ΑΞΙΟΠΟΙΗΣΗ ΤΗΣ ΗΛΙΑΚΗΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΣ ΣΤΗΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΑΣΤΙΚΩΝ ΛΥΜΑΤΩΝ ΚΑΙ ΒΙΟΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ

Transcript

1 ΑΞΙΟΠΟΙΗΣΗ ΤΗΣ ΗΛΙΑΚΗΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΣ ΣΤΗΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΑΣΤΙΚΩΝ ΛΥΜΑΤΩΝ ΚΑΙ ΒΙΟΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Α. Αντωνιάδης, Α. Callimann, Ι. Πούλιος Τμήμα Χημείας, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης, Θεσσαλονίκη, ΠΕΡΙΛΗΨΗ Στο πλαίσιο αναζήτησης μεθόδων εναλλακτικών στις ήδη υπάρχουσες και φιλικών προς το περιβάλλον (καθαρές τεχνολογίες), μπορεί να ενταχθεί και το αυξανόμενο ενδιαφέρον για την χρησιμοποίηση των λεγόμενων "Προχωρημένων Οξειδωτικών Μεθόδων Αντιρρύπανσης (Advanced Oxidation Technologies, AOT)" (ΠΟΜΑ). Με τον όρο αυτό εννοούνται εκείνες οι τεχνολογίες η αποτελεσματικότητα των οποίων στηρίζεται στην παραγωγή ριζών υδροξυλίου (ΟΗ. ), ιδιαίτερα δραστικών οξειδωτικών μέσων. Σε αυτές εντάσσονται η Oμογενής Φωτοκαταλυτική Οξείδωση (αντιδραστήριο photo-fenton) και η Ετερογενής Φωτοκαταλυτική Οξείδωση (ΤiΟ2/UV-Α), των οποίων η ραγδαία ανάπτυξη την τελευταία δεκαετία οφείλεται, αφενός στην ικανότητά τους να αδρανοποιούν πλήρως τις πλέον βλαβερές/τοξικές και μη-βιοαποικοδομήσιμες οργανικές ουσίες, αφετέρου δε στο γεγονός πως η απαραίτητη για την ενεργοποίηση του καταλύτη ακτινοβολία περιέχεται στην περιοχή του ηλιακού φάσματος, καθιστώντας έτσι εφικτή την αξιοποίηση της ηλιακής ενέργειας (ανανεώσιμη πηγή ενέργειας) στην επεξεργασία τόσο των αστικών λυμάτων, όσο και των βιομηχανικών αποβλήτων (solar detoxification). Στα πλαίσια της εργασίας γίνεται η παρουσίαση και η προκαταρκτική αξιολόγηση ενός καινοτόμου φωτοκαταλυτικού αντιδραστήρα 15 Lt, ο οποίος κατασκευάσθηκε στο Εργαστήριο Φυσικής Χημείας του Τμήματος Χημείας του Α.Π.Θ. και είναι σε θέση να λειτουργήσει τόσο παρουσία τεχνητού, όσο και φυσικού (ηλιακού) φωτισμού. Χρησιμοποιώντας προσομοιωμένο αστικό λύμα και επιλεγμένες χρωστικές ουσίες οι οποίες έχουν ανιχνευθεί σε αστικά λύματα, έγινε η αξιολόγηση της αποτελεσματικότητας του αντιδραστήρα σε σχέση με τον αποχρωματισμό και τη μείωση του οργανικού φορτίου των λυμάτων. Επιπλέον έγινε και μία συγκριτική μελέτη της απόδοσης του αντιδραστήρα παρουσία ηλιακού και τεχνητού φωτισμού. 1. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Κατά τη διάρκεια των τελευταίων ετών, έχει γίνει κατανοητό από την κοινωνία ότι για την άνοδο του βιοτικού επιπέδου, είναι απαραίτητη όχι μόνο η πρόοδος της τεχνολογίας και της βιομηχανίας, αλλά επιπλέον και η προστασία του περιβάλλοντος και η αρμονική συνύπαρξη του ανθρώπινου είδους με τους λοιπούς έμβιους οργανισμούς. Ο σύγχρονος τρόπος ζωής, με την παραγωγή νέων προϊόντων και παραπροϊόντων, έχει οδηγήσει στην αύξηση του όγκου των στερεών, υγρών και αερίων ρύπων, καθώς και στην αλλαγή των χαρακτηριστικών τους, (π.χ. ανίχνευση τοξικών και μη- βιοαποικοδομήσιμων ουσιών). Οι παραπάνω ουσίες μπορεί να προέρχονται από βιομηχανικές δράσεις (βιομηχανία πετρελαίου ή βαφεία κ.τ.λ.) ή από οικιακές και αγροτικές χρήσεις του ύδατος (φυτοφάρμακα, λιπάσματα, φάρμακα, απορρυπαντικά, κτλ). Τα νέα αυτά δεδομένα οδήγησαν στην ανάγκη έρευνας, εφαρμογής και ανάπτυξης νέων μεθόδων αντιρρύπανσης, δεδομένου ότι οι συμβατικές ( π.χ. βιολογικές)

2 μέθοδοι επεξεργασίας αδυνατούν να αντιμετωπίσουν το ζήτημα της καταστροφής των τοξικών και μη-βιοαποικοδομήσιμων ρύπων. Η ομογενής και η ετερογενής φωτοκατάλυση, ανήκουν στις λεγόμενες Προχωρημένες Οξειδωτικές Μεθόδους Αντιρρύπανσης [1,2], η αποτελεσματικότητα των οποίων στηρίζεται στην δημιουργία των ριζών του υδροξυλίου (ΟΗ. ), οι οποίες αποτελούν ιδιαίτερα ισχυρές οξειδωτικές ενώσεις. Η ετερογενής φωτοκαταλυτική οξείδωση στηρίζεται στις διεργασίες που λαμβάνουν χώρα κατά το φωτισμό ημιαγώγιμων υλικών (TiO 2, ZnO, κ.α.) με ακτινοβολία μεγαλύτερη του ενεργειακού χάσματος του ημιαγωγού (hv>e g ). Η φωτοενεργοποίηση των καταλυτών αυτών προκαλεί το διαχωρισμό ηλεκτρονίων και οπών (e - /h + ), τα οποία δρουν ως ισχυρά αναγωγικά και οξειδωτικά αντιστοίχως, ικανά να ξεκινήσουν μία σειρά χημικών οξειδοαναγωγικών αντιδράσεων (Αντιδράσεις (1-5)), οι οποίες οδηγούν στην πλήρη καταστροφή των οργανικών ρύπων.(σχήμα 1) [2,3]. TiO 2 + hv TiO 2 (h + + e - ) (1) O 2 + e - O 2.- (2) h + + H 2 O H + + OH. (3) OH. + RH H 2 O + R. (4) R. + O 2 ROO. CO 2 (5) Σχήμα 1: Προσομοίωση κόκκου ημιαγώγιμης κόνεως με μικροηλεκτρο χημικό στοιχείο υπό την επίδραση του φωτός Το αντιδραστήριο Fenton είναι γνωστό για την ικανότητα του να οξειδώνει μία σειρά οργανικών ρύπων στα υγρά απόβλητα. Μειονέκτημα της μεθόδου όμως, αποτελεί το γεγονός ότι η οξειδωτική δράση του συστήματος Η 2 Ο 2 /Fe +2 μειώνεται δραστικά, από τη στιγμή που ο δισθενής σίδηρος έχει μετατραπεί σε τρισθενή (αντίδραση 6). Fe 2+ + H 2 O 2 Fe 3+ + OH + OH - Αντίδραση Fenton (6) Fe 3+ + H 2 O + hv (λ<450nm) Fe 2+ + OH + H + (7) R-H + OH. ROO. CO 2 + ανόργανα ιόντα (8)

3 Η αποτελεσματικότητα και η απόδοση της συγκεκριμένης ομογενής φωτοκαταλυτικής μεθόδου μπορεί όμως να αυξηθεί σημαντικά κατά τον φωτισμό του συστήματος με τεχνητό ή ηλιακό φως (αντιδραστήριο Photo-Fenton) [4,5]. H αντίδραση 7, σε συνδυασμό με την αντίδραση 6, κλείνει έναν καταλυτικό κύκλο που παράγει δύο ρίζες υδροξυλίου για κάθε μόριο υπεροξειδίου του υδρογόνου που διασπάται. Αποτέλεσμα του φωτισμού είναι η επιπλέον δημιουργία ριζών ΟΗ., η μικρότερη ποσότητα λάσπης λόγω της ανακύκλωσης του καταλύτη (Fe 2+ ) ως αποτέλεσμα του φωτισμού, καθώς και η πλήρης οξείδωση των περισσοτέρων οργανικών ενώσεων (αντιδράσεις 6-8). H φωτοκαταλυτική οξείδωση (ομογενής ή ετερογενής) ως μέθοδος αντιρύπανσης, παρουσιάζει σε σχέση με τις υπόλοιπες οξειδωτικές μεθόδους (Ο 3, H 2 O 2 /UV) το μεγάλο πλεονέκτημα, ότι η απαραίτητη για την ενεργοποίηση των καταλυτών φωτεινή ενέργεια προέρχεται από το κοντινό υπεριώδες και την ορατή περιοχή του φάσματος ( nm). Το γεγονός αυτό καθιστά ικανή την ενεργοποίηση τους εξίσου αποτελεσματικά και με τη βοήθεια του ηλιακού φωτός, κάτι πολύ σημαντικό σε περιοχές με μεγάλη ηλιοφάνεια [6-7]. Συγκεκριμένα η φωτοκαταλυτική επεξεργασία λυμάτων παρουσιάζει τα εξής πλεονεκτήματα: δραστική μείωση του οργανικού φορτίου των προς επεξεργασία λυμάτων, καθώς και της παραγόμενης λάσπης, απλή κατασκευή με χαμηλό κόστος, δυνατότητα επεξεργασίας λυμάτων με μεταβλητό ρυπαντικό και υδραυλικό φορτίο, χρησιμοποίηση του ηλιακού φωτισμού, με αποτέλεσμα τη σημαντική μείωση των λειτουργικών εξόδων, απολύμανση των αποβλήτων και δυνατότητα ανακύκλωσης του νερού. Στην παρούσα εργασία μελετήθηκε η φωτοκαταλυτική οξείδωση παρουσία τεχνητού και ηλιακού φωτισμού ενός προσομοιωμένου αστικού λύματος. Δεδομένου όμως του γεγονότος ότι έχει παρατηρηθεί τα τελευταία χρόνια η παρουσία σε αστικά λύματα και μηβιοαποικοδομήσιμων ουσιών, μελετήθηκε επιπλέον και η φωτοκαταλυτική οξείδωση μίας αζω-χρωστικής, της Reactive Orange 16 (RΟ 16). Οι χρησιμοποιούμενες από τα βαφεία χρωστικές δημιουργούν μία σειρά από προβλήματα στη λειτουργία των συμβατικών, βιολογικών μεθόδων επεξεργασίας αστικών λυμάτων, αφού είναι ιδιαίτερα δύσκολη ή αδύνατη η καταστροφή τους παρουσία τόσο αερόβιων, όσο και αναερόβιων συνθηκών. Η απομάκρυνση τους στους βιολογικούς καθαρισμούς οφείλεται κυρίως στη προσρόφησή τους στους μικροοργανισμούς, παρά στην οξείδωσή τους [8], με αποτέλεσμα τη μείωση του μικροβιακού πληθυσμού, συνεπώς και της απόδοσης των συμβατικών μεθόδων. Επιπλέον, παρά το γεγονός ότι οι αζω-ενώσεις δεν έχουν χαρακτηρισθεί ως υπεύθυνες για την εκδήλωση καρκινογενέσεων ή μεταλαξιογενέσεων, η διάσπαση του δεσμού της αζω-ομάδας, είναι σε θέση να οδηγήσει στη δημιουργία αρωματικών αμινών, οι οποίες προκαλούν καρκίνο στον άνθρωπο, καθώς και όγκους σε πειραματόζωα [9] 2. ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ 2.1 Υλικά Η σύνθεση του προσομοιωμένου λύματος [10] που χρησιμοποιήθηκε φαίνεται στον Πίνακα 1. Το συγκεκριμένο προσομοιωμένο λύμα αντιστοιχεί σε αρχική συγκέντρωση Διαλυμένου Οργανικού Άνθρακα (DOC, Dissolved Organic Carbon) 400 mg L -1, το οποίο αντιστοιχεί σε συγκέντρωση 1000 mg L -1 Χημικά Απαιτούμενου Οξυγόνου (COD), ώστε να είναι πιο αντιπροσωπευτικό ως προς τις πραγματικές τιμές COD.

4 Πραγματοποιήθηκαν επίσης πειράματα οξείδωσης μίας μη-βιοαποικοδομήσιμης ουσίας, μίας χρωστικής διαλυμένη σε νερό, αλλά και παρουσία του προαναφερθέντος προσομοιωμένου λύματος. Η χρωστική που μελετήθηκε ήταν η Reactive Orange 16 (RΟ 16). ΠΙΝΑΚΑΣ 1: Σύσταση προσομοιωμένων αστικών λυμάτων. Ουσία Συγκέντρωση (mg L -1 ) peptone water 640 meat extract 440 ουρία 120 K 2 HPO NaCl 28 CaCl. 2 2 H 2 O 16 MgSO 4 7 H 2 O Καταλύτες Στα πειράματα της ετερογενούς φωτοκαταλυτικής οξείδωσης ως καταλύτες χρησιμοποιήθηκαν δύο διαφορετικές εμπορικές μορφές του TiO 2 και συγκεκριμένα το TiO 2 P-25 της εταιρείας Degussa (μέσο μέγεθος κόκκων 30 nm, ΒΕΤ 50 m 2 g -1 ) το οποίο αποτελείται από μίγμα των μορφών ανατάση και ρουτίλιο σε σχέση 65/35 %, και το TiO 2 (A) της εταιρείας TRONOX McGee (ΒΕΤ 10 m 2 g -1 ), το οποίο αποτελείται από 100% ανατάση. Στα πειράματα ομογενούς φωτοκαταλυτικής οξείδωσης χρησιμοποιήθηκε ως πηγή τρισθενούς σιδήρου ο εξαένυδρος τριχλωριούχος σίδηρος (FeCl 3. 6 H 2 O) της εταιρείας Riedel-de Haen, αναλυτικώς καθαρός. Για την επιτάχυνση της φωτοκαταλυτικής οξείδωσης των ρύπων χρησιμοποιήθηκε υπεροξείδιο του υδρογόνου (Η 2 Ο 2 ) της εταιρείας Merck. 2.3 Όργανα-Συσκευές -Μέθοδοι Τα πειράματα πραγματοποιήθηκαν σε φωτοκαταλυτικό αντιδραστήρα, χωρητικότητας 15 L (Εικόνες 1, 2). Ο αντιδραστήρας αυτός αποτελείται από τροχήλατο, στο οποίο είναι τοποθετημένα τα εξής δύο μέρη: στο επάνω μέρος υπάρχει ένα γυάλινο δοχείο, σχήματος ανεστραμμένης πυραμίδας, όγκου 10 Lt, η βάση της οποίας είναι τετράγωνη, με πλευρά 50 cm. Στη βάση του τροχήλατου έχει τοποθετηθεί δεξαμενή, όγκου 5 Lt, στην έξοδο της οποίας υπάρχει αεραντλία με σκοπό να οδηγεί το προς επεξεργασία λύμα στην προαναφερόμενη γυάλινη δεξαμενή. Στα διεξαγόμενα πειράματα υπό τεχνητό φωτισμό, χρησιμοποιήθηκε σύστημα φωτισμού αποτελούμενο από τέσσερις (4) λάμπες υπεριώδους φωτός (black light), της εταιρείας Philips TLD 18 W/08, μήκους 0.6 m, οι οποίες τοποθετήθηκαν παράλληλα και πάνω από την επιφάνεια του λύματος. Οι προαναφερόμενες λάμπες εκπέμπουν ακτινοβολία της περιοχής του εγγύς υπεριώδους (UV-A) και συγκεκριμένα μεταξύ των nm. Η προσπίπτουσα ακτινοβολία στην επιφάνεια του προς επεξεργασία λύματος προσδιορίσθηκε με τη χρήση ραδιόμετρου PMA 2100 της εταιρείας Solar Light Co. με ανιχνευτή υπεριώδους ακτινοβολίας S/N Το ίδιο όργανο χρησιμοποιήθηκε και για τη μέτρηση της έντασης της υπεριώδους ακτινοβολίας του ηλιακού φωτός, στα διεξαγόμενα πειράματα τα οποία έλαβαν χώρα κατά τη χρονική περίοδο Ιούλιος-Αύγουστος 2005, στη περιοχή της Θεσσαλονίκης.

5 Εικόνα 1. Φωτοκαταλυτικός Αντιδραστήρας Τεχνητού Φωτισμού. Εικόνα 2. Φωτοκαταλυτικός Αντιδραστήρας Ηλιακού Φωτισμού. Το ραδιόμετρο παρέχει δεδομένα, εκφρασμένα ως W UV m -2, γνωστοποιώντας την προσπίπτουσα ηλιακή ενέργεια στην επιφάνεια του αντιδραστήρα. Προφανώς, η ηλιακή υπεριώδους ακτινοβολία μεταβάλλεται κατά τη διάρκεια των πειραμάτων. Για αυτό το λόγο, η εξίσωση (9) επιτρέπει τη σύγκριση πειραμάτων διαφορετικών ημερών, καθώς και με φωτοκαταλυτικά πειράματα τα οποία έλαβαν χώρα σε διαφορετικά μέρη και διαφορετικούς αντιδραστήρες. [11]. AR Q UV, n = QUV, n 1 + ΔtnUVG, n (9) VTOT όπου t n είναι ο πειραματικός χρόνος κάθε δείγματος, UV G,n ο μέσος όρος UV G κατά το διάστημα Δt n, A R είναι η φωτιζόμενη επιφάνεια του αντιδραστήρα (0.25 m 2 ), V TOT ο ολικός όγκος του λύματος (15 L) και Q UV,n είναι η υπολογιζόμενη ενέργεια (ανά μονάδα όγκου εκφρασμένη σε kj L -1 ) η οποία προσπίπτει στον αντιδραστήρα για κάθε μετρούμενο δείγμα. Στα διεξαγούμενα πειράματα, η ένταση της ηλιακής ακτινοβολίας κυμαινόταν από mw cm -2 έως 5,16 mw cm -2.Οι μετρήσεις Διαλυμένου Οργανικού Φορτίου έγιναν σε αναλυτή TOC, Shimazdu 5000A. Για τη μέτρηση της οπτικής απορρόφησης της χρωστικής χρησιμοποιήθηκε φασματοφωτόμετρο Υπεριώδους-Ορατού (Perkin-Elmer, Lamba 3, UV- VIS Spectrophotometer), ενώ η μέτρηση του ph έγινε με τη χρήση του WTW microprocessor ph ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ-ΣΥΖΗΤΗΣΗ 3.1 Φωτοκαταλυτική επεξεργασία υπό Τεχνητό Φωτισμό. Αρχικά μελετήθηκε η ικανότητα αποχρωματισμού διαλύματος της χρωστικής RΟ 16, με εφαρμογή της ομογενούς και ετερογενούς φωτοκαταλυτικής οξείδωσης. Μελετήθηκε η επίδραση της ισχύς της προσπίπτουσας ακτινοβολίας σε 3 διαφορετικές τιμές, μεταβάλλοντας την απόσταση της πηγής φωτισμού από την επιφάνεια του λύματος. Στα Σχήματα 2 και 3 παρουσιάζεται η οξείδωση της παραπάνω χρωστικής, κατά την ομογενή και ετερογενή φωτοκαταλυτική επεξεργασία, αντίστοιχα.

6 1,2 1,0 40 mg L -1 RO 16 1,2 1,0 20 mg L -1 RO 16 0,5 g L -1 TiO 2 P mg L -1 H 2 O 2 abs/abs o (490 nm) 0,8 0,6 0,4 0,2 14 mg L -1 Fe mg L -1 H 2 O 2 I = 2,4 mw cm -2 I = 2,95 mw cm -2 I = 3,91 mw cm -2 Q=0.192 kj L -1 abs/abs 0 (490 nm) 0,8 0,6 0,4 0,2 I = 2,4 mw cm -2 I = 2,95 mw cm -2 I = 3,91 mw cm -2 0,0 0,0 Q=0.938 kj L Χρόνος Φωτισμού (min) Χρόνος Φωτισμού (min) Σχήμα 2: Επίδραση της προσπίπτουσας ακτινοβολίας στην ικανότητα οξείδωσης της χρωστικής OR 16, κατά την ομογενή φωτοκαταλυτική οξείδωση. Σχήμα 3: Επίδραση της προσπίπτουσας ακτινοβολίας στην ικανότητα οξείδωσης της χρωστικής OR 16, κατά την ετερογενή φωτοκαταλυτική οξείδωση. Όπως παρατηρούμε και από τα παραπάνω πειραματικά δεδομένα, η φωτοκαταλυτική διασπάση της συγκεκριμένης χρωστικής είναι εφικτή, τόσο κατά την ομογενή, όσο και κατά την ετερογενή φωτοκαταλυτική επεξεργασία. Η ομογενής φωτοκαταλυτική οξείδωση είναι ταχύτερη από την ετερογενή σε όλες τις διαφορετικές τιμές ακτινοβολίας. Η μεταβολή της έντασης της προσπίπτουσας ακτινοβολίας επιδρά διαφορετικά στις δύο μεθόδους φωτοκαταλυτικής επεξεργασίας, προκαλώντας επιτάχυνση όμως σε κάθε περίπτωση της οξείδωσης της χρωστικής κατά την αύξηση της έντασης της υπεριώδους ακτινοβολίας. Αναλυτικότερα, στην περίπτωση του αντιδραστηρίου photo-fenton, η ένταση της υπεριώδους ακτινοβολίας επιδρά σημαντικά στη ταχύτητα αλλά και στην ικανότητα διάσπασης της χρωστικής. Η αύξησης της έντασης της ακτινοβολίας από τα 2.4 mw cm -2 στα 3.91 mw cm -2 μειώνει το χρόνο για τη πλήρη διάσπαση της ουσίας από τα 90 min στα 20 min. Η ικανότητα οξείδωσης της χρωστικής RΟ 16 μειώνεται σαφώς κατά τη χρησιμοποίηση της ετερογενούς φωτοκατάλυσης. Ο χρόνος για την οξείδωση της χρωστικής, μισής συγκέντρωσης σε σχέση με τη χρησιμοποιούμενη συγκέντρωση στην περίπτωση του αντιδραστηρίου photo-fenton, κατά περίπου 80% ανέρχεται περίπου στις 4 ώρες. Η ένταση της ακτινοβολίας σε αυτήν τη περίπτωση επιδρά σε μικρότερο βαθμό, αφού αύξησή της από τη τιμή των 2.4 mw cm -2 στα 2.95 mw cm -2, αυξάνει το ποσοστό διάσπασης της χρωστικής από το 70% στο 83%, μετά από 4 ώρες επεξεργασίας, ενώ περαιτέρω αύξηση της έντασης φωτισμού στα 3.91 mw cm -2 δεν αλλάζει σημαντικά την απόδοση του συστήματος. 3.2 Φωτοκαταλυτική επεξεργασία υπό Ηλιακό Φωτισμό. Στη συνέχεια μελετήθηκε η φωτοκαταλυτική διάσπαση της χρωστικής RΟ 16, σε διάλυμα προσομοιωμένου αστικού λύματος συγκέντρωσης 1000 mg L -1 COD (Πίνακας 1).

7 1,0 Ομογενής Φωτοκατάλυση Ετερογενής Φωτοκατάλυση Ομογενής και Ετερογενής Φωτοκατάλυση 1,0 Ομογενής Φωτοκατάλυση Ετερογενής Φωτοκατάλυση Ομογενής και Ετερογενής Φωτοκατάλυση 0,8 40 mg L -1 RO 16 0,8 abs/abs o 0,6 0,4 DOC/DOC o 0,6 0,4 0,2 0,2 5h 0,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 Q UV (KJ L -1 ) 0,0 0,0 0,2 0,4 0,6 0,8 1,0 1,2 Q UV (KJ L -1 ) Σχήμα 4: Διάσπαση της χρωστικής RΟ 16 σε προσομοιωμένο λύμα, κατά την φωτοκαταλυτική επεξεργασία υπό ηλιακό φωτισμό. Σχήμα 5: Μείωση του διαλυμένου οργανικού άνθρακα (DOC) του προσομοιωμένου λύματος, κατά την φωτοκαταλυτική επεξεργασία υπό ηλιακό φωτισμό. Ο αποχρωματισμός του διαλύματος της χρωστικής κατά τη φωτοκαταλυτική επεξεργασία υπό ηλιακό φωτισμό, είναι εφικτός και ταχείς, (Σχήμα 4) ταχύτερη μάλιστα από την επεξεργασία της υπό τεχνητό φωτισμό. Η επεξεργασία της χρωστικής αυτής κατά την ομογενή φωτοκατάλυση απέδωσε την οξείδωσή της κατά 80%, μετά από 4 ώρες φωτισμού. Η χρησιμοποίηση της ομογενούς ή του συνδυασμού ομογενούς και ετερογενούς φωτοκατάλυσης αύξησε σημαντικά την ικανότητα διάσπασης της ουσίας, οδηγώντας σε διάσπαση της ουσίας κατά 70% σε μόλις 15 min φωτισμού, αλλά και τη σχεδόν πλήρη διάσπασή της μετά από 4 ώρες επεξεργασίας. Όσον αφορά τη οξείδωση του προσομοιωμένου λύματος υπό ηλιακό φωτισμό, (Σχήμα 5), η ετερογενής φωτοκατάλυση οδήγησε στη πλήρη οξείδωση του λύματος κατά μόλις 20%, μετά από 5 ώρες φωτισμού Χρησιμοποιώντας την ομογενή ή το συνδυασμό των παραπάνω φωτοκαταλυτικών μεθόδων, η πλήρης οξείδωση του λύματος ανέρχεται στο 80%, κατά το ίδιο χρονικό διάστημα επεξεργασίας. 4. ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Στην παρούσα εργασία μελετήθηκε η μείωση του οργανικού φορτίου προσομοιωμένων αστικών λυμάτων με εφαρμογή τόσο της ομογενούς, όσο και της ετερογενούς φωτοκαταλυτικής οξείδωσης. Με βάση τα προαναφερόμενα αποτελέσματα, είναι φανερό, υπό τις συγκεκριμένες πειραματικές συνθήκες, ότι: Η οξείδωση του προσομοιωμένου αστικού λύματος, με τη χρήση φωτοκαταλυτικών μεθόδων, είναι εφικτή και ιδιαίτερα αποτελεσματική, αφού φτάνει στο ποσοστό μείωσης του οργανικού φορτίου του 80%. Ιδιαίτερα σημαντικό είναι το γεγονός ότι μπορεί να αξιοποιηθεί ηλιακός φωτισμός αντί τεχνητού, κάνοντας εφικτή τη χρήση ανανεώσιμων μορφών ενέργειας, μειώνοντας δραστικά και το κόστος επεξεργασίας. Ταυτόχρονα με την οξείδωση του προσομοιωμένου λύματος εφικτή είναι και η καταστροφή των μη-βιοαποικοδομήσιμων ουσιών, όπως χρωστικών ουσιών, που είναι δυνατό να υπάρχουν σε αυτό, παρουσία τόσο τεχνητού, όσο και ηλιακού φωτισμού. Η ένταση της προσπίπτουσας υπεριώδους ακτινοβολίας επιδρά σημαντικά στην ικανότητα οξείδωσης των φωτοκαταλυτικών μεθόδων. Η επίδραση αυτή είναι

8 μεγαλύτερη στη περίπτωση της ομογενούς φωτοκατάλυσης. Παρόλα αυτά, η χρησιμοποίηση ηλιακού φωτισμού αυξάνει την φωτοκαταλυτική ικανότητα διάσπασης σε σχέση με τη χρησιμοποίηση τεχνητού φωτισμού παρόμοιας έντασης. Περαιτέρω βελτιστοποίηση της φωτοκαταλυτικής οξείδωσης και των πειραματικών συνθηκών οξείδωσης του προσομοιωμένου λύματος μπορεί να επιτευχθεί με επιπλέον μελέτη των πειραματικών συνθηκών και δεδομένων. Από τα προαναφερόμενα αποτελέσματα στην παρούσα εργασία και σχετικές αναφορές της βιβλιογραφίας, είμαστε σε θέση να ισχυριστούμε ότι η Φωτοκαταλυτική επεξεργασία αστικών λυμάτων μπορεί να θεωρηθεί ως πιθανή, δυναμική, εναλλακτική λύση για τη μείωση του οργανικού φορτίου, στις περιπτώσεις όπου ο βιολογικός καθαρισμός των λυμάτων παρουσιάζει μειονεκτήματα. Η χρησιμοποίηση φυσικού-ηλιακού φωτισμού, καθώς και η απλή απαιτούμενη τεχνολογία, προσφέρουν οικονομικά εφικτές και πρακτικές λύσεις για την επεξεργασία υγρών αποβλήτων. ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Το έργο χρηματοδοτείται από τη Γενική Γραμματεία Έρευνας και Τεχνολογίας και την Ευρωπαϊκή Ένωση, στα πλαίσια του Γ Κοινοτικού Πλαισίου Στήριξης, Επιχειρησιακό Πρόγραμμα Ανταγωνιστικότητα, Μέτρο 8.3, Δράση 8.3.1, Έργο Π.Ε.Ν.Ε.Δ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ 1. W. Eckenfelder, A. Bowers, J. Roth (1994) "Chemical Oxidation, Technologies for the Nineties", Vol. 1-4, Technomic Publishing Co., Basel. 2. Legrini O., E. Oliveros and A. Braun (1993) Photochemical Processes for Water Treatment, Chem. Rev., vol. 93, p Poulios, M. Kositzi, A. Kouras, Photocatalytic decomposition of Triclopyr over aqueous semiconductor suspensions, J. Photoche. Photobiology A: Chemistry 115 (1998) M. Kositzi, I. Poulios, S. Malato, J. Caseres, A. Campos "Solar Photocatalytic Treatment of Synthetic Municipal Wastewater", Water Research 38 (2004) M. Kositzi, A. Antoniadis, I. Poulios, I. Kiridis, S. Malato "Solar Photocatalytic Treatment of Simulated Dyestuff Effluents", Solar Energy (In Press, Corrected Proof. 6. Goswami G. (1995) Engineering of the Solar Photocatalytic Detoxification and Disinfection Processes, in Advances in Solar Energy, Ed by Boer KW, Vol. 10. American Solar Energy Society Inc., Boulder, Colorado, pp Solar Chemistry Projects, Plataforma Solar de Almeira 8. Pagga U, Brown D. The degradation of dyestuffs. II. Behavior of dyestuffs in aerobic biodegradation test. Chemosphere 1986, 15: Brown MA, DeVito SC. Predicting azo dye toxicity. Crit Rev EnvironSci Technol 1993, 23: OECD Guidelines for Testing of Chemicals,Simulation Test-Aerobic Sewage Treatment 303A, Malato, S., Blanco, J., Maldonado, M., Ibanez, P., Campos, A., Optimising solar photocatalytic mineralisation of pesticides by adding inorganic oxidizing species; application to the recycling of pesticide containers. Appl Catal B: Environ. 28,