTPs หลังจากการแข็งตัวของเลือด โดยเฉพาะอย่างยิ่ง ศึกษา focussed ตะกอนโดยทั่วไปการจัดการกระบวนการ ในทะเลสาบโดยเฉพาะรักษา ผลกระทบของการกรองโดยตรงและ backwashing ในเซลล์ cyanobacterial สมบูรณ์และ metabolite ออกยังถูกตรวจสอบ มันเป็น envisaged ค้นพบจากการศึกษานี้จะช่วยในการปรับปรุงที่ WTPs กับ cyanobacterial ลาดินตะกอนและ/หรือจัดการรีไซเคิล supernatant2 การขั้นตอนที่ทดลอง 2.1 cyanobacteria Cyanobacteria สองใช้ในการศึกษานี้: Anabaena circinalis (อ้างอิงต้องใช้ ANA188B, AWQC แอดิเลด SA ออสเตรเลีย) และ Cylindrospermopsis raciborskii (อ้างอิงต้องใช้ CYP011K, AWQC แอดิเลด SA ออสเตรเลีย) สายพันธุ์ของ A. circinalis ผลิต geosmin และ saxitoxins ในขณะที่สายพันธุ์ของ C. raciborskii ผลิต cylindrospermopsin (CYN) ทั้ง cyanobacteria มีอ่างในเข้ม 1 ตามวิธีของ Gorham et al. (1964) วัฒนธรรมถูก incubated ที่ 20 ° C ภายใต้ 12 h หมุนแสงความมืดไหลที่ความเข้มแสงของ 70 μmol s−1 m−2 Samples for cyanobacterial enumeration (by microscopy using a Nikon Eclipse 50i microscope) were treated with Lugol's iodine, pressurised to 750 kPa for 2 min to collapse gas vesicles, then counted in a gridded Sedgewick–Rafter chamber at 200× magnification using methods described previously (Brookes et al., 1994). Tests for cell viability were conducted (on a sub-sample in the absence of Lugol's iodine) by assessing the autofluorescence (chlorophyll a) of the cells with a mercury lamp using a WG2 setup on the microscope: the wavelength of light (green) used to excite the sample was 480–550 nm which produced a red emission spectra. 2.2. Waters studied Raw water was obtained from the inlet of two WTPs and stored at 4 °C until used. Plant A inlet water (turbidity=81 NTU, dissolved organic carbon (DOC)=7.6 mg L−1 , UV absorbance at 254 nm (UV254)= 0.095 cm−1 , pH=7.6) was supplied by TRILITY Pty Ltd in South Australia, Australia. Plant B inlet water (turbidity=3 NTU, DOC=4.6 mg L−1 , UV absorbance at 254 nm (UV254)=0.070 cm−1 , pH=7.5) was supplied by Sydney Water in New South Wales, Australia. 2.3. Coagulation experiments Coagulation experiments were conducted at room temperature (25 °C) to generate cyanobacterial-laden sludge using a method similar to Chow et al. (1999). Briefly, a PB-900 programmable six paddle jar stirrer and B-Ker2 gator jars (Phipps and Bird, USA) containing 2 L of cyanobacterial-spiked waters was used. Coagulant (either aluminium sulphate as Al2(SO4)3•18H2O (0–100 mg L−1 ) or ferric chloride as anhydrous FeCl3 (0–60 mg L−1 )) was added while stirring at 200 rpm (G= 480 s−1 ). After 1 min the speed was reduced to 20 rpm (G= 18 s−1 ) for 14 min. The samples were allowed to settle for 15 min. Samples were taken from the resultant supernatant to determine cell counts, cell viability and metabolite concentrations. 