ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΛΥΜΑΤΩΝ ΣΤΙΣ ΑΝΑΠΤΥΣΣΟΜΕΝΕΣ ΧΩΡΕΣ. Πολυξένη Χ. Δαμάλα

Transcript

1 ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ ΙΕΠΙΣΤΗΜΟΝΙΚΟ - ΙΑΤΜΗΜΑΤIΚΟ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥ ΩΝ «ΕΠΙΣΤΗΜΗ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑ Υ ΑΤΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΛΥΜΑΤΩΝ ΣΤΙΣ ΑΝΑΠΤΥΣΣΟΜΕΝΕΣ ΧΩΡΕΣ Πολυξένη Χ. Δαμάλα «ΕΠΙΣΤΗΜΗ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑ Υ ΑΤΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ» Αθήνα, Οκτώβριος 2015 Επιβλέπων: Δ. Μαμάης, Αναπληρωτής Καθηγητής

2

3 ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ Σχολή Πολιτικών Μηχανικών Διεπιστημονικό Διατμηματικό Πρόγραμμα Μεταπτυχιακών Σπουδών «Επιστήμη & Τεχνολογία Υδατικών Πόρων» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΛΥΜΑΤΩΝ ΣΤΙΣ ΑΝΑΠΤΥΣΣΟΜΕΝΕΣ ΧΩΡΕΣ Πολυξένη Χ. Δαμάλα Επιβλέπων: Δ. Μαμάης, Αναπληρωτής Καθηγητής Αθήνα, Οκτώβριος 2015

4 ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Η παρούσα εργασία εκπονήθηκε στα πλαίσια του μεταπτυχιακού προγράμματος «Επιστήμη & Τεχνολογία Υδατικών Πόρων» και σηματοδοτεί τη λήξη του μεταπτυχιακού κύκλου σπουδών. Με την ολοκλήρωση του σημαντικού αυτού κεφαλαίου, νιώθω την ανάγκη να ευχαριστήσω τα άτομα εκείνα που συνεισέφεραν σε αυτή την προσπάθεια. Καταρχάς, ευχαριστώ θερμά τον κ. Δανιήλ Μαμάη, Αναπληρωτή Καθηγητή στη Σχολή Πολιτικών Μηχανικών ΕΜΠ, που μου επέτρεψε να αναπτύξω ένα θέμα ιδιαίτερης σημασίας και ενδιαφέροντος γνωρίζοντας ότι ξεφεύγω από την καθιερωμένη θεματολογία των εργασιών που αναλαμβάνει. Επίσης, τον ευχαριστώ για όλη την καθοδήγηση που μου προσέφερε, την μεταδοτικότητα και το ξεχωριστό τρόπο διδασκαλίας του. Ομοίως, ευχαριστώ τον κ. Κωνσταντίνο Νουτσόπουλο, Επίκουρο Καθηγητή στη Σχολή Πολιτικών Μηχανικών ΕΜΠ, για την αμεσότατη επικοινωνία που αναπτύσσει με τους φοιτητές, τις εύστοχες και ουσιαστικές παρατηρήσεις του αλλά και την αστείρευτη ενέργειά του. Συνεχίζοντας, θα ήθελα να ευχαριστήσω το Δρ. Ιωάννη Μαντζιάρα, μέλος του Εργαστηρίου Υγειονομικής Τεχνολογίας της Σχολής Πολιτικών Μηχανικών ΕΜΠ, που συνεισέφερε με το δικό του ιδιαίτερο τρόπο στην ολοκλήρωση αυτού του εγχειρήματος και κατάφερε να αναδείξει μ ένα ξεχωριστό ενδιαφέρον την ουσιώδη πλευρά των πραγμάτων. Μεταξύ άλλων, η παρότρυνσή του να «εμπιστεύομαι τη διαίσθησή μου» σε κάθε δίλημμα, αποδείχθηκε ιδιαίτερα σημαντική και ουσιαστική. Ακόμη, οφείλω να ευχαριστήσω εκ βάθους καρδιάς την παρέα του εργαστηρίου των Χημικών Μηχανικών: Κατερίνα, Χριστίνα, Βάσω, Μαρία, Άγγελε και Jelica, η συνεισφορά σας αυτά τα δύο τελευταία χρόνια των σπουδών μου υπήρξε μοναδική και καθοριστική σε πολλά επίπεδα. Χωρίς εσάς, η καθημερινότητά μου δεν θα ήταν το ίδιο ευχάριστη και ξεχωριστή. Τέλος, θα ήθελα να πω ένα μεγάλο «ευχαριστώ» στις υπόλοιπες παρέες εντός και εκτός του Πολυτεχνείου που βρίσκονται δίπλα μου όλα αυτά τα χρόνια και φυσικά στην οικογένειά μου που με στηρίζει σε κάθε μου βήμα. ii

5 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Αντικείμενο της παρούσας εργασίας είναι, αφενός, η επισκόπηση της κατάστασης των αναπτυσσόμενων χωρών σε θέματα που σχετίζονται με την παραγωγή, διαχείριση και επεξεργασία των λυμάτων και αφετέρου, η αξιολόγηση των τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών, που ανήκουν στα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων και αποτελούν κατάλληλες μεθόδους επεξεργασίας για εφαρμογή στις αναπτυσσόμενες χώρες. Για την επίτευξη των στόχων της εργασίας, σε πρώτο στάδιο πραγματοποιήθηκε μια εκτενής βιβλιογραφική επισκόπηση προκειμένου να αποτυπωθούν βασικά ζητήματα που σχετίζονται με τις αναπτυσσόμενες χώρες και τις βιώσιμες μεθόδους επεξεργασίας λυμάτων. Αρχικά, παρουσιάζεται η υφιστάμενη κατάσταση των χωρών στο τομέα του νερού και της διαχείρισης λυμάτων. Στη συνέχεια, παρουσιάζονται οι συνήθεις τεχνολογίες επεξεργασίας λυμάτων που εφαρμόζονται στις αναπτυσσόμενες χώρες και οι σημαντικότερες παράμετροι που επιδρούν στην επιλογή της καταλληλότερης για εφαρμογή τεχνολογίας. Ακολούθως, αναλύονται ζητήματα που σχετίζονται με την πρακτική της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων στο γεωργικό τομέα και τέλος, γίνεται αναφορά στα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων, τα οποία θεωρούνται βιώσιμες εναλλακτικές μέθοδοι για την επεξεργασία των λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες. Σε δεύτερο στάδιο παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της αξιολόγησης που πραγματοποιήθηκε σε ένα σύνολο συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων (οριζόντιας, κάθετης, επιφανειακής ροής & συνδυασμοί αυτών) και τεχνητών λιμνών (αναερόβιες, αερόβιες, επαμφοτερίζουσες λίμνες & συνδυασμοί αυτών), πλήρους ή πιλοτικής κλίμακας, που είναι διαθέσιμα από τη διεθνή βιβλιογραφία. Συνολικά επεξεργάστηκαν και καταχωρήθηκαν 72 δημοσιεύσεις, από τις οποίες αξιολογήθηκε η απόδοση των συστημάτων ως προς την απομάκρυνση των εξεταζόμενων παραμέτρων (BOD, COD, TN, NH 4-N, NH 3-N, -3 TP, PO 4 -P, TC, FC, E.coli), η επίδραση των λειτουργικών παραμέτρων στην απόδοση των διεργασιών, το κόστος, η απαίτηση γης και λοιπά στοιχεία που συλλέχθηκαν κατά την επεξεργασία των δεδομένων. Βάσει της έρευνας που πραγματοποιήθηκε, διαπιστώθηκε ότι η αυξανόμενη παγκόσμια ζήτηση νερού, η έντονη αστικοποίηση, οι ταχείς ρυθμοί ανάπτυξης του πληθυσμού αλλά και οι αδυναμίες των κυβερνήσεων να υλοποιήσουν αποτελεσματικές στρατηγικές διαχείρισης των λυμάτων αποτελούν τα κυριότερα εμπόδια για τη διασφάλιση των απαιτούμενων συνθηκών υγιεινής και την εφαρμογή ορθών πρακτικών στο τομέα της διαχείρισης και επεξεργασίας των λυμάτων. Επιπλέον, σε μεγάλο μέρος των αναπτυσσόμενων χωρών η επαναχρησιμοποίηση των ανεπεξέργαστων λυμάτων αποτελεί πρακτική που εφαρμόζεται εκτεταμένα παρά τους προφανείς κινδύνους που ελλοχεύει, καθώς αποτελεί ένα μέσο ενίσχυσης της καλλιέργειας των τροφίμων και των εισοδημάτων των αγροτών. Στο πλαίσιο αυτό, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας μπορούν να αποτελέσουν κατάλληλες μεθόδους επεξεργασίας καθώς iii

6 συνδυάζουν ικανοποιητικές αποδόσεις, μειωμένα κόστη (λόγω της χαμηλής κατανάλωσης ενέργειας και χημικών) και απλότητα στη λειτουργία και συντήρηση, ενώ παράλληλα επιτυγχάνουν σημαντική απομάκρυνση των παθογόνων μικροοργανισμών (κυρίως οι τεχνητές λίμνες και τεχνητοί υγροβιότοποι). Η αξιολόγηση των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων που πραγματοποιήθηκε, οδήγησε στα ακόλουθα συμπεράσματα. Από την ανάλυση των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων, αναφορικά με τις εφαρμοζόμενες φορτίσεις, προέκυψε ότι η επίδραση της οργανικής φόρτισης στη συγκέντρωση του οργανικού φορτίου της εκροής και στην απομάκρυνση των παθογόνων είναι εντονότερη σε σχέση με το σύνολο των υπόλοιπων ειδών φορτίσεων και παραμέτρων που εξετάστηκαν. Επίσης, η απομάκρυνση των παθογόνων φάνηκε να συσχετίζεται με τη φόρτιση των στερεών. Αναλύοντας την απόδοση των διαφορετικών ειδών τεχνητών υγροβιότοπων, τα συνδυασμένα συστήματα που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα είδος υγροβιότοπου, όπως είναι αναμενόμενο εμφανίζουν καλύτερες αποδόσεις και χαρακτηριστικά ποιότητας εξόδου για το σύνολο των παραμέτρων που εξετάστηκαν. Αντίθετα, οι τεχνητοί υγροβιότοποι οριζόντιας ροής παρουσιάζουν τη χαμηλότερη απόδοση. Από την ανάλυση κόστους που πραγματοποιήθηκε, παρατηρήθηκαν θετικές οικονομίες κλίμακας για ισοδύναμο πληθυσμό μεγαλύτερο από 1000 κατοίκους, ενώ οι μέσες τιμές του κόστους κατασκευής και του κόστους λειτουργίας και συντήρησης υπολογίστηκαν στα 201 /κάτοικο και 29 /κατ./έτος αντιστοίχως. Επίσης, η μέση ειδική επιφάνεια των συστημάτων ισούται με 2,6 m 2 /κατ.. Από την ανάλυση των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών λιμνών, δεν προέκυψε κάποια ιδιαίτερη συσχέτιση μεταξύ των εφαρμοζόμενων φορτίσεων και της ποιότητας των παραγόμενων εκροών, με εξαίρεση την περίπτωση της απομάκρυνσης των παθογόνων που φάνηκε να επηρεάζεται από τη φόρτιση των στερεών και τον υδραυλικό χρόνο παραμονής. Η ανάλυση των διαφορετικών ειδών τεχνητών λιμνών που εξετάστηκαν έδειξε ότι και σε αυτή την περίπτωση, τα συνδυασμένα συστήματα που περιλαμβάνουν πάνω από ένα είδος λίμνης εμφανίζουν τα υψηλότερα ποσοστά απομάκρυνσης οργανικού φορτίου, αιωρούμενων στερεών και παθογόνων μικροοργανισμών. Επίσης, η ποιότητα εκροής των συστημάτων δεν διαφοροποιείται αισθητά για το σύνολο των περιπτώσεων με εξαίρεση την περίπτωση των αναερόβιων λιμνών που εμφανίζουν χαμηλότερα ποσοστά απόδοσης και ποιότητας εκροής. Η μέση ειδική επιφάνεια του συνόλου των εξεταζόμενων συστημάτων ισούται με 3 m 2 /κατ., ενώ αναφορικά με την ανάλυση κόστους, τα διαθέσιμα στοιχεία είναι πολύ περιορισμένα και δεν επιτρέπουν τη διατύπωση συμπερασμάτων. Τέλος, συγκρίνοντας τη συνολική απόδοση των συστημάτων προκύπτει ότι οι εξεταζόμενοι τεχνητοί υγροβιότοποι εμφανίζουν υψηλότερα ποσοστά απομάκρυνσης για το σύνολο των παραμέτρων, με εξαίρεση τους παθογόνους μικροοργανισμούς, η απομάκρυνση των οποίων είναι αποτελεσματικότερη στα συστήματα των τεχνητών λιμνών. Επίσης, λαμβάνοντας υπ όψιν τα χαρακτηριστικά των iv