2.4. Direct filtration and backwash simulation Direct filtration was simulated using a W4 Filterability Index Unit (Armfield, UK). Full details, specifications and manufacturer's instructions of the unit are available on their website (http://www. discoverarmfield.co.uk/data/w4/). The unit employed a small laboratory sand filter, where sand media (effective size 0.65–0.75 mm) was sampled from the filter beds of Plant B and placed in the unit for subsequent experiments. A volume of approximately 26 mL of sand was used for experiments (filter diameter of 3.8 cm, sand bed height 2.3 cm). Experiments were conducted using 2× 5 L of coagulated cyanobacterial-spiked Plant B inlet water. Optimum coagulation conditions were applied, i.e. 10 mg L−1 ferric chloride; however, 1 mg L−1 of LT425 polymer (Ciba Specialty Chemicals, Australia) was also applied as cationic coagulant aids are employed at this WTP. The first 5 L was passed through the unit at the beginning of the afternoon in 1 L aliquots, after which time the sand was left overnight in the unit to simulate the practices at Plant B. The last 5 L were subsequently passed through the unit the morning after, also in 1 L aliquots. Samples were regularly taken (after the addition of each 1 L aliquot) from the sand filter influent and effluent to determine cell counts and metabolite concentrations. A filtration rate of 12 m h−1 was employed for the experiments which was identical to that of Plant B's design rate. At the completion of the direct filtration simulation experiments above, cyanobacterial-laden sand media was removed from the W4 Filterability Index Unit and added into 1 L of Plant B water in a gator jar. To mimic filter backwash the suspension was agitated in the PB-900 programmable paddle jar stirrer (Phipps and Bird, USA) for 30 min at 260 rpm and samples taken at 15 and 30 min to determine cell counts and viability and metabolite concentrations in the resultant supernatant. The agitation conditions were relatively harsh but were conducted to simulate a worse-case scenario. 2.5. Sludge degradation and metabolite release Two 5 L cyanobacterial-spiked water samples were coagulated in 5 L gator jars (see Section 2.3 above) and the flocs allowed to settle for 15 min, after which time the supernatant was decanted. The remaining sludge in the two samples was combined into a single gator jar and 5 L of lagoon supernatant (sampled from the full-scale WTP) was added to the cyanobacterial-laden sludge. Samples were taken from the supernatant at regular intervals to determine cell counts and metabolite concentrations. In addition, samples were also taken from the sludge to determine cell viability. 2.6. Analyses Samples for geosmin analyses were pre-concentrated using a solid phase microextraction syringe fibre (Supelco, Australia) and analysed on a 7890 Gas Chromatograph System with 5975C VL Series Mass Selective Detector (Agilent Technologies, Australia) against quantified labelled internal standards (Ultrafine Chemicals, UK). Full details of this method have been documented by Graham and Hayes (1998). Prior to high performance liquid chromatographic (HPLC) analysis, CYN was concentrated from sample waters by solid phase extraction using methods described previously (Metcalf et al., 2002). A1100 series HPLC system comprising of a quaternary pump, autosampler and photodiode array detector (Agilent Technologies, Australia) was employed using a previously published method (Ho et al., 2011).
A commercially available enzyme linked immunosorbent assay (ELISA) (Abraxis, USA) was employed for the analysis of saxitoxins. The concentrations of the samples were determined by interpolation using

ผลลัพธ์ (ไทย) 2:

ชะตากรรมของไซยาโนแบคทีเรียและสารพวกเขาในระหว่างการประมวลผลการจัดการกากตะกอนบำบัดน้ำ
1 บทนำไซยาโนแบคทีเรียที่มีปัญหาสำหรับหน่วยงานน้ำเป็นคงอยู่ในแหล่งน้ำที่อาจเกิดขึ้นอาจทำให้เกิดปัญหามากมายสำหรับการบำบัดน้ำ (WTP) ผู้ประกอบการ
นี้จะรวมถึงการออกแรงของความต้องการเพิ่มเติมเกี่ยวกับสารเคมี WTP และการอุดตันของตัวกรองผลในการกรองลดเวลาทำงานและเพิ่มความถี่ย้อน หนึ่งในปัญหาสำคัญที่เกิดจากไซยาโนแบคทีเรียเป็นสารที่พวกเขาผลิตโดยเฉพาะอย่างยิ่งสารพิษไซยาโนแบคทีเรีย (cyanotoxins) และสารประกอบที่บอกรสนิยมและกลิ่นไม่พึงประสงค์ บางส่วนของสารเหล่านี้บัญชีสำหรับจำนวนมากของการร้องเรียนของผู้บริโภคเนื่องจากปัญหาความงาม; คนอื่น ๆ ที่มีศักยภาพที่จะประนีประนอมสุขภาพของมนุษย์. the
ด้วยการเพิ่มความถี่ของการตรวจสอบไซยาโนแบคทีเรียในน้ำในหลายส่วนของโลกควบคู่ไปกับการเปลี่ยนแปลงภูมิอากาศและภัยแล้งมีความจำเป็นที่หน่วยงานน้ำจ้างและเพิ่มประสิทธิภาพของกลยุทธ์การรักษาประสบความสำเร็จสำหรับการกำจัดที่มีประสิทธิภาพ ของไซยาโนแบคทีเรียและสารของพวกเขา กฎระเบียบน้ำดื่มจำนวนมากรวมทั้งแนวทางการดื่มน้ำของออสเตรเลียระบุว่ามันเป็นสิ่งสำคัญที่จะใช้ตัวเลือกการรักษาหลายอุปสรรคเพื่อให้แน่ใจว่าการปนเปื้อนเหล่านี้ไม่ถึงประปาลูกค้า ในฐานะที่เป็นมาตรการในการควบคุมในสถานที่ที่ WTPs เป็นบรรทัดสุดท้ายของการป้องกันก่อนที่จะมีการกระจายการดื่มน้ำก็เป็นสิ่งสำคัญที่พวกเขาได้รับการประเมินอย่างถูกต้องและตรวจสอบอย่างสม่ำเสมอ หนึ่งในพื้นที่เฉพาะที่มีช่องว่างความรู้ที่สำคัญคือการจัดการกากตะกอนของไซยาโนแบคทีเรียภาระภายใน WTPs ปัจจุบันมีข้อมูลที่ จำกัด ในวรรณคดีตีพิมพ์ซึ่งได้ศึกษาชะตากรรมของตะกอน WTP ดังกล่าว.
ในช่วงเหตุการณ์ที่เกิดขึ้นของตัวเลขไซยาโนแบคทีเรียที่สูงในแหล่งน้ำก็เป็นไปได้ว่าเซลล์ไซยาโนแบคทีเรียอาจสะสมในตะกอนที่เกิดจากการแข็งตัว / ตะกอน / กระบวนการตกตะกอน ถ้าตะกอนไซยาโนแบคทีเรียที่รับภาระไม่ได้รับการจัดการอย่างมีประสิทธิภาพ, มีศักยภาพในการสลายเซลล์ส่งผลให้มีความเข้มข้นสูงของสารที่ไม่พึงประสงค์ที่จะถูกปล่อยออกสู่ใสตะกอน การจัดการกากตะกอนน้ำเสียแตกต่างกันระหว่าง WTPs และหนึ่งในวิธีปฏิบัติที่พบมากที่สุดคือการรักษาที่ทะเลสาบกระบวนการ dewaters ตะกอนที่จะช่วยในการกำจัดภายหลัง แต่ไม่ค่อยมีใครรู้จักที่จะชะตากรรมของไซยาโนแบคทีเรียในระหว่างกระบวนการดังกล่าวแม้ว่าหลักฐานแสดงให้เห็นว่าไซยาโนแบคทีเรียมีชีวิตสูญเสียที่อาจเกิดขึ้นอย่างรวดเร็วซึ่งสามารถปล่อยปริมาณมากของสารลงในสารละลายตะกอน นี้อาจจะเป็นปัญหาถ้าสารละลายตะกอน (ที่มีสารดังกล่าว) จะถูกนำกลับมาที่หัวของ WTP โดยเฉพาะอย่างยิ่งตั้งแต่การบำบัดน้ำธรรมดา (แข็งตัว / ชี้แจง / กรอง) เป็นส่วนใหญ่ไม่ได้ผลในการกำจัดสารใน extracellular
นอกจากนี้บางปฏิบัติ WTPs กรองโดยตรง โดยกลุ่มแบคทีเรียสร้างขึ้นหลังจากการแข็งตัวจะไม่ตกตะกอน แต่พวกเขาจะใช้โดยตรงกรองทรายอย่างรวดเร็ว ปัจจุบันการศึกษาไม่ได้สร้างสิ่งที่ขั้นตอนการมีผลบังคับใช้กรอง backwashing มีในกรองทรายภาระกับไซยาโนแบคทีเรียโดยเฉพาะอย่างยิ่งถ้าขั้นตอนเหล่านี้มีความสามารถที่จะประนีประนอมความสมบูรณ์ของเซลล์ที่เกิดขึ้นในการปล่อยสารได้.
วัตถุประสงค์ของการศึกษานี้คือการกำหนดชะตากรรมของไซยาโนแบคทีเรีย และสารพวกเขาในระหว่างการจัดการกากตะกอนใน WTPs หลังจากที่แข็งตัว โดยเฉพาะอย่างยิ่งการศึกษาครั้งนี้เน้นที่กระบวนการการจัดการกากตะกอนโดยทั่วไปในการรักษาทะเลสาบโดยเฉพาะอย่างยิ่ง ผลกระทบของการกรองโดยตรงและ backwashing กับความสมบูรณ์ของเซลล์ไซยาโนแบคทีเรียและปล่อย metabolite ถูกตรวจสอบยัง มันเป็นภาพที่ค้นพบจากการศึกษาครั้งนี้มีแนวโน้มที่จะอำนวยความสะดวกในการปรับปรุงที่ WTPs ที่เกี่ยวกับตะกอนไซยาโนแบคทีเรียที่รับภาระและ / หรือผู้บริหารรีไซเคิลใส.
2 ขั้นตอนการทดลอง
2.1 ไซยาโนแบคทีเรียสองไซยาโนแบคทีเรียถูกนำมาใช้ในการศึกษานี้: Anabaena circinalis (ANA188B ความเครียดอ้างอิง, AWQC, Adelaide SA, ออสเตรเลีย) และ Cylindrospermopsis raciborskii (CYP011K ความเครียดอ้างอิง, AWQC, Adelaide SA, ออสเตรเลีย)
ความเครียดจากการ circinalis เอที่ผลิตทั้ง geosmin และ saxitoxins ในขณะที่สายพันธุ์ซี raciborskii ที่ผลิต cylindrospermopsin (CYN) ไซยาโนแบคทีเรียทั้งสองเลี้ยงในกลาง ASM-1 ตามวิธีการของกอร์แฮมเอตอัล (1964) วัฒนธรรมที่ได้รับการบ่มที่อุณหภูมิ 20 องศาเซลเซียสต่ำกว่า 12 ชั่วโมงหมุนฟลักซ์ความมืดแสงความเข้มของแสง 70 ไมโครโมล s-1 เมตร-2.
ตัวอย่างสำหรับการแจงนับไซยาโนแบคทีเรีย (โดยใช้กล้องจุลทรรศน์โดยใช้กล้องจุลทรรศน์ Nikon คราส 50i) ได้รับการรักษาด้วยไอโอดีน Lugol ของแรงดัน 750 กิโลปาสคาลเป็นเวลา 2 นาทีเพื่อยุบถุงก๊าซนับจากนั้นใน gridded เซดจ์วิก-Rafter ห้องที่ 200 ×ขยายโดยใช้วิธีการอธิบายไว้ก่อนหน้า (บรูกส์ et al., 1994) การทดสอบความมีชีวิตเซลล์ได้ดำเนินการ (ในตัวอย่างย่อยในกรณีที่ไม่มีไอโอดีน Lugol ฯ ) โดยการประเมิน Autofluorescence (คลอโรฟิล) ของเซลล์ที่มีโคมไฟปรอทใช้การตั้งค่า WG2 บนกล้องจุลทรรศน์: ความยาวคลื่นของแสง (สีเขียว) ที่ใช้ เพื่อกระตุ้นตัวอย่างเป็น 480-550 นาโนเมตรซึ่งผลิตการปล่อยสเปกตรัมสีแดง.
2.2 Waters ศึกษาน้ำดิบที่ได้รับจากทางเข้าของทั้งสอง WTPs และเก็บไว้ที่ 4 องศาเซลเซียสจนกว่าจะใช้ พืชน้ำที่ไหลเข้า (ขุ่น = 81 NTU ละลายอินทรีย์คาร์บอน (DOC) = 7.6 มก. L-1, การดูดกลืนรังสียูวีที่ 254 นาโนเมตร (UV254) = 0.095 ซม 1, ค่า pH = 7.6) ได้ถูกจัดทำโดย TRILITY Pty Ltd ในออสเตรเลียใต้ , ออสเตรเลีย. พืชน้ำที่ไหลเข้า B (ขุ่น = 3 NTU, DOC = 4.6 มก. L-1, การดูดกลืนรังสียูวีที่ 254 นาโนเมตร (UV254) = 0.070 ซม 1, ค่า pH = 7.5) ได้ถูกจัดทำโดยซิดนีย์น้ำในนิวเซาธ์เวลส์ออสเตรเลีย.
2.3 การแข็งตัวของการทดลองการทดลองได้ดำเนินการแข็งตัวที่อุณหภูมิห้อง (25 องศาเซลเซียส) เพื่อสร้างตะกอนไซยาโนแบคทีเรียที่รับภาระโดยใช้วิธีการคล้ายกับเชา et al, (1999) สั้น ๆ เป็นโปรแกรม PB-900 หกขวดพายกวน B-Ker2 ขวดจระเข้ (ฟิบส์และนก, สหรัฐอเมริกา) ที่มี 2 ลิตรน้ำไซยาโนแบคทีเรีย-ถูกแทงถูกนำมาใช้ ตกตะกอน (ทั้งอลูมิเนียมซัลเฟตเป็น Al2 (SO4) 3 • 18H2O (0-100 มิลลิกรัม L-1) หรือเฟอริกคลอไรด์เป็นปราศจาก FeCl3 (0-60 มก. L-1)) ถูกเพิ่มเข้ามาในขณะที่กวนที่ 200 รอบต่อนาที (G = 480 s -1) หลังจาก 1 นาทีความเร็วลดลงถึง 20 รอบต่อนาที (G = 18 s-1) เป็นเวลา 14 นาที กลุ่มตัวอย่างที่ได้รับอนุญาตให้ชำระสำหรับ 15 นาที ตัวอย่างที่นำมาจากสารละลายผลเพื่อตรวจสอบจำนวนเซลล์ที่มีศักยภาพและความเข้มข้นของเซลล์เมตาบอ.
2.4 กรองโดยตรงและการจำลองย้อนกรองโดยตรงจำลองโดยใช้ W4 filterability ดัชนียูนิท (Armfield สหราชอาณาจักร) รายละเอียดรายละเอียดและคำแนะนำของผู้ผลิตของหน่วยที่มีอยู่บนเว็บไซต์ของพวกเขา (http: // www. discoverarmfield.co.uk/data/w4/) หน่วยลูกจ้างกรองทรายห้องปฏิบัติการขนาดเล็กที่สื่อทราย (ขนาดที่มีประสิทธิภาพ 0.65-0.75 มิลลิเมตร) เป็นตัวอย่างจากเตียงกรองพืช B และวางไว้ในหน่วยการทดลองที่ตามมา ปริมาณประมาณ 26 มิลลิลิตรของทรายที่ใช้สำหรับการทดลอง (เส้นผ่าศูนย์กลางกรอง 3.8 ซม. ความสูงของเตียงทราย 2.3 เซนติเมตร) ทดลองใช้ 2 × 5 ลิตรของไซยาโนแบคทีเรียแห้งกรัง-ถูกแทงพืชน้ำที่ไหลเข้า B เงื่อนไขการแข็งตัวที่เหมาะสมถูกนำไปใช้คือ 10 มิลลิกรัม L-1 เฟอริกคลอไรด์; แต่ 1 มิลลิกรัม L-1 จากพอลิเมอ Lt425 (Ciba Specialty Chemicals, ออสเตรเลีย) ถูกนำมาใช้เป็นเครื่องช่วยตกตะกอนประจุบวกมีการจ้างงาน WTP นี้ ครั้งแรก 5 ลิตรก็ผ่านไปผ่านหน่วยที่จุดเริ่มต้นของช่วงบ่าย 1 aliquots L หลังจากที่เวลาที่ทรายถูกทิ้งไว้ค้างคืนในหน่วยเพื่อจำลองการปฏิบัติที่โรงงานบี 5 ลิตรถูกส่งต่อมาผ่านหน่วย ตอนเช้าหลังจากนั้นใน 1 aliquots L ตัวอย่างถูกนำมาเป็นประจำ (หลังการเพิ่มของแต่ละ aliquot 1 ลิตร) จากอิทธิพลกรองทรายและน้ำทิ้งเพื่อตรวจสอบจำนวนเซลล์และความเข้มข้นของสาร อัตราการกรอง 12 MH-1 เป็นลูกจ้างสำหรับการทดลองซึ่งเป็นเหมือนกับว่าอัตราการออกแบบโรงงานข.
ที่เสร็จสิ้นการทดลองจำลองการกรองโดยตรงข้างต้นสื่อทรายไซยาโนแบคทีเรียภาระถูกลบออกจากหน่วยดัชนี W4 filterability และเพิ่ม เป็น 1 ลิตรพืชน้ำ B ในขวดจระเข้ เพื่อเลียนแบบตัวกรองย้อนระงับได้ตื่นเต้นใน PB-900 พายกวนขวดโปรแกรม (ฟิบส์และนก USA) เป็นเวลา 30 นาทีที่ 260 รอบต่อนาทีและตัวอย่างถ่ายที่ 15 และ 30 นาทีเพื่อตรวจสอบจำนวนเซลล์และความมีชีวิตและความเข้มข้นของสารในผลลัพธ์ ใส เงื่อนไขการกวนค่อนข้างรุนแรง แต่ได้ดำเนินการในการจำลองสถานการณ์เลวร้ายยิ่งกรณี.
2.5 การย่อยสลายกากตะกอนน้ำเสียและการปล่อยสารสอง 5 ลิตรตัวอย่างน้ำไซยาโนแบคทีเรีย-ถูกแทงที่ถูกจับตัวใน 5 ขวด L จระเข้ (ดูมาตรา 2.3 ด้านบน) และกลุ่มแบคทีเรียที่ได้รับอนุญาตที่จะชำระเป็นเวลา 15 นาทีหลังจากที่ใสถูก decanted กากตะกอนที่เหลืออยู่ในสองตัวอย่างถูกรวมกันเป็นขวดจระเข้เดียวและ 5 ลิตรใสลากูน (ตัวอย่างจาก WTP เต็มรูปแบบ) ถูกบันทึกอยู่ในตะกอนไซยาโนแบคทีเรียที่รับภาระ ตัวอย่างที่นำมาจากสารละลายในช่วงเวลาปกติเพื่อตรวจสอบจำนวนเซลล์และความเข้มข้นของสาร นอกจากนี้กลุ่มตัวอย่างยังถูกนำมาจากตะกอนเพื่อตรวจสอบความมีชีวิตเซลล์.
2.6 การวิเคราะห์ตัวอย่างสำหรับการวิเคราะห์ geosmin อยู่ก่อนเข้มข้นโดยใช้ของแข็ง microextraction เส้นใยเข็มฉีดยา (Supelco, ออสเตรเลีย) และวิเคราะห์ใน 7890 ระบบแก๊ส Chromatograph กับ 5975C VL ชุดมวลชนเลือกเครื่องตรวจจับ (Agilent Technologies, ออสเตรเลีย) กับมาตรฐานการติดป้ายภายในวัด (Ultrafine สารเคมี สหราชอาณาจักร) รายละเอียดของวิธีการนี้ได้รับการรับรองโดยเกรแฮมและเฮย์ส (1998).
ก่อนที่จะมีประสิทธิภาพสูงของเหลวโครมา (HPLC) วิเคราะห์ CYN เข้มข้นจากน้ำตัวอย่างจากของแข็งสกัดโดยใช้วิธีการอธิบายไว้ก่อนหน้า (เมทคาล์ฟ et al., 2002) A1100 ชุดระบบ HPLC ประกอบด้วยปั๊มสี่, ฉีดตัวอย่างอัตโนมัติและโฟโตไดโอดเครื่องตรวจจับอาร์เรย์ (Agilent Technologies, ออสเตรเลีย) ถูกจ้างโดยใช้วิธีการเผยแพร่ก่อนหน้านี้ (โฮ et al., 2011).
เอนไซม์เชิงพาณิชย์ที่มีการเชื่อมโยงอิมมูโน assay (ELISA) (Abraxis, USA) ได้รับการวิเคราะห์ saxitoxins ความเข้มข้นของกลุ่มตัวอย่างที่ถูกกำหนดโดยการแก้ไขโดยใช้

ผลลัพธ์ (ไทย) 3:

ชะตากรรมของ กฟภ. และสารของพวกเขาการจัดการกากตะกอนในกระบวนการบำบัดน้ำ
1 บทนำ
ไซยาโนแบคทีเรียเป็นปัญหาสําหรับเจ้าหน้าที่น้ำคงอยู่ในประปาอาจก่อให้เกิดปัญหามากมายสำหรับน้ำ ( 79 ) ผู้ประกอบการ นี้จะรวมถึงการออกแรงของความต้องการเพิ่มเติมเกี่ยวกับสารเคมีเราและการอุดตันของตัวกรองเป็นผลในการลดความถี่และการล้างย้อนกรองวิ่งครั้ง ) หนึ่งในปัญหาใหญ่ที่เกิดจากไซยาโนแบคทีเรียเป็นสารที่พวกเขาผลิต โดยเฉพาะสารพิษระบบยู ( cyanotoxins ) และสารประกอบซึ่งถ่ายทอดรสชาติและกลิ่น . บางส่วนของสายพันธุ์เหล่านี้บัญชีสำหรับจำนวนขนาดใหญ่ของผู้บริโภคร้องเรียนเนื่องจากปัญหาเชิงสุนทรียะคนอื่น ๆมีแนวโน้มที่จะประนีประนอมสุขภาพของมนุษย์
มีการเพิ่มความถี่ของการตรวจสอบระบบยูในน้ำวัสดุในส่วนต่างๆของโลก ควบคู่กับ การเปลี่ยนแปลงของสภาพอากาศ และภัยแล้งจะขวางน้ำและเพิ่มประสิทธิภาพเจ้าหน้าที่จ้างกลยุทธ์การรักษาที่ประสบความสำเร็จสำหรับการกำจัดที่มีประสิทธิภาพของไซยาโนแบคทีเรียและสารของตน มากมายดื่มน้ำระเบียบรวมทั้งออสเตรเลีย น้ำดื่ม แนวทาง กำหนดว่ามันเป็นสิ่งสำคัญที่จะใช้กั้นหลายตัวเลือกการรักษาเพื่อให้แน่ใจว่าสารปนเปื้อนเหล่านี้ไม่ไปแตะลูกค้า เป็นมาตรการควบคุมในสถานที่ที่ wtps เป็นบรรทัดสุดท้ายของการป้องกันก่อนที่จะดื่มน้ำกระจาย มันเป็นสิ่งสำคัญที่พวกเขาจะถูกประเมินอย่างถูกต้องและตรวจสอบเป็นประจำหนึ่งโดยเฉพาะ พื้นที่ ที่ มี ช่องว่างของความรู้ที่สำคัญคือ การบริหารจัดการระบบยูหนักตะกอนภายใน wtps . ขณะนี้มีข้อมูลที่จำกัดในการตีพิมพ์วรรณกรรมซึ่งได้ศึกษาความเป็นไปของเรา เช่น ตะกอน
during incidents ของ high cyanobacterial numbers in sources water ,เป็นไปได้ว่า ระบบยูเซลล์อาจสะสมในตะกอนที่เกิดจากกระบวนการตกตะกอน / / รวมตะกอนการตกตะกอน ถ้าตะกอนหนัก ระบบยูไม่จัดการได้อย่างมีประสิทธิภาพ มีศักยภาพสำหรับการสลายเซลล์ ส่งผลให้ความเข้มข้นสูงของสารที่ไม่พึงประสงค์ที่ถูกปล่อยเข้าไปในตะกอนที่นำ .การจัดการกากตะกอนที่แตกต่างกันระหว่าง wtps และหนึ่งในวิธีที่พบมากที่สุดคือ ลากูน รักษาที่กระบวนการ dewaters ตะกอนเพื่อช่วยในการกำจัดตามมาของมัน การพักผ่อน little is known as to the ไม่ใช่ว่าเป็น cyanobacteria during processes อื่นแม้ว่าหลักฐานแสดงให้เห็นว่า กฟภ. เสียชีวิตอย่างรวดเร็วที่อาจปล่อยสารปริมาณมากในตะกอนที่นำ . นี่อาจเป็นปัญหาถ้าตะกอนสูง ( ที่มีสารดังกล่าวเป็นรีไซเคิลในหัวของเรา ,