7 παραγόμενων εκροών προκύπτει ότι τα συστήματα παρουσιάζουν μέτρια απόδοση ως προς την απομάκρυνση των ρυπαντών ενώ οι υψηλές συγκεντρώσεις του οργανικού φορτίου και των στερεών που παρατηρούνται για την πλειονότητα των εξεταζόμενων συστημάτων καθιστά τις παραγόμενες εκροές ακατάλληλες για επαναχρησιμοποίηση στο γεωργικό τομέα. v

8 ABSTRACT The present study has two main objectives; firstly, to present the current situation of water, sanitation and wastewater sector in the developing world and secondly, to assess the performance of two types of natural systems for wastewater treatment, constructed wetlands and waste stabilization ponds. To this end, a detailed literature review was conducted in order to properly reflect key issues related to developing countries and sustainable wastewater treatment methods. In the first part of the study, the most emerging issues that put pressure on water resources and wastewater management are presented in order to outline the full spectrum of challenges developing countries face. Following, a recording of the most common sewage treatment technologies that are being used in developing countries takes place and an analysis of wastewater reuse practices in agriculture is presented, including the restrictions, extent, driving forces and impacts of reuse. After the abovementioned analysis, factors that influence the selection of the most appropriate technology are analyzed. In this context, the approach of natural technologies for wastewater treatment is introduced and proposed as a suitable alternative option for the treatment of sewage in developing countries. In the second part of the study, the results of the assessment of natural systems for wastewater treatment are presented through the performance evaluation of a number of constructed wetlands (i.e. horizontal or vertical subsurface flow, surface flow wetlands and combination of different types) and waste stabilization ponds (i.e. anaerobic, aerobic, facultative ponds and combination of different types) which are available from the international literature and operate on full or pilot scale. A total of 72 papers and reviews from 45 countries internationally (from the developing and developed world) were recorded and elaborated, out of which a complete assessment of performance was conducted in terms of removal of examined pollutants (BOD, COD, TN, NH 4-N, NH N, TP, PO 4 -P, TC, FC, E.coli); impact of operating parameters on the performance of the purification processes; cost (capital, operation & maintenance); land requirement, as well as, other relevant information collected during the processing of available data regarding the operation of the systems under examination. The assessment of natural systems in terms of pollutant removal was made through two different approaches. Firstly, systems were assessed based on contaminants' concentration in treated effluents according to their applied loading (hydraulic, organic, etc.) and secondly, based on their type and the removal of the examined pollutants. In this way, the impact of the applied loading to the system performance is examined and types of systems that are more efficient in contaminant removal are identified. Based on the conducted research, it was found that the increasing global demand for water, intense urbanization, rapid population growth and weak institutional capacity are among the main causes that undermine the progress on water and sanitation sector and impede the implementation of proper and vi

9 effective wastewater treatment strategies in developing countries. Moreover, the unrestricted reuse of wastewater is a common and widespread practice among the developing world as it promotes the cultivation of food and constitutes a means of strengthening the income of farmers. In this framework, natural systems can constitute a suitable option for wastewater treatment as they combine the benefits of satisfactory performance in terms of contaminant removal, reduced costs (due to the low consumption of energy and chemicals) and simplicity in operation and maintenance. The assessment of natural systems under examination concluded in the following results. Regarding constructed wetlands, a total of 48 original research articles and reviews from 38 developing and developed countries were examined. From the assessment of the systems performance, a correlation between the applied organic loading and the organic content of the treated effluents is observed. The same applies for the pathogen removal which, in addition, seems to be influenced by the applied loading of solids. In fact, as the loading increases, so does the organic content of the treated effluents while the removal of pathogens decreases. Analysis of the different types of constructed wetlands shows that the combined systems present better performance and quality of effluent for all the parameters examined. In contrast, constructed wetlands of horizontal sub-surface flow present rather poor performance compared to the other types of systems. Concerning the costs, positive scale economies are observed for a population over 1000 p.e. (population equivalent). Moreover, the average construction cost of the constructed wetlands under examination is estimated at 201 /p.e., the operation & maintenance cost at 29 /p.e./year and the specific area of systems at 2,6 m 2 /p.e.. Regarding waste stabilization ponds, a total of 23 original research articles from 17 developing countries were examined. Results showed that no correlation between the applied loading and the quality of treated effluents is observed, except for the removal of pathogens that seems to be influenced by the loading of solids and the hydraulic retention time. Again, the analysis of different types of waste stabilization ponds proved that the combined systems present higher removal of pathogens, suspended solids and organic matter. Additionally, the treated effluent is almost of equal quality for the majority of different types of systems except for the anaerobic ponds that have the lowest removal rates of constituents and produce effluents of low quality. The average specific area is estimated at 3 m 2 /p.e. while the available data of costs are limited and no estimation can be deduced for the examined systems. To sum up, comparing the overall performance of both types of natural systems, it can be concluded that constructed wetlands perform better in terms of sewage treatment except for the removal of pathogens, that is higher in waste stabilization ponds. Finally, taking into account the characteristics of treated effluents it can be concluded that the systems under examination show a moderate performance in terms vii

10 of constituent removal while due to their high content of organic matter and suspended solids, effluents do not meet the quality criteria for reuse in the agricultural sector. viii

11 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ... ii ΠΕΡΙΛΗΨΗ... iii ABSTRACT... vi ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ... ix ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΙΝΑΚΩΝ... xi ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΣΧΗΜΑΤΩΝ... xi ΕΙΣΑΓΩΓΗ Υφιστάμενη κατάσταση αναπτυσσόμενων χωρών στο τομέα του νερού, της υγιεινής και της διαχείρισης λυμάτων Προκλήσεις Παγκόσμια ζήτηση νερού, αστικοποίηση & έλλειψη πρόσβασης σε πόσιμο νερό και συνθήκες υγιεινής Επιπτώσεις στην υγεία από τις ελλιπείς συνθήκες υγιεινής Αδυναμίες κυβερνήσεων αναπτυσσόμενων χωρών Υιοθέτηση προτύπων ποιότητας Επεξεργασία λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες Κεντρική και αποκεντρωμένη διαχείριση των λυμάτων Συστήματα επεξεργασίας λυμάτων στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών Παράμετροι που επιδρούν στην επιλογή των συστημάτων μεταφοράς και επεξεργασίας λυμάτων Επαναχρησιμοποίηση λυμάτων στη γεωργία Γενικά στοιχεία Κινητήριες δυνάμεις επαναχρησιμοποίησης Κατηγορίες και έκταση επαναχρησιμοποίησης λυμάτων Κατευθυντήριες οδηγίες WHO Επιπτώσεις στην υγεία Επιπτώσεις στο περιβάλλον Φυσικά συστήματα επεξεργασίας ως βιώσιμες εναλλακτικές για τη διαχείριση των λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες Φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων Γενικά στοιχεία Τεχνητοί υγροβιότοποι Κατηγοριοποίηση συστημάτων ix

12 2.2.2 Τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής (SF ή FWS) Τεχνητοί υγροβιότοποι υπο-επιφανειακής ροής Υβριδικά συστήματα υγροβιότοπων Μηχανισμοί απομάκρυνσης ρυπαντών Τεχνητές λίμνες Κατηγοριοποίηση συστημάτων Επαμφοτερίζουσες λίμνες Αναερόβιες λίμνες Αερόβιες λίμνες Αεριζόμενες λίμνες Μηχανισμοί απομάκρυνσης ρυπαντών Τεχνολογίες που συνδυάζονται με τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας Δεξαμενή καθίζησης Σηπτική δεξαμενή Δεξαμενή Imhoff Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) Αναερόβιο φίλτρο Αξιολόγηση φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων Τεχνητοί υγροβιότοποι Αξιολόγηση αποτελεσματικότητας τεχνητών υγροβιότοπων Καταγραφή κόστους, απαίτησης γης και λοιπών στοιχείων Τεχνητές λίμνες Αξιολόγηση αποτελεσματικότητας τεχνητών λιμνών Καταγραφή κόστους, απαίτησης γης και λοιπών στοιχείων Συμπεράσματα Βιβλιογραφία ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι Συγκεντρωτικοί πίνακες αποτελεσμάτων από την αξιολόγηση των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ Βάση δεδομένων (εικόνες από τα αρχεία excel) των καταγεγραμμένων συστημάτων x

13 ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΙΝΑΚΩΝ Πίνακας 1: Συχνά προβλήματα που προκύπτουν κατά την εφαρμογή των προτύπων, κυρίως στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών (von Sperling & Chernicharo, 2002) Πίνακας 2: Κατηγοριοποίηση συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων (έπειτα από προσαρμογή Tilley et al., 2014) Πίνακας 3: Παθογόνα και χημικές ουσίες που συσχετίζονται με την επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία (WHO, 2006) Πίνακας 4: Επιπτώσεις επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στο έδαφος, στις καλλιέργειες και στα ζώα, ανά συστατικό εδάφους Πίνακας 5: Σύγκριση παραμέτρων κατά την επιλογή συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων στις αναπτυγμένες και αναπτυσσόμενες χώρες (Mara, 2003; von Sperling, 1996) Πίνακας 6: Λογαριθμική μείωση ή απενεργοποίηση των παθογόνων ανά κατηγορία συστήματος επεξεργασίας Πίνακας 7: Τυπικά χαρακτηριστικά αστικών λυμάτων που εισέρχονται στα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων (USEΡA, 2000) Πίνακας 8: Κατηγορίες τεχνητών υγροβιότοπων επιφανειακής ροής ανά είδος φυτού, με γραφική απεικόνιση των συστημάτων (Vymazal & Kröpfelová, 2008) Πίνακας 9: Κύριοι μηχανισμοί απομάκρυνσης και μετατροπής των σημαντικότερων ρυπαντών των λυμάτων στους τεχνητούς υγροβιότοπους (Crites & Tchobanoglous, 1998) Πίνακας 10: Πεδίο εφαρμογής της παρούσας έρευνας Πίνακας 11: Κατανομή και αριθμός δημοσιεύσεων και καταχωρήσεων βάσει της χώρας εφαρμογής και του μεγέθους των εξεταζόμενων τεχνητών υγροβιότοπων Πίνακας 12: αριθμός καταχωρήσεων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων ίδιου είδους Πίνακας 13: Διάταξη σταδίων και αριθμός καταχωρήσεων συνδυασμένων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων Πίνακας 14: Ειδική επιφάνεια και κόστος κατασκευής, λειτουργίας και συντήρησης ανά ισοδύναμο κάτοικο για τα εξεταζόμενα συστήματα Πίνακας 15: Ειδική επιφάνεια τεχνητών υγροβιότοπων ανά χώρα εφαρμογής Πίνακας 16: Κόστος και απαίτηση γης των εξεταζόμενων τεχνητών υγροβιότοπων Πίνακας 17: Κατανομή και αριθμός δημοσιεύσεων και καταχωρήσεων βάσει της χώρας εφαρμογής τους και του μεγέθους των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών Πίνακας 18: Διάταξη σταδίων και αριθμός καταχωρήσεων του συνόλου των συστημάτων τεχνητών λιμνών Πίνακας 19: Κόστος κατασκευής, λειτουργίας και συντήρησης συστήματος τεχνητών λιμνών (Gratziou et al., 2006) Πίνακας 20: Κόστος και απαίτηση γης των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΣΧΗΜΑΤΩΝ Σχήμα 1: Ποσοστό αστικών περιοχών κατά τάξη μεγέθους (UN-DESA, 2015)... 5 Σχήμα 2: Ποσοστό αστικών περιοχών κατά τάξη μεγέθους και ρυθμού αύξησης πληθυσμού (UN-DESA, 2015)... 6 xi

14 Σχήμα 3: Ποσοστό του πληθυσμού που χρησιμοποιεί βελτιωμένες πηγές πόσιμου νερού το 2015 (WHO/UNICEF, 2015)... 7 Σχήμα 4: Ποσοστό του πληθυσμού που χρησιμοποιεί βελτιωμένες εγκαταστάσεις υγιεινής το 2015 (WHO/UNICEF, 2015)... 8 Σχήμα 5: Κεντρική και αποκεντρωμένη διαχείριση υγρών αποβλήτων (USEPA, 2003) Σχήμα 6: Η κλίμακα της αποκεντρωμένης και κεντρικής διαχείρισης υγρών αποβλήτων (Pinkham et al., 2004) Σχήμα 7: Παραδείγματα ξηρών συστημάτων επεξεργασίας Σχήμα 8: Περιοχές που χαρακτηρίζονται από φαινόμενα λειψυδρίας λόγω οικονομικών ή φυσικών αιτιών (Comprehensive Assessment of Water Management in Agriculture, 2007) Σχήμα 9: Ποσοστό συνολικής άντλησης νερού για το τομέα της γεωργίας (FAO/AQUASTAT, 2015) Σχήμα 10: Χωρική κατανομή των 53 πόλεων αναπτυσσόμενων χωρών που συμμετείχαν στην έρευνα των Raschid-Sally & Jayakody, Σχήμα 11: Χαρακτηριστικά των 53 πόλεων αναπτυσσόμενων χωρών που συμμετείχαν στην έρευνα των Raschid-Sally & Jayakody, Σχήμα 12: Εκτίμηση έκτασης επαναχρησιμοποίησης με επεξεργασμένα και ανεπεξέργαστα λύματα σε αναπτυσσόμενες και ανεπτυγμένες χώρες (Scott et al., 2010) Σχήμα 13: Κατηγοριοποίηση τεχνητών υγροβιότοπων (Vymazal & Kröpfelová, 2008) Σχήμα 14: Τεχνητός υγροβιότοπος οριζόντιας υπο-επιφανειακής ροής (ΥΠΕΚΑ (2012) Σχήμα 15: Τεχνητός υγροβιότοπος κάθετης υπο-επιφανειακής ροής (ΥΠΕΚΑ, 2012) Σχήμα 16: Σύστημα αναερόβιας επαμφοτερίζουσας αερόβιας τεχνητής λίμνης (Tilley et al., 2014) 74 Σχήμα 17: Επαμφοτερίζουσα τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Σχήμα 18: Αναερόβια τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Σχήμα 19: Αερόβια τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Σχήμα 20: Αεριζόμενη τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Σχήμα 21: Δεξαμενή καθίζησης (Tilley et al., 2014) Σχήμα 22: Σηπτική δεξαμενή (Tilley et al., 2014) Σχήμα 23: Δεξαμενή Imhoff (Tilley et al., 2014) Σχήμα 24: Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) (Tilley et al., 2014) Σχήμα 25: Αναερόβιο φίλτρο (Tilley et al., 2014) Σχήμα 26: Χώρες στις οποίες εφαρμόστηκαν τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 27: Αριθμός καταχωρήσεων τεχνητών υγροβιότοπων ανά μέγεθος συστήματος και ανά είδος δημοσίευσης Σχήμα 28: Συγκέντρωση BOD, COD, TSS, TN, ΝΗ 4-Ν & ΤP συναρτήσει της υδραυλικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 29: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 30: Απομάκρυνση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 31: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 32: Συγκέντρωση TN συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 33: Συγκέντρωση TP συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 34: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μικροοργανισμών E.coli συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων xii

15 Σχήμα 35: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 36: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 37: Συγκέντρωση TN & TP συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων. 106 Σχήμα 38: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 39: Συγκέντρωση TN συναρτήσει της φόρτισης αζώτου των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 40: Απομάκρυνση TN συναρτήσει της φόρτισης αζώτου των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 41: Συγκέντρωση TP συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 42: Απομάκρυνση BOD ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 43: Απομάκρυνση COD ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 44: Απομάκρυνση TSS ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 45: Απομάκρυνση TN ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 46: Απομάκρυνση NH 4-N ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 47: Απομάκρυνση TP ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 48: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Σχήμα 49: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli για το σύνολο των τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 50: Είδος προεπεξεργασίας λυμάτων πριν την είσοδό τους στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων Σχήμα 51: Χώρες στις οποίες εφαρμόστηκαν τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών Σχήμα 52: Αριθμός καταχωρήσεων τεχνητών λιμνών ανά μέγεθος συστήματος και ανά είδος δημοσίευσης Σχήμα 53: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών Σχήμα 54: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών127 Σχήμα 55: Απομάκρυνση παθογόνων συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών Σχήμα 56: Συγκέντρωση BOD, COD & TSS συναρτήσει της υδραυλικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Σχήμα 57: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών (εκτός των αναερόβιων λιμνών) Σχήμα 58: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των αναερόβιων τεχνητών λιμνών Σχήμα 59: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Σχήμα 60: Συγκέντρωση NH 3-N & TP συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Σχήμα 61: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Σχήμα 62: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Σχήμα 63: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Σχήμα 64: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Σχήμα 65: Απομάκρυνση BOD & COD ανά είδος τεχνητής λίμνης Σχήμα 66: Απομάκρυνση TSS ανά είδος τεχνητής λίμνης xiii

16 Σχήμα 67: Απομάκρυνση TC ανά είδος τεχνητής λίμνης Σχήμα 68: Είδος προεπεξεργασίας λυμάτων πριν την είσοδό τους στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών xiv

17 ΕΙΣΑΓΩΓΗ Αντικείμενο εργασίας Στις αρχές του 21 ου αιώνα ο πλανήτης μας αντιμετωπίζει σημαντικά προβλήματα ποιότητας και ποσότητας στο τομέα του νερού. Οι μη βιώσιμες οδοί ανάπτυξης και οι αποτυχίες των κυβερνήσεων κατά τις προηγούμενες δεκαετίες έχουν επηρεάσει τα εναπομένοντα αποθέματα νερού και την ικανότητά τους να δημιουργούν κοινωνικά και οικονομικά οφέλη. Παρά τη συνεχή ανανέωση των αποθεμάτων νερού μέσω του υδρολογικού κύκλου, η κατανομή τους στο χώρο είναι άνιση και η διαθεσιμότητά τους περιορισμένη, ενώ η ρύπανσή τους από ανθρωπογενείς παράγοντες δυσχεραίνει ακόμη περισσότερο την κατάσταση. Μέσα σε αυτό το πλαίσιο, η ανάγκη για εξεύρεση βιώσιμων επιλογών διαχείρισης των υδατικών πόρων και των παραγόμενων λυμάτων γίνεται ακόμη πιο επιτακτική στην περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών, όπου η πρόοδος καταγράφεται με αργότερους ρυθμούς. Όπως έχει αποδειχθεί, η υιοθέτηση των στρατηγικών διαχείρισης λυμάτων των ανεπτυγμένων χωρών στις αναπτυσσόμενες χώρες δεν αποτελεί πάντοτε βιώσιμη λύση, ενώ η εφαρμογή πετυχημένων συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων είναι επωφελής μόνο όταν προσαρμόζονται στις τοπικές συνθήκες των αναπτυσσόμενων χωρών. Τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων μπορούν να αποτελέσουν βιώσιμες εναλλακτικές για την επεξεργασία των λυμάτων των συγκεκριμένων χωρών καθώς συνδυάζουν τα πλεονεκτήματα που προσφέρουν οι αναερόβιες και φωτοσυνθετικές τεχνολογίες, με χαμηλό κόστος, ικανοποιητική απομάκρυνση των ρυπαντών και απλότητα στη χρήση, χαρακτηριστικά ιδιαίτερα επιθυμητά στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών, όπου η έλλειψη πόρων και τεχνογνωσίας συχνά οδηγεί στην αποτυχία των εφαρμοζόμενων σχημάτων επεξεργασίας λυμάτων. Λαμβάνοντας υπ όψιν τα παραπάνω, στα πλαίσια της παρούσας εργασίας επιχειρείται η αξιολόγηση των τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών, που συνιστούν δύο από τις πιο γνωστές κατηγορίες φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων. Η αξιολόγηση των συστημάτων που πραγματοποιείται αφορά στην απόδοση της απομάκρυνσης των ρυπαντών των λυμάτων, την επίδραση των λειτουργικών παραμέτρων, το κόστος, την έκταση και λοιπά στοιχεία που συλλέχθηκαν από τα εξεταζόμενα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων. 1

18 Πρωτότυπα σημεία Η εργασία αποτελεί μια σύνθεση θεμάτων προσωπικού ενδιαφέροντος που ξεκίνησε από την επιθυμία να γίνουν ευρύτερα γνωστά τα προβλήματα των αναπτυσσόμενων χωρών σε θέματα που αφορούν στη διαχείριση λυμάτων και γενικά, από την ανάγκη να αποτυπωθεί μια διαφορετική πραγματικότητα από αυτήν που γνωρίζει ο σύγχρονος δυτικός κόσμος. Για την υλοποίηση αυτού του εγχειρήματος χρειάστηκε πολλές φορές να γίνει «αλλαγή προσανατολισμού» της θεματολογίας που αναπτύχθηκε και εστίαση σε διαφορετικά ζητήματα, διαδικασία που αποδείχθηκε ιδιαίτερα εποικοδομητική. Παράλληλα, για την αξιολόγηση των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων επιχειρήθηκε να αποτυπωθεί ένα ευρύ φάσμα συστημάτων από διαφορετικά υπόβαθρα, γεγονός που αποτέλεσε πρόκληση αλλά παράλληλα και ευκαιρία να διερευνηθούν ποικίλες περιπτώσεις χωρών. Ως εκ τούτου, η εργασία συγκεντρώνει μερικά πρωτότυπα σημεία ενδιαφέροντος. Πιο συγκεκριμένα: Παρουσιάζεται η τρέχουσα κατάσταση των αναπτυσσόμενων χωρών στα θέματα διαχείρισης νερού και λυμάτων μέσα από τις πιο πρόσφατες εκθέσεις και αναφορές (Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας, Οργανισμός Ηνωμένων Εθνών). Καταγράφεται και αξιολογείται ένας σημαντικός αριθμός φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων, πιλοτικής ή πλήρους κλίμακας, από συνολικά 46 χώρες ανά τον κόσμο. Δημιουργήθηκε μια ευρεία βάση δεδομένων με τα στοιχεία των καταγεγραμμένων τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών, μέσω της οποίας μπορεί να γίνει πολύπλευρη αξιολόγηση των συστημάτων. Διάρθρωση εργασίας Η παρούσα εργασία αποτελείται από τέσσερα κεφάλαια. Πιο συγκεκριμένα: Το 1 ο Κεφάλαιο εστιάζει σε θέματα που σχετίζονται με την υφιστάμενη κατάσταση των αναπτυσσόμενων χωρών. Για το σκοπό αυτό χρησιμοποιήθηκαν τα πιο πρόσφατα διαθέσιμα βιβλιογραφικά δεδομένα αναφορικά με: α) τις προκλήσεις που αντιμετωπίζουν οι χώρες στο τομέα της διαχείρισης των υδατικών πόρων και λυμάτων, β) την πρακτική της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων (κινητήριες δυνάμεις, έκταση, κίνδυνοι) και γ) τις εφαρμοζόμενες τεχνολογίες συλλογής και επεξεργασίας των λυμάτων. Παράλληλα, εξετάζονται οι παράμετροι που καθορίζουν την επιλογή της καταλληλότερης τεχνολογίας και παρατίθενται αναφορές που υποστηρίζουν την καταλληλότητα των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας για εφαρμογή στις αναπτυσσόμενες χώρες. Στο 2 ο Κεφάλαιο πραγματοποιείται η ανάλυση των τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών. Το κεφάλαιο συμπεριλαμβάνει την κατηγοριοποίηση των συστημάτων στα επιμέρους είδη τους, την 2

19 περιγραφή της λειτουργίας κάθε συστήματος και την ανάλυση των μηχανισμών απομάκρυνσης των ρυπαντών των λυμάτων. Επίσης, περιγράφονται τα συνήθη συστήματα που χρησιμοποιούνται για την προεπεξεργασία των λυμάτων. Στο 3 ο Κεφάλαιο πραγματοποιείται η αξιολόγηση των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών που συγκεντρώθηκαν από τη διεθνή βιβλιογραφία, τα οποία περιλαμβάνουν περιπτώσεις συστημάτων πιλοτικής ή πλήρους κλίμακας. Για κάθε είδος συστήματος, η ανάλυση περιλαμβάνει την αξιολόγηση της απόδοσης των συστημάτων ως προς την απομάκρυνση των εξεταζόμενων ρυπαντών μαζί με στοιχεία κόστους, απαίτησης γης και άλλες πληροφορίες. Τέλος, στο 4 ο Κεφάλαιο παρουσιάζονται τα συμπεράσματα που εξάγονται από την ανάλυση που πραγματοποιήθηκε, ενώ στο Παράρτημα Ι παρουσιάζονται σε πίνακες τα συγκεντρωτικά αποτελέσματα της αξιολόγησης της απόδοσης των συστημάτων και στο Παράρτημα ΙΙ η βάση δεδομένων των καταγεγραμμένων συστημάτων σε μορφή εικόνων. 3

20 1. Υφιστάμενη κατάσταση αναπτυσσόμενων χωρών στο τομέα του νερού, της υγιεινής και της διαχείρισης λυμάτων 1.1 Προκλήσεις Παγκόσμια ζήτηση νερού, αστικοποίηση & έλλειψη πρόσβασης σε πόσιμο νερό και συνθήκες υγιεινής Το νερό αποτελεί έναν ανανεώσιμο αλλά περιορισμένο πόρο που συμβάλλει ουσιαστικά στην ύπαρξη ζωής στον πλανήτη. Μαζί με τις υπηρεσίες που παρέχει αποτελεί τον πυρήνα της βιώσιμης ανάπτυξης και μπορεί να υποβοηθήσει την οικονομική ανάπτυξη, την καταπολέμηση της φτώχειας αλλά και την περιβαλλοντική βιωσιμότητα. Το 97,5% του νερού βρίσκεται στους ωκεανούς και από την υπόλοιπη ποσότητα γλυκού νερού, μόνο το 1% είναι προσβάσιμο για εκμετάλλευση. Η παγκόσμια ζήτηση νερού επηρεάζεται σε μεγάλο βαθμό από τη συνεχή αύξηση του πληθυσμού, την αστικοποίηση, τις στρατηγικές που εφαρμόζονται στον τομέα των τροφίμων και της ενέργειας, καθώς και από μακροοικονομικές δραστηριότητες όπως είναι η παγκοσμιοποίηση του εμπορίου, η αλλαγή στις διατροφικές συνήθειες του πληθυσμού και η αύξηση της κατανάλωσης. Η διαθεσιμότητα των υπηρεσιών ύδρευσης και αποχέτευσης είναι άρρηκτα συνδεδεμένη με τις ευρύτερες πολιτικές και πρακτικές διαχείρισης των υδάτων. Καθώς οι κοινωνίες αναπτύσσονται, οι τρόποι χρήσης του νερού μεταβάλλονται. Οι παγκόσμιες τάσεις στη χρήση των διαφόρων πηγών νερού αναδεικνύουν μια στροφή προς τη διοχέτευση του νερού στις εγκαταστάσεις επεξεργασίας, φαινόμενο που παρατηρείται ιδιαίτερα στις αστικές περιοχές. Η χρήση δικτύων παροχής ύδατος και αποχέτευσης αποδεικνύονται ιδιαιτέρως ευεργετικές για την ευημερία των κοινωνιών. Εντούτοις, προωθούν επίσης μια τάση για αύξηση της ποσότητας νερού που καταναλώνεται ανά κάτοικο, ασκώντας πίεση στα τοπικά αποθέματα νερού καθώς και στις εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων. Η ανεξέλεγκτη αφαίρεση ποσοτήτων νερού είναι ικανή να επηρεάσει την τοπική διαθεσιμότητα και ποιότητα του νερού με αρνητικές επιπτώσεις για το σύνολο των υπηρεσιών υδάτων. Μέχρι το 2050, η παγκόσμια ζήτηση νερού αναμένεται να αυξηθεί κατά 55%, κυρίως λόγω της αυξημένης ζήτησης στο μεταποιητικό τομέα, στο τομέα της παραγωγής ηλεκτρικής ενέργειας και στις οικιακές χρήσεις. Παράλληλα, η φτώχεια, η άνιση πρόσβαση στην ύδρευση και στις υπηρεσίες υγιεινής, η ανεπαρκής χρηματοδότηση και η ελλιπής πληροφόρηση αναφορικά με την κατάσταση και τη χρήση των υδατικών πόρων επιβάλλει περαιτέρω περιορισμούς στη διαχείρισή τους και στην επίτευξη των στόχων της βιώσιμης ανάπτυξης (UN-Water, 2015a). Μια από τις δυσκολότερες αναπτυξιακές προκλήσεις του αιώνα που διανύουμε είναι η διαχείριση των αστικών περιοχών καθώς, το φαινόμενο της αστικοποίησης συγκαταλέγεται μεταξύ των σημαντικότερων δημογραφικών τάσεων του 21 ου αιώνα. Σήμερα, 54% του παγκόσμιου πληθυσμού ζει 4

21 σε αστικές περιοχές και το ποσοστό αυτό αναμένεται να αυξηθεί στο 66% μέχρι το Μεγάλο ποσοστό της αστικής ανάπτυξης αναμένεται να λάβει χώρα στις αναπτυσσόμενες χώρες, ιδιαίτερα στην Αφρική. Οι χώρες αυτές για να μπορέσουν να ανταποκριθούν στις ανάγκες των αυξανόμενων αστικών πληθυσμών θα κληθούν να αντιμετωπίσουν πολλές προκλήσεις σε θέματα στέγασης, υποδομών, μεταφορών, ενέργειας και απασχόλησης, καθώς και άλλων βασικών υπηρεσιών όπως είναι η εκπαίδευση και η υγειονομική περίθαλψη. Χαρακτηριστικό είναι επίσης το γεγονός ότι πολλές από τις ταχύτερα αναπτυσσόμενες πόλεις του κόσμου είναι σχετικά μικρά αστικά κέντρα. Σχεδόν το ήμισυ των 3,9 δισεκατομμυρίων κατοίκων των αστικών κέντρων του κόσμου διαμένουν σε σχετικά μικρούς οικισμούς με λιγότερους από κατοίκους, ενώ μόνο ένας στους οκτώ ζει σε μια από τις 28 μεγαλουπόλεις που απαριθμούν 10 εκατομμύρια κατοίκους και άνω. Ακόμη, οι αγροτικοί πληθυσμοί αναμένεται να μειωθούν όσο οι αστικοί πληθυσμοί συνεχίζουν να αυξάνονται. Ο αγροτικός πληθυσμός του πλανήτη άρχισε να αυξάνεται σταδιακά από το 1950 και αναμένεται να κορυφωθεί γύρω στο Παγκοσμίως, περισσότεροι άνθρωποι ζουν σε αστικές περιοχές από ό, τι στις αγροτικές περιοχές. Το 2007, για πρώτη φορά στην ιστορία, ο παγκόσμιος αστικός πληθυσμός ξεπέρασε τον παγκόσμιο αγροτικό πληθυσμό ο οποίος έκτοτε παρέμεινε σε χαμηλότερα επίπεδα. Σήμερα, περίπου 3,4 δις ανθρώπων ζουν σε αγροτικές περιοχές, αλλά ο πληθυσμός αυτός αναμένεται να μειωθεί στα 3,1 δις μέχρι το Τέλος, παρά την ταχύτατη αστικοποίηση που παρατηρείται στις χώρες της Αφρικής και της Ασίας, αξίζει να σημειωθεί ότι οι περιοχές αυτές στεγάζουν ακόμα το 90% του παγκόσμιου αγροτικού πληθυσμού (UN-DESA, 2015). Σχήμα 1: Ποσοστό αστικών περιοχών κατά τάξη μεγέθους (UN-DESA, 2015) 5

22 Σχήμα 2: Ποσοστό αστικών περιοχών κατά τάξη μεγέθους και ρυθμού αύξησης πληθυσμού (UN-DESA, 2015) Η πρόσβαση σε ασφαλές πόσιμο νερό και συνθήκες υγιεινής έχει αναγνωριστεί ως ανθρώπινο δικαίωμα και έχει αποτελέσει για μεγάλο διάστημα κεντρικό στόχο των διεθνών αναπτυξιακών πολιτικών. Το 2000, ο Οργανισμός Ηνωμένων Εθνών πραγματοποίησε τη Διάσκεψη Κορυφής της Χιλιετίας κατά την οποία τα κράτη μέλη συμφώνησαν να θέσουν ένα σύνολο στόχων με σκοπό την καταπολέμηση των σοβαρών προβλημάτων που αντιμετώπιζε ο πλανήτης. Οι στόχοι αυτοί ονομάστηκαν Αναπτυξιακοί Στόχοι της Χιλιετίας και έλαβαν ως χρονικό πλαίσιο επίτευξης το έτος Η Διάσκεψη Κορυφής έληξε με την θέσπιση της Διακήρυξης της Χιλιετίας, στην οποία συμπεριλαμβάνονται 8 Αναπτυξιακοί Στόχοι με 21 επιμέρους στόχους καθώς και μια σειρά μετρήσιμων δεικτών υγείας και οικονομικών δεικτών (UN, 2015). Πιο συγκεκριμένα, ο 7 ος Αναπτυξιακός Στόχος αναφέρεται στην εξασφάλιση της περιβαλλοντικής βιωσιμότητας θέτοντας ως στόχο -μεταξύ άλλων- την μείωση στο μισό του ποσοστού του πληθυσμού (του έτους 1990) που δεν έχει πρόσβαση σε ασφαλές πόσιμο νερό και βασικές εγκαταστάσεις υγιεινής. Η παρακολούθηση της πορείας και των αποτελεσμάτων του στόχου αυτού πραγματοποιείται μέσω του κοινού προγράμματος παρακολούθησης παροχής νερού και υγιεινής του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας σε συνεργασία με την UNICEF (WHO/UNICEF Joint Monitoring Programme for Water Supply and Sanitation, Το πρόγραμμα αυτό δρα σε εθνικό, περιφερειακό και παγκόσμιο επίπεδο και περιλαμβάνει τη δημιουργία και χρήση μιας ευρείας βάσης δεδομένων όπου καταγράφονται και αναλύονται οι δείκτες που ορίζονται μέσω των Αναπτυξιακών Στόχων καθώς και άλλες παράμετροι. Μέχρι σήμερα, η ανάλυση αυτή έχει βοηθήσει σημαντικά στην παρακολούθηση του βαθμού επίτευξης των στόχων που έχουν τεθεί καθώς και στον προσδιορισμό των μελλοντικών προτεραιοτήτων που πρέπει να εξεταστούν μετά το

23 Στο τομέα του νερού και της υγιεινής, η αποτύπωση της προόδου των στόχων για το διάστημα έδειξε ότι παρά την σημαντική πρόοδο που έχει επιτευχθεί, πολλά μένουν να γίνουν ακόμα. Παγκοσμίως, ο στόχος που τέθηκε για το πόσιμο νερό έχει επιτευχθεί από το 2010, ενώ 2,6 δισεκατομμύρια άνθρωποι έχουν αποκτήσει πρόσβαση σε βελτιωμένες πηγές νερού από το Ο όρος «βελτιωμένη πηγή πόσιμου νερού» αφορά στην πηγή που είναι κατασκευασμένη έτσι ώστε όταν χρησιμοποιείται σωστά να προστατεύεται από τις εξωτερικές πηγές μόλυνσης και ιδιαίτερα από τις ανθρώπινες εκκρίσεις. Σήμερα, 91% του παγκόσμιου πληθυσμού χρησιμοποιεί μια βελτιωμένη πηγή πόσιμου νερού. Το ποσοστό αυτό αφορά στο 96% του παγκόσμιου αστικού πληθυσμού και στο 86% του αγροτικού πληθυσμού. Ωστόσο, παρά τη πρόοδο που έχει επιτευχθεί, για το έτος 2015 έχει υπολογιστεί ότι 663 εκατομμύρια άνθρωποι ακόμα δεν έχουν πρόσβαση σε βελτιωμένες πηγές νερού, ενώ οι 8 στους 10 διαμένουν σε αγροτικές περιοχές, γεγονός που αποδεικνύει το μέγεθος του προβλήματος των συγκεκριμένων περιοχών. Σχήμα 3: Ποσοστό του πληθυσμού που χρησιμοποιεί βελτιωμένες πηγές πόσιμου νερού το 2015 (WHO/UNICEF, 2015) Διαφορετική εικόνα παρουσιάζει ο τομέας της υγιεινής. Ο στόχος που τέθηκε δεν επιτεύχθηκε καθώς μέχρι το 2015, 700 εκατομμύρια άτομα δεν κατάφεραν να αποκτήσουν πρόσβαση σε βελτιωμένες εγκαταστάσεις υγιεινής. Ο όρος «βελτιωμένη εγκατάσταση υγιεινής» αφορά στην εγκατάσταση που παρέχει τέτοιες συνθήκες υγιεινής ώστε να διαχωρίζεται η ανθρώπινη επαφή από τις ανθρώπινες εκκρίσεις. Συνολικά, 2,1 δισεκατομμύρια άνθρωποι έχουν αποκτήσει πρόσβαση σε βελτιωμένες εγκαταστάσεις υγιεινής από το 1990, ενώ μόλις 68% του παγκόσμιου πληθυσμού χρησιμοποιεί παρόμοιες εγκαταστάσεις. Το ποσοστό αυτό αφορά στο 82% του παγκόσμιου αστικού πληθυσμού και στο 51% του αγροτικού πληθυσμού. Συνολικά για το έτος 2015, έχει υπολογιστεί ότι 2,4 δισεκατομμύρια άνθρωποι δεν έχουν πρόσβαση σε βελτιωμένες εγκαταστάσεις υγιεινής, ενώ οι 7 από τους 10 διαμένουν σε αγροτικές περιοχές (WHO/UNICEF, 2015). 7

24 Σχήμα 4: Ποσοστό του πληθυσμού που χρησιμοποιεί βελτιωμένες εγκαταστάσεις υγιεινής το 2015 (WHO/UNICEF, 2015) Παρά το γεγονός ότι οι αστικές περιοχές εμφανίζουν υψηλότερα ποσοστά κάλυψης βελτιωμένων συνθηκών υγιεινής, λόγω της ταχύτατης αστικοποίησης που λαμβάνει χώρα τις τελευταίες δεκαετίες, ολοένα και μεγαλύτερο ποσοστό των κατοίκων αστικών περιοχών, ιδιαίτερα των φτωχών, χάνουν το δικαίωμα πρόσβασης σε αυτές τις συνθήκες. Επιπλέον, λόγω της υψηλότερης πυκνότητας πληθυσμού που χαρακτηρίζει τις αστικές περιοχές, η έλλειψη συνθηκών υγιεινής προκαλεί σοβαρές επιπτώσεις στην υγεία των κατοίκων (UN-Water, 2015a). Η αύξηση του ποσοστού των ανθρώπων που δεν έχουν πρόσβαση σε πόσιμο νερό και επαρκείς συνθήκες υγιεινής είναι άμεσα συνδεδεμένη με την αύξηση των παραγκουπόλεων στις αναπτυσσόμενες χώρες και την ανικανότητα ή απροθυμία των τοπικών και εθνικών κυβερνήσεων να εξυπηρετήσουν τις συγκεκριμένες κοινότητες. Παρά το γεγονός ότι το ποσοστό των κατοίκων των παραγκουπόλεων άρχισε να μειώνεται σταδιακά από το 2012, παραμένει ακόμα σε υψηλά επίπεδα αφού, για το 2014 οι κάτοικοι που ζουν στις εξαθλιωμένες αυτές συνθήκες έχει υπολογιστεί ότι ανέρχονται στα 880 εκατομμύρια παγκοσμίως (UN, 2015). Πολλές πόλεις των αναπτυσσόμενων χωρών δεν έχουν τις απαραίτητες υποδομές για τη συλλογή και επεξεργασία των λυμάτων τους. Σε άλλες περιπτώσεις, η αυξανόμενη ζήτηση σύνδεσης με το αποχετευτικό δίκτυο οδηγεί στην αύξηση των συνδέσεων χωρίς όμως να δίνεται η δέουσα προσοχή στην επεξεργασία και διάθεση των λυμάτων με δυσμενείς συνέπειες στο περιβάλλον. Η απουσία των κατάλληλων συστημάτων αποχέτευσης έχει ως αποτέλεσμα την ανάμειξη των παραγόμενων λυμάτων με τα όμβρια ύδατα γεγονός που προκαλεί περαιτέρω ρύπανση. Σε παγκόσμιο επίπεδο, υπολογίζεται ότι περίπου 80-90% των υγρών αποβλήτων που παράγεται στις αναπτυσσόμενες χώρες απορρίπτονται απευθείας στους υδάτινους αποδέκτες ανεπεξέργαστα (Corcoran et al., 2010). 8

25 Περισσότερες πληροφορίες αναφορικά με την κατάσταση που επικρατεί στις πόλεις των αναπτυσσόμενων χωρών παρέχονται από τους Raschid-Sally & Jayakody (2008), μέσω μιας έρευνας που πραγματοποίησαν σε 53 πόλεις με σκοπό να αποτυπώσουν την έκταση της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στον αναπτυσσόμενο κόσμο. Από τα στοιχεία που συλλέχθηκαν προέκυψαν ενδιαφέρουσες πληροφορίες σχετικά με το επίπεδο των συνθηκών υγιεινής των συγκεκριμένων πόλεων αλλά και την κατάσταση στο τομέα της επεξεργασίας και διάθεσης των παραγόμενων λυμάτων τους. Πιο συγκεκριμένα, στο 82% των πόλεων (39 από τις 47) παρέχονται υπηρεσίες υγιεινής με ποσοστό κάλυψης πάνω από 75%, γεγονός που σημαίνει ότι στις περισσότερες πόλεις επικρατούν έστω οι ελάχιστες απαιτούμενες συνθήκες υγιεινής. Επίσης, τουλάχιστον για το 60% των πόλεων, ένα μεγάλο ποσοστό του αστικού πληθυσμού (μεταξύ 30% και 100%) εξυπηρετείται από συστήματα επεξεργασίας (σηπτικές δεξαμενές κ.ά.) που βρίσκονται στο χώρο παραγωγής των αποβλήτων, δηλαδή εντός των σπιτιών ή κοντά σε αυτά. Δυστυχώς όμως, υπό συνθήκες έντονης αστικοποίησης, αποδείχθηκε ότι τα συγκεκριμένα συστήματα δεν μπορούν να λειτουργήσουν ικανοποιητικά με αποτέλεσμα να εμφανίζονται προβλήματα διάθεσης των παραγόμενων λυμάτων. Η διάθεση των λυμάτων γίνεται από βυτιοφόρα για το 80% των πόλεων μέσω του δημόσιου ή/και ιδιωτικού τομέα. Παρά τις κατευθυντήριες οδηγίες και τους κανονισμούς ασφαλούς διάθεσης που έχουν υιοθετήσει πολλές από αυτές τις χώρες, τα λύματα διατίθενται σε οποιαδήποτε τοποθεσία κρίνεται διαθέσιμη κάθε φορά, είτε σε υπονόμους που εξυπηρετούν άλλα τμήματα των πόλεων, είτε σε ποτάμια και άλλους υδάτινους αποδέκτες. Η διάθεση των αποβλήτων ρυθμίζεται σε ελάχιστες μόνο περιπτώσεις, όπου οι δήμοι εξυπηρετούνται από κάποια ιδιωτική υπηρεσία μέσω της οποίας γίνεται πρώτα η επεξεργασία των λυμάτων και ύστερα η τελική τους διάθεση. Ακόμη, παρά το γεγονός ότι ορισμένες πόλεις έχουν ικανοποιητική κάλυψη από αποχετευτικό δίκτυο, αυτό δεν σημαίνει ότι ολόκληρος ο όγκος των υγρών αποβλήτων που συλλέγεται οδηγείται για επεξεργασία. Ενδεικτικό είναι το γεγονός ότι το 74% των πόλεων που διαθέτουν αποχετευτικό δίκτυο επεξεργάζονται τα λύματά τους ωστόσο, το είδος αλλά και ο βαθμός επεξεργασίας διαφέρουν αισθητά. Πιο συγκεκριμένα, από τις 27 πόλεις που έδωσαν απαντήσεις, μόνο το 30% επεξεργάζεται όλο τον όγκο αποβλήτων που συλλέγεται. Αντίθετα, περισσότερες από τις μισές πόλεις επεξεργάζονται λιγότερο από το 50% των συλλεγόμενων αποβλήτων, τουλάχιστον μέσω πρωτοβάθμιας και ενίοτε δευτεροβάθμιας επεξεργασίας με τεχνητές λίμνες ή άλλο είδος βιολογικής επεξεργασίας, ενώ μόνο 2 στις 27 πόλεις εφαρμόζουν τριτοβάθμια επεξεργασία σε ένα κλάσμα από τα παραγόμενα απόβλητά τους. Εντούτοις, για το 56% των πόλεων, οι υφιστάμενες εγκαταστάσεις επεξεργασίας είναι μερικώς λειτουργικές ή δεν λειτουργούν καθόλου. Η υπερφόρτωση των συστημάτων καθώς και η ελλιπής συντήρησή τους αναφέρθηκαν ως οι βασικότεροι λόγοι αστοχίας που έχουν ως αποτέλεσμα την εκτεταμένη μόλυνση του υδροφόρου ορίζοντα. Η μόλυνση αυτή δεν αφορά μόνο τα επιφανειακά ύδατα αλλά και τον υπόγειο υδροφορέα που 9

26 μολύνεται εκτεταμένα από σημειακές (στραγγίσματα χωματερών) και μη σημειακές πηγές (υπερχειλίσεις σηπτικών δεξαμενών) (Raschid-Sally & Jayakody, 2008) Επιπτώσεις στην υγεία από τις ελλιπείς συνθήκες υγιεινής Η έλλειψη της παροχής πόσιμου νερού και συνθηκών υγιεινής προκαλεί δυσμενείς επιπτώσεις στην υγεία και την ευημερία των ανθρώπων ενώ συνεπάγεται μεγάλο οικονομικό κόστος εν μέρει λόγω και της έλλειψης οικονομικής δραστηριότητας (UN-Water, 2015a). Το νερό που δεν είναι ασφαλές για κατανάλωση από τον άνθρωπο μπορεί να μεταδώσει ασθένειες, ενώ οι ανεπαρκείς εγκαταστάσεις για τη διάθεση των λυμάτων μπορούν να αποτελέσουν δίοδο για την μετάδοση παθογόνων σε υγιή άτομα. Οι ελλιπείς συνθήκες υγιεινής σε συνδυασμό με τα φαινόμενα υποσιτισμού που συχνά παρατηρούνται στις αναπτυσσόμενες χώρες αποτελούν άμεση και σοβαρή απειλή για τους πληθυσμούς των χωρών αυτών, και ιδιαίτερα για τα παιδιά. Επιπλέον, η παρουσία μολυσμένων επιφανειακών και υπόγειων νερών μειώνει σημαντικά τις ποσότητες νερού που μπορούν να χρησιμοποιηθούν για πόση και για κάθε άλλη δραστηριότητα. Ο Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας εκτιμά ότι παγκοσμίως περίπου 2,2 εκατομμύρια άνθρωποι πεθαίνουν κάθε χρόνο από διαρροϊκές ασθένειες που αποτελεί το 3,7% του συνόλου των περιστατικών θανάτου, ενώ χαρακτηριστικό είναι το γεγονός πως πάνω από τα μισά κρεβάτια των νοσοκομείων παγκοσμίως καταλαμβάνονται από ανθρώπους που έχουν νοσήσει από ασθένειες σχετικές με το νερό (UN-DP, 2006). Από τα 10,4 εκατομμύρια περιστατικά θανάτου παιδιών κάτω των 5 ετών, το 17% των θανάτων αποδίδεται σε διαρροϊκές ασθένειες, δηλαδή κατ εκτίμηση 1,8 εκατομμύρια περιστατικά. Επιπλέον, εκτιμάται ότι 50% των περιπτώσεων υποσιτισμού συνδέεται με τα επαναλαμβανόμενα περιστατικά διάρροιας ή εντερικών λοιμώξεων, ενώ ο παιδικός υποσιτισμός ευθύνεται για το 35% των περιστατικών παγκόσμιας παιδικής θνησιμότητας (WHO, 2008). Τα μεγέθη αυτά αναδεικνύουν τη σοβαρότητα του προβλήματος της έλλειψης αξιοπρεπών συνθηκών στο τομέα του νερού και της υγιεινής. Βέβαια, παρά τα στατιστικά που υπάρχουν αναφορικά με τις ασθένειες που σχετίζονται με το νερό, δύσκολα μπορεί να εξακριβωθεί το ακριβές ποσοστό των ασθενειών που οφείλονται στην ελλιπή διαχείριση των λυμάτων καθώς η επίδραση των λυμάτων στην υγεία των ανθρώπων βρίσκει δύο ξεχωριστές διόδους: αφενός μέσω της μόλυνσης του νερού που χρησιμοποιείται για πόση από μικρόβια των ανθρώπινων εκκρίσεων και αφετέρου μέσω του οικοσυστήματος, όπου τα λύματα συγκεντρώνονται και αποτελούν φορείς διάδοσης ορισμένων ανθρώπινων ασθενειών. Εκτός από τις μολυσματικές ασθένειες που σχετίζονται με την κακή ποιότητα του νερού, αρκετά προβλήματα υγείας συνδέονται και με την ύπαρξη τοξικών παραγόντων. Ωστόσο, τα προβλήματα αυτά εντοπίζονται δυσκολότερα λόγω της πολυπλοκότητας των οδών έκθεσης και της μακροχρόνιας επίδρασης της έκθεσης σε χαμηλές δόσεις 10

27 για παρατεταμένες χρονικές περιόδους κατά τις οποίες επενεργούν και άλλοι κίνδυνοι που δεν σχετίζονται με τους τοξικούς παράγοντες. Τα υπολείμματα φυτοφαρμάκων στις γεωργικές απορροές, τα βαρέα μέταλλα και οι τοξικές ενώσεις στα βιομηχανικά απόβλητα, οι έμμονοι οργανικοί ρύποι, οι ενδοκρινικοί διαταράκτες, οι φαρμακευτικές ουσίες αλλά και τα προϊόντα προσωπικής υγιεινής ενοχοποιούνται για τις ύποπτες χημικές ουσίες που εμφανίζονται στα υγρά απόβλητα και εγκυμονούν σοβαρούς κινδύνους για την υγεία (Corcoran et al., 2010) Αδυναμίες κυβερνήσεων αναπτυσσόμενων χωρών Τα ευρήματα πρόσφατης μελέτης που πραγματοποιήθηκε σε 94 αναπτυσσόμενες χώρες ανά τον κόσμο (WHO/UN-Water, 2014) δείχνουν ότι οι φιλοδοξίες για την καθολική πρόσβαση σε ασφαλείς και οικονομικά προσιτές πηγές πόσιμου νερού και εγκαταστάσεων υγιεινής υποστηρίζονται από πολλές κυβερνήσεις παγκοσμίως. Πιο συγκεκριμένα, τα δύο τρίτα των χωρών που συμμετείχαν στην έρευνα αναγνωρίζουν την πρόσβαση στο πόσιμο νερό και στις συνθήκες υγιεινής ως ανθρώπινο δικαίωμα στην εθνική νομοθεσία τους, ενώ πάνω από το 80% των χωρών αναφέρουν ότι έχουν εγκριθεί οι εθνικές πολιτικές τους που αφορούν στο συγκεκριμένο τομέα. Ωστόσο, η έρευνα αναδεικνύει ένα μεγάλο χάσμα ανάμεσα στις φιλοδοξίες και στην πραγματικότητα των χωρών αυτών αφού, οι πολιτικές φιλοδοξίες παρεμποδίζονται από την ανεπάρκεια των κυβερνήσεων να θέσουν στόχους, να διατυπώσουν σχέδια, να υλοποιήσουν τους στόχους και να διεξάγουν ουσιαστικές κριτικές επί των αποτελεσμάτων των έργων τους. Από το σύνολο των 94 χωρών, λιγότερο από το ένα τέταρτο αναφέρουν ότι έχουν θέσει σαφείς στόχους για την επίτευξη της πρόσβασης στις απαιτούμενες συνθήκες υγιεινής και αντιστοίχως, λιγότερο από το ένα τρίτο των χωρών έχει θέσει παρόμοιους στόχους για την πρόσβαση σε πόσιμο νερό. Ακόμη, λιγότερο από το ένα τέταρτο των χωρών αναφέρουν ότι τα εθνικά σχέδια που έχουν στο τομέα της αποχέτευσης και υγιεινής εφαρμόζονται πλήρως, χρηματοδοτούνται και ελέγχονται τακτικά (WHO/UN- Water, 2014). Η έλλειψη ορθών πρακτικών διαχείρισης των λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες πηγάζει από ένα ευρύ φάσμα παραγόντων που σχετίζονται με την πολιτική θέληση, το θεσμικό πλαίσιο αλλά και τη τεχνογνωσία. Συχνά, εκ μέρους των κυβερνήσεων υπάρχει μικρή πολιτική θέληση για την αντιμετώπιση του ζητήματος των λυμάτων καθώς υπάρχουν περισσότερο πιεστικές ανάγκες, όπως είναι η αντιμετώπιση της έλλειψης τροφίμων, της υγειονομικής περίθαλψης ή και των περιστατικών πολέμου. Επίσης, οι κυβερνήσεις που έχουν την μεγαλύτερη ανάγκη συνήθως έχουν και την ασθενέστερη πολιτική δύναμη. Κατ αυτό τον τρόπο, πολύ συχνά η διαχείριση των λυμάτων τοποθετείται χαμηλά στη λίστα των προτεραιοτήτων των κυβερνήσεων. Πολλές αναπτυσσόμενες χώρες υποφέρουν από τις πολιτικές παρεμβάσεις των κυβερνήσεων που αφορούν σε αποφάσεις για το περιβάλλον, όπως είναι η επιλογή 11

28 του τόπου εγκατάστασης των συστημάτων και άλλων παραγόντων που σχετίζονται με την κατασκευή και λειτουργία τους. Σε πολλές περιπτώσεις μάλιστα επιλέγεται απευθείας η τεχνολογία με το χαμηλότερο κόστος χωρίς να λαμβάνεται υπ όψιν κανένα άλλο στοιχείο ενώ σε άλλες, ξοδεύονται τεράστια ποσά για την κατασκευή των συστημάτων επεξεργασίας αλλά μόλις ελάχιστοι πόροι για τη συλλογή αξιόπιστων δεδομένων σχεδιασμού και παρακολούθησης των συστημάτων. Δυστυχώς, πολλές φορές δεν γίνεται αντιληπτό πως ακόμη και η πιο προηγμένη τεχνολογία θα πρέπει να υποστηρίζεται από τα αρμόδια θεσμικά όργανα αλλά και ένα πλαίσιο νομοθεσίας που θα εξασφαλίσει τη μέγιστη αποδοτικότητά της. (Massoud et al., 2009). Τα αποτελέσματα της έρευνας (WHO/UN-Water, 2014) υπογραμμίζουν ότι οι περισσότερες αποφάσεις που λαμβάνονται στο τομέα του νερού και της υγιεινής δεν είναι επαρκώς τεκμηριωμένες και δικαιολογημένες, λόγω της εμφανούς ανικανότητας των κυβερνήσεων να παρακολουθούν την πρόοδο του τομέα, να συλλέγουν αξιόπιστα και ολοκληρωμένα στοιχεία αλλά και να προωθούν τη χρήση των συστημάτων διαχείρισης πληροφοριών. Μάλιστα, η συντριπτική πλειοψηφία των ερωτηθέντων χωρών δεν είναι σε θέση να παρακολουθεί τη χρηματοδότηση του τομέα ύδρευσης και αποχέτευσης καθώς δεν υποστηρίζονται οι απαιτούμενες σχετικές διαδικασίες με αποτέλεσμα οι χώρες να μην είναι σε θέση να κρίνουν εάν η χρηματοδότηση του τομέα συνεισέφερε στην κάλυψη επενδυτικών αναγκών ή στην επίτευξη δημοσιονομικών στόχων. Τέλος, ένα ακόμη σημαντικό στοιχείο είναι ότι τα υπάρχοντα δεδομένα δεν χρησιμοποιούνται στη λήψη αποφάσεων αφού, λιγότερο από το ένα τρίτο των χωρών αναφέρει ότι αναλύει και χρησιμοποιεί τα διαθέσιμα στοιχεία που έχει κατά τη λήψη αποφάσεων και την κατανομή των πόρων του τομέα. Εκτός από τις εμφανείς ελλείψεις της παρακολούθησης του τομέα νερού και υγιεινής, συχνά παρατηρείται εκ μέρους των κυβερνήσεων η υιοθέτηση ακατάλληλων τεχνολογιών και η παράβλεψη των τοπικών συνθηκών και αναγκών μιας περιοχής. Οι πρακτικές αυτές οδηγούν στην αποτυχία των εφαρμοζόμενων συστημάτων που συχνά αιτιολογείται ως έλλειψη τεχνογνωσίας και οικονομικών πόρων. Ακόμη, η οικονομική στήριξη που παρέχεται από τους διεθνείς οργανισμούς των ανεπτυγμένων χωρών είναι ζωτικής σημασίας, αλλά προκειμένου να γίνει ολοκληρωτική αξιοποίηση της στήριξης αυτής είναι απαραίτητο να λαμβάνονται υπ όψιν οι τοπικές συνθήκες των εκάστοτε επωφελούμενων περιοχών. (Massoud et al., 2009). Αναφορικά με το θέμα της χρηματοδότησης, τα ευρήματα της έρευνας αποδεικνύουν ότι η εθνική χρηματοδότηση που παρέχεται στο τομέα του νερού και της υγιεινής είναι ανεπαρκής, ενώ μόνο το ένα τρίτο των χωρών αναφέρουν ότι έχουν πλήρως καθορισμένα σχέδια χρηματοδότησης που ακολουθούνται με συνέπεια. Επίσης, παρά το γεγονός ότι οι κρατικοί προϋπολογισμοί και οι δαπάνες για το τομέα του νερού και της υγιεινής αυξάνονται, εξακολουθεί να υπάρχει ένα τεράστιο χάσμα 12

29 χρηματοδότησης μεταξύ των προϋπολογισμών και των σχεδίων που υλοποιούνται, με το 80% των χωρών να παρέχουν ανεπαρκή χρηματοδότηση για τον τομέα. Σημαντικό κενό στη χρηματοδότηση παρατηρείται στον τομέα της λειτουργίας και συντήρησης, που αποτελεί το κλειδί για την επίτευξη αειφόρου και ασφαλούς παροχής υπηρεσιών. Ενδεικτικά, το 70% των χωρών αναφέρουν ότι οι πόροι που λαμβάνουν από τους χρήστες των υπηρεσιών δεν επαρκούν για την κάλυψη του κόστους λειτουργίας και συντήρησης με αποτέλεσμα η ποιότητα και η έκταση των υπηρεσιών αυτών να βρίσκονται σε κίνδυνο (WHO/UN-Water, 2014). Γενικά, ο τρόπος με τον οποίο πραγματοποιείται μια επένδυση είναι κρίσιμης σημασίας. Οι ακατάλληλες πηγές χρηματοδότησης που δεν παράγουν αποτελέσματα μπορεί να προκαλέσουν σημαντικές αλυσιδωτές συνέπειες που θα οδηγήσουν στην μείωση της δημόσιας και πολιτικής εμπιστοσύνης. Έτσι, όχι μόνο χάνεται η ευκαιρία για την αντιμετώπιση ενός προβλήματος αλλά και η ευκαιρία δημιουργίας νέων κεφαλαίων που θα μπορούσαν να τονώσουν την οικονομία των αναπτυσσόμενων χωρών (Corcoran et al., 2010). Τέλος, εξίσου ουσιαστική κρίνεται και η περιβαλλοντική εκπαίδευση του κοινού καθώς η ευαισθητοποίηση αναφορικά με τις δυσμενείς επιπτώσεις της έλλειψης υγιεινής είναι ελάχιστη (Massoud et al., 2009) Υιοθέτηση προτύπων ποιότητας Η θέσπιση του κατάλληλου νομοθετικού πλαισίου αναφορικά με την ποιότητα των υδατικών πόρων αποτελεί μία κρίσιμη παράμετρο για τη διασφάλιση του περιβάλλοντος και της δημόσιας υγείας κάθε χώρας. Τη στιγμή που στις ανεπτυγμένες χώρες τα βασικά στάδια των προβλημάτων ρύπανσης των υδάτων θεωρούνται ήδη ξεπερασμένα, οι αναπτυσσόμενες χώρες βρίσκονται υπό συνεχή πίεση καθώς, από την μια πλευρά προσπαθούν να εναρμονιστούν με τα διεθνή πρότυπα και όρια συγκεντρώσεων και από την άλλη πλευρά βρίσκονται αντιμέτωπες με τις επιπτώσεις της συνεχούς υποβάθμισης του περιβάλλοντος, τις οποίες αδυνατούν να αντισταθμίσουν. Ένα από τα κύρια στάδια για την ενσωμάτωση και εφαρμογή των κατάλληλων προτύπων είναι η μετατροπή και προσαρμογή της φιλοσοφίας και των αριθμητικών τιμών των γενικότερων κατευθυντήριων οδηγιών που παρέχονται από τους διεθνείς οργανισμούς (Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας, Παγκόσμια Τράπεζα κ.λπ.) σε πρότυπα ποιότητας που καθορίζονται από κάθε χώρα ξεχωριστά. Οι κατευθυντήριες οδηγίες (guidelines) είναι συνήθως γενικές εκ φύσεως και έχουν ως στόχο την προστασία της δημόσιας υγείας ή του περιβάλλοντος σε ευρεία κλίμακα ή σε παγκόσμια βάση. Τα εθνικά πρότυπα ορίζονται από κάθε χώρα, έχουν νομικό καθεστώς και δομούνται βάσει των συγκεκριμένων συνθηκών της κάθε χώρας. Επίσης, ανάλογα με την πολιτική δομή της χώρας, μπορούν να θεσπιστούν περιφερειακά/τοπικά πρότυπα για κάθε κράτος, νομό ή άλλη πολιτική υποδιαίρεση. Συνήθως, τα 13

30 πρότυπα αυτά είναι το ίδιο ή περισσότερο αυστηρά από τα εθνικά πρότυπα, ενώ μπορεί να εμφανίζουν μεγαλύτερη πληρότητα στο περιεχόμενό τους. Οι οικονομικές, κοινωνικές και πολιτιστικές συνθήκες, η τεχνολογική ανάπτυξη, οι επικρατούσες ασθένειες και οι εμφανιζόμενοι κίνδυνοι αποτελούν ιδιαίτερα χαρακτηριστικά κάθε τόπου, γι αυτό είναι προτιμότερο να λαμβάνονται υπ όψιν ξεχωριστά από κάθε χώρα ή περιοχή κατά την προσαρμογή των κατευθυντήριων οδηγιών στα εθνικά ή περιφερειακά τους πρότυπα. Αυτό το στάδιο είναι ιδιαίτερα κρίσιμο καθώς όπως έχει αποδειχθεί, εάν δοθεί η δέουσα προσοχή και γίνει η κατάλληλη προσαρμογή, οι κατευθυντήριες οδηγίες που παρέχονται από τους διεθνείς οργανισμούς μπορεί να αποτελέσουν ένα πολύτιμο εργαλείο για την ανάπτυξη και ευημερία ενός τόπου. Αντιθέτως, μια ανεπαρκής και ελλιπής προσαρμογή θα οδηγήσει σε περιττές δαπάνες, μη βιώσιμα συστήματα, δυσφήμηση, απογοήτευση και άλλων ειδών προβλήματα. Στον Πίνακα 1 παρουσιάζονται τα συνηθέστερα προβλήματα που συναντώνται κατά την θέσπιση και εφαρμογή των προτύπων στις αναπτυσσόμενες χώρες καθώς και συστάσεις για το πώς θα έπρεπε να γίνεται η προσαρμογή των προτύπων (von Sperling & Chernicharo, 2002). Πίνακας 1: Συχνά προβλήματα που προκύπτουν κατά την εφαρμογή των προτύπων, κυρίως στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών (von Sperling & Chernicharo, 2002) Πρόβλημα Λανθασμένη αντιμετώπιση Λύση Σωστή αντιμετώπιση Οι κατευθυντήριες οδηγίες υιοθετούνται απευθείας ως εθνικά πρότυπα. Οι τιμές (όρια συγκεντρώσεων κ.λπ.) που παρέχονται από τις κατευθυντήριες οδηγίες αντιμετωπίζονται ως απόλυτες τιμές και όχι ως τιμές-στόχοι. Τα μέτρα προστασίας που δεν οδηγούν σε άμεση συμμόρφωση με τα πρότυπα, δεν λαμβάνουν αδειοδότηση ή χρηματοδότηση. Τα πρότυπα συχνά αντιγράφονται από τις ανεπτυγμένες χώρες. Οι χώρες θα πρέπει να προσαρμόζουν τις κατευθυντήριες οδηγίες στις τοπικές συνθήκες τους και στη συνέχεια να θεσπίζουν τα αντίστοιχα εθνικά τους πρότυπα. Οι τιμές των κατευθυντήριων γραμμών θα πρέπει να αντιμετωπίζονται ως τιμές-στόχοι με στόχο να επιτυγχάνονται βραχυπρόθεσμα, μεσοπρόθεσμα ή μακροπρόθεσμα, ανάλογα με τις τεχνολογικές, θεσμικές ή οικονομικές συνθήκες κάθε χώρας. Οι περιβαλλοντικοί οργανισμοί θα πρέπει να αδειοδοτούν και οι τράπεζες να χρηματοδοτούν μέτρα ελέγχου (π.χ. μονάδες επεξεργασίας λυμάτων) τα οποία επιτρέπουν μια σταδιακή βελτίωση της ποιότητας του νερού, ακόμη και αν δεν επιτυγχάνονται αμέσως τα πρότυπα που έχουν θεσπιστεί. Τα μέτρα θα πρέπει να λαμβάνονται με τρόπο που θα διασφαλίζει ότι όλα τα στάδια θα εφαρμοστούν αποτελεσματικά ακόμη κι αν δεν οδηγήσουν στην άμεση συμμόρφωση με τα υφιστάμενα πρότυπα. Τα εθνικά πρότυπα θα πρέπει να βασίζονται στις συγκεκριμένες οικονομικές, θεσμικές, τεχνολογικές και κλιματολογικές συνθήκες κάθε χώρας. 14

31 Πρόβλημα Λανθασμένη αντιμετώπιση Οι αναπτυσσόμενες χώρες μερικές φορές επιχειρούν να φτάσουν το επίπεδο των ανεπτυγμένων χωρών πάρα πολύ γρήγορα. Μερικά πρότυπα είναι είτε υπερβολικά αυστηρά, είτε υπερβολικά χαλαρά. Δεν εφαρμόζονται προσιτές τεχνολογίες που οδηγούν στην τήρηση των προτύπων. Η συμμόρφωση με τα υφιστάμενα πρότυπα βρίσκεται χαμηλά στις προτεραιότητες των χωρών σε σύγκριση με τις υπόλοιπες βασικές ανάγκες περιβαλλοντικής εξυγίανσης. Πρακτικά, τα πρότυπα δεν εφαρμόζονται. Οι παράμετροι ποιότητας που εξετάζονται είναι είτε πάρα πολλές, είτε πολύ λίγες. Οι απαιτήσεις παρακολούθησης της προόδου δεν είναι καλά ορισμένες ή είναι ανεπαρκείς. Λύση Σωστή αντιμετώπιση Ακόμη και στην περίπτωση που οι κατευθυντήριες οδηγίες και τα πρότυπα αντιμετωπίζονται ως τιμές-στόχοι, απαιτείται κάποιο χρονικό διάστημα για τη συμμόρφωση των χωρών. Κάθε χώρα, με βάση την οικονομική και τεχνολογική της κατάσταση, θα πρέπει να παίρνει το χρόνο που είναι ευλόγως αναγκαίος για την επίτευξη της συμμόρφωσης με τα υφιστάμενα πρότυπα, ενώ είναι πολύ πιθανό οι αναπτυσσόμενες χώρες να χρειάζονται περισσότερο χρόνο από τις ανεπτυγμένες. Επίσης, θα πρέπει να γίνει κατανοητό ότι τα ισχύοντα πρότυπα των ανεπτυγμένων χωρών έχουν προκύψει έπειτα από μια μακρά περίοδο επενδύσεων σε υποδομές, κατά την οποία έγινε η σταδιακή προσαρμογή και βελτίωση τους. Τα πρότυπα θα πρέπει να αντικατοπτρίζουν τους στόχους και τα κριτήρια ποιότητας των υδάτων, βάσει των προβλεπόμενων χρήσεων του νερού. Οι τεχνολογίες που εφαρμόζονται θα πρέπει να συνάδουν με την οικονομική κατάσταση της περιοχής εφαρμογής, ενώ πάντοτε θα πρέπει να επιδιώκεται η χρήση των κατάλληλων για την κάθε περίπτωση τεχνολογιών. Κάθε χώρα, με γνώμονα τις βασικές ανάγκες και συνθήκες της, θα πρέπει να θέτει ένα σύνολο προτεραιοτήτων προς επίτευξη. Εάν τα πρότυπα είναι καλώς ορισμένα, θα ενσωματωθούν χωρίς επιπλοκές με τα υπόλοιπα μέτρα περιβαλλοντικού ελέγχου. Τα πρότυπα θα πρέπει να μπορούν να εφαρμόζονται αλλά και να τηρούνται σε πραγματική βάση. Οι τιμές των προτύπων θα πρέπει να είναι επιτεύξιμες αλλά και να επιτρέπουν την επίτευξή τους βάσει των υφιστάμενων μέτρων ελέγχου. Επίσης, οι περιβαλλοντικοί οργανισμοί θα πρέπει να είναι θεσμικά κατοχυρωμένοι ώστε να επιτρέπουν την επιβολή των προτύπων. Ο κατάλογος των παραμέτρων που καλύπτονται από τα εθνικά πρότυπα θα πρέπει να αντικατοπτρίζει το επιθυμητό επίπεδο προστασίας των υδάτων ανάλογα με την τελική τους χρήση. Οι απαιτήσεις της παρακολούθησης των σχημάτων διαχείρισης που εφαρμόζονται και η συχνότητα της δειγματοληψίας θα πρέπει να καθορίζονται ώστε να είναι δυνατή η σωστή ερμηνεία των στατιστικών αποτελεσμάτων. Τα κόστη που σχετίζονται με την παρακολούθηση θα πρέπει να είναι λαμβάνονται υπ όψιν στο συνολικό κανονιστικό πλαίσιο που ορίζεται. 15

32 Πρόβλημα Λανθασμένη αντιμετώπιση Δεν καθορίζεται το απαιτούμενο ποσοστό συμμόρφωσης. Οι τιμές των προτύπων ποιότητας μερικές φορές είναι χαμηλότερες από τα όρια ανίχνευσης των εργαστηρίων. Δεν υπάρχει το κατάλληλο θεσμικό πλαίσιο που θα μπορούσε να υποστηρίξει και να ρυθμίσει την εφαρμογή των προτύπων. Η εμφάνιση των προβλημάτων υγείας και των περιβαλλοντικών κινδύνων που σχετίζονται με τη συμμόρφωση στα πρότυπα δεν γίνεται άμεσα αντιληπτή από τους φορείς λήψης αποφάσεων ή τις ενδιαφερόμενες ομάδες πληθυσμού. Λύση Σωστή αντιμετώπιση Σε κάθε περίπτωση, θα πρέπει να καθίσταται σαφής η ερμηνεία των αποτελεσμάτων της παρακολούθησης και η σχετική συμμόρφωση με τα πρότυπα (π.χ. μέσες τιμές, μέγιστες τιμές, απόλυτες τιμές, εκατοστημόρια κ.λπ.). Εάν τα πρότυπα ποιότητας των εκροών αποτελούν τιμές-στόχους και είναι στενά συνδεδεμένα με τα ποιοτικά πρότυπα των υδάτων, δεν θα πρέπει να περιορίζονται από τα τρέχοντα όρια ανίχνευσης των εργαστήριων. Όταν οι συνθήκες το επιτρέψουν, οι τεχνικές των υφιστάμενων εργαστήριων θα βελτιωθούν και θα είναι σύμφωνες με τα πρότυπα ποιότητας. Για την αποτελεσματική εφαρμογή των προτύπων απαιτούνται επαρκείς υποδομές και ικανό θεσμικό πλαίσιο για την χορήγηση των αδειών, την καθοδήγηση και τον έλεγχο των ρυπογόνων δραστηριοτήτων καθώς και την εφαρμογή των προτύπων. Οι υπεύθυνοι λήψης αποφάσεων και το κοινό γενικότερα, θα πρέπει να είναι καλά ενημερωμένοι αναφορικά με τα οφέλη και τα κόστη που συνδέονται με τη διατήρηση της καλής ποιότητας των υδάτων, όπως αυτή ορίζεται από τα υφιστάμενα πρότυπα ποιότητας κάθε περιοχής. 1.2 Επεξεργασία λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες Κεντρική και αποκεντρωμένη διαχείριση των λυμάτων Τα λύματα επεξεργάζονται μέχρι το βαθμό που ορίζεται κάθε φορά από το υφιστάμενο κανονιστικό πλαίσιο, μέσω συστημάτων που εξυπηρετούν μεμονωμένες κατοικίες έως και τους πληθυσμούς ολόκληρων πόλεων. Η βέλτιστη κλίμακα μεγέθους ενός συστήματος επεξεργασίας δεν αποτελεί θέμα τεχνικής φύσης, αλλά θέμα των αναγκών μιας κοινότητας και των διαθέσιμων πόρων της (Pinkham et al., 2004). Τα αποκεντρωμένα συστήματα αποτελούν μια εναλλακτική λύση έναντι των συμβατικών, κεντρικών συστημάτων επεξεργασίας και εφαρμόζονται για την αποφυγή ή επίλυση των προβλημάτων που προκύπτουν από την εφαρμογή των τελευταίων. Για να γίνει πιο εύκολα αντιληπτή η έννοια της αποκεντρωμένης διαχείρισης παρατίθενται οι παρακάτω ορισμοί, όπως διατυπώθηκαν από τον Tchobanoglous (1995, 1996): Ως αποκεντρωμένη διαχείριση των υγρών αποβλήτων ορίζεται η συλλογή, επεξεργασία και διάθεση/επαναχρησιμοποίηση των αποβλήτων από μεμονωμένες κατοικίες, συγκροτήματα κατοικιών, απομονωμένες κοινότητες, βιομηχανίες καθώς και από τμήματα των υφιστάμενων κοινοτήτων που 16

33 βρίσκονται στο σημείο παραγωγής των αποβλήτων ή κοντά σε αυτό (Tchobanoglous, 1995). Αντίθετα, η κεντρική διαχείριση των υγρών αποβλήτων περιλαμβάνει συμβατικά ή εναλλακτικά συστήματα συλλογής των λυμάτων (αποχετευτικό δίκτυο) και κεντρικές εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων, ενώ η διάθεση/επαναχρησιμοποίηση των επεξεργασμένων αποβλήτων συνήθως πραγματοποιείται μακριά από το σημείο παραγωγής τους (Tchobanoglous, 1996). Στο Σχήμα 5 παρουσιάζεται μια γραφική απεικόνιση της κεντρικής και αποκεντρωμένης διαχείρισης υγρών αποβλήτων. Κεντρική διαχείριση STP: Κεντρική εγκατάσταση επεξεργασίας λυμάτων Αποκεντρωμένη διαχείριση STP: Εγκατάσταση επεξεργασίας λυμάτων που εξυπηρετεί συγκροτήματα κατοικιών Σχήμα 5: Κεντρική και αποκεντρωμένη διαχείριση υγρών αποβλήτων (USEPA, 2003) Εφόσον η αποκεντρωμένη διαχείριση των λυμάτων εφαρμόζεται όχι μόνο για την εξυπηρέτηση μεμονωμένων κατοικιών αλλά ολόκληρων κοινοτήτων, προσφέρει επιλογές που ενώνουν το χάσμα μεταξύ των αυστηρά οικιακών συστημάτων και των μεγάλων κεντρικών εγκαταστάσεων επεξεργασίας λυμάτων. Στο Σχήμα 6 παρουσιάζεται σχηματικά η κεντρική και αποκεντρωμένη αντίληψη διαχείρισης μέσω μιας κλίμακας που διαχωρίζει τα μεγέθη των διαφορετικών συστημάτων επεξεργασίας και των εξυπηρετούμενων πληθυσμών. 17

34 Σχήμα 6: Η κλίμακα της αποκεντρωμένης και κεντρικής διαχείρισης υγρών αποβλήτων (Pinkham et al., 2004) Παλαιότερα, η κοινή γνώμη που είχε καθιερωθεί στο τομέα των λυμάτων ήταν ότι η κεντρική επεξεργασία αποτελούσε την καλύτερη στρατηγική διαχείρισης λυμάτων καθώς ήταν πιο αξιόπιστη, μπορούσε να διαχειριστεί πιο εύκολα και συνεπάγονταν λιγότερο κόστος κατά κεφαλήν. Τα συστήματα συλλογής και επεξεργασίας ανέκαθεν αναπτύσσονταν έτσι ώστε να διαχειρίζονται τις ροές λυμάτων των αστικών περιοχών τις οποίες συνήθως μετέφεραν μέσω βαρύτητας σε κεντρικές εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων. Αντίθετα, τα συστήματα σηπτικών δεξαμενών και άλλες αποκεντρωμένες τεχνολογίες που εξυπηρετούσαν μικρά τμήματα μιας κοινότητας, θεωρούνταν κατάλληλα μόνο σε αραιοκατοικημένες αγροτικές περιοχές και σε αυτές τις περιπτώσεις, μόνο ως προσωρινές λύσεις μέχρις ότου η τοπική ανάπτυξη της κοινότητας επιτρέψει την σύνδεση αυτής με το αποχετευτικό δίκτυο που κατέληγε στην κεντρική εγκατάσταση επεξεργασίας λυμάτων της ευρύτερης περιοχής (Pinkham et al., 2004, Gikas & Tchobanoglous, 2009). Σήμερα, η άποψη που επικρατεί είναι διαφορετική καθώς έχει αποδειχθεί ότι τα αποκεντρωμένα συστήματα, όταν διαχειρίζονται σωστά, μπορούν να αποτελέσουν μια οικονομικά βιώσιμη και μακροχρόνια λύση σε πολλές περιπτώσεις (USEPA, 1997). Για την περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών, η καταλληλότητα των αποκεντρωμένων συστημάτων υποστηρίζεται από πολλούς ειδικούς λόγω της επείγουσας ανάγκης των συγκεκριμένων χωρών για προσιτές και βιώσιμες υποδομές διαχείρισης λυμάτων, που έρχονται σε αντίθεση με το συμβατικό μοντέλο κεντρικής διαχείρισης των λυμάτων (Tilley & Peters, 2008). Τα κεντρικά συστήματα 18

35 επεξεργασίας αδυνατούν να εξυπηρετήσουν τις περι-αστικές περιοχές και τους ανεπίσημους οικισμούς που αναπτύσσονται με ραγδαίους ρυθμούς στις αναπτυσσόμενες χώρες (Parkinson & Tayler, 2003). Αντίθετα, τα αποκεντρωμένα συστήματα επεξεργασίας θεωρούνται ιδιαίτερα κατάλληλα για τις κοινότητες που αναπτύσσονται ακανόνιστα, όπως συμβαίνει για παράδειγμα στις διάσπαρτες αγροτικές περιοχές με χαμηλή πυκνότητα πληθυσμού. (USEPA, 2005). Η ταχεία ανάπτυξη που παρατηρείται στις παρυφές των πόλεων και στα αγροτικά κέντρα αλλά και η αναδόμηση πολλών βιομηχανικών, οικιστικών και εμπορικών περιοχών, έχουν επιβάλλει την εξέταση εναλλακτικών σεναρίων για την διαχείριση των λυμάτων. Άλλοι παράγοντες που επιδρούν στο σχεδιασμό και την εφαρμογή αποκεντρωμένων τεχνολογιών επεξεργασίας είναι η αύξηση του πληθυσμού στις αναπτυσσόμενες χώρες και στις αγροτικές περιοχές που δεν εξυπηρετούνται από αποχετευτικό δίκτυο, η επιδείνωση της ποιότητας των επιφανειακών υδάτων, η κατασκευή πολυώροφων κτιρίων σε μητροπολιτικές περιοχές, η προγραμματισμένη ανάπτυξη απομονωμένων περιοχών αλλά και οι αυξανόμενες ελλείψεις των υδατικών πόρων που επιβάλλουν την ανάκτηση και επαναχρησιμοποίηση των υγρών αποβλήτων (Randall, 2003). Στα πλαίσια της αποκεντρωμένης διαχείρισης, τα λύματα από τις μεμονωμένες κατοικίες και από άλλες εγκαταστάσεις μιας κοινότητας που δεν είναι συνδεδεμένες στο αποχετευτικό δίκτυο συνήθως καταλήγουν σε συστήματα επεξεργασίας και διάθεσης που βρίσκονται στο σημείο παραγωγής τους (onsite systems) (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στην περίπτωση περισσότερων κατοικιών, τα λύματα συνήθως συνδυάζονται σε μια κεντρική ροή η οποία στη συνέχεια οδηγείται στο αποκεντρωμένο σύστημα επεξεργασίας που δέχεται τις ενοποιημένες ροές των συγκροτημάτων κατοικιών (cluster systems). Σε μεγαλύτερη κλίμακα, για τη διαχείριση των λυμάτων σε επίπεδο κοινότητας συχνά γίνεται εφαρμογή των αποκεντρωμένων συστημάτων σε συνδυασμό με τη χρήση αγωγών μικρής διαμέτρου. Συνήθως, στις αραιοκατοικημένες περιοχές εφαρμόζονται συστήματα που εξυπηρετούν τις μεμονωμένες κατοικίες, ενώ οι πυκνοκατοικημένες περιοχές εξυπηρετούνται από κάποιο τύπο αποχετευτικού δικτύου (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στις ανεπτυγμένες περιοχές, είναι ευρέως διαδεδομένη η χρήση του συμβατικού αποχετευτικού δικτύου όπου χρησιμοποιούνται υπεδάφιοι αγωγοί σχετικά μεγάλης διαμέτρου, κατασκευασμένοι από ανθεκτικά υλικά. Η ροή των λυμάτων δεν γίνεται υπό πίεση αλλά απαιτείται μια ελάχιστη κλίση ώστε να διατηρούνται επαρκείς ταχύτητες για την ροή των στερεών των λυμάτων. Η τοποθέτηση των αγωγών πραγματοποιείται σε σχετικά μεγάλα βάθη βάσει της τοπογραφίας της περιοχής, ενώ απαιτείται η ύπαρξη αντλιοστασίων για την ανύψωση των λυμάτων σε μικρότερα βάθη. Συχνά, ο συγκεκριμένος τύπος αποχετευτικού δικτύου δεν αποτελεί μια οικονομικά προσιτή και βιώσιμη λύση για την περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών καθώς απαιτούνται υψηλά κόστη για την κατασκευή, λειτουργία και συντήρηση των αγωγών και των αντλιοστασίων. Για το λόγο αυτό, συχνά στις 19

36 αναπτυσσόμενες χώρες εφαρμόζονται αποχετευτικά δίκτυα χαμηλότερου κόστους. Στα δίκτυα αυτά χρησιμοποιούνται αγωγοί μικρότερης διαμέτρου που τοποθετούνται σε χαμηλότερα βάθη σε σύγκριση με τα συμβατικά δίκτυα. Δύο ειδών αποχετευτικά δίκτυα χαμηλού κόστους εφαρμόζονται σε ευρύτερη κλίμακα. Ο πρώτος τύπος δικτύου αποκαλείται απλοποιημένο αποχετευτικό δίκτυο και ομοιάζει με το συμβατικό θέτοντας όμως λιγότερο συντηρητικές προδιαγραφές κατά το σχεδιασμό. Στο δεύτερο τύπο αποχετευτικού δικτύου, τα λύματα καθιζάνουν πρώτα σε δεξαμενές, προτού εισέλθουν στους αγωγούς του δικτύου, κι εφόσον απαλλάσσονται από τα στερεά τους, το δίκτυο σχεδιάζεται για ροές χαμηλότερων ταχυτήτων. Ο συγκεκριμένος τύπος δικτύου είναι ιδανικός για την κεντρική συλλογή λυμάτων που προέρχονται από κοινότητες στις οποίες γίνεται χρήση μεμονωμένων αποκεντρωμένων συστημάτων σε κάθε κατοικία χωρίς όμως να υπάρχει η δυνατότητα διάθεσης των λυμάτων κοντά στο χώρο παραγωγής τους (Nelson & Murray, 2008). Με τη χρήση των αποχετευτικών δικτύων χαμηλού κόστους καθίσταται δυνατός ο συνδυασμός των λυμάτων που προέρχονται από τα πρωτοβάθμια και δευτεροβάθμια στάδια επεξεργασίας διαφορετικών αποκεντρωμένων συστημάτων. Στην περίπτωση αυτή, λόγω των μικρών αποστάσεων μεταξύ των σημείων παραγωγής των λυμάτων και των εγκαταστάσεων επεξεργασίας τους, δεν υπάρχει ανάγκη για κατασκευή πολύπλοκων συστημάτων συλλογής, μειώνοντας έτσι τις απαιτήσεις σε υλικά και τεχνικό εξοπλισμό αλλά και τις δαπάνες κεφαλαίου και συντήρησης (Gate Information Service, 2001) Συστήματα επεξεργασίας λυμάτων στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών Όπως είδαμε και παραπάνω, μια πρώτη κατηγοριοποίηση των συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων μπορεί να γίνει με βάση το μέρος όπου λαμβάνει χώρα η επεξεργασία των λυμάτων. Βάσει αυτής της διάκρισης, τα συστήματα διαχωρίζονται σε αυτά που επεξεργάζονται τα λύματα στο σημείο που παράγονται (on-site systems) ή κοντά στο σημείο παραγωγής τους (cluster systems) και σε αυτά που επεξεργάζονται τα λύματα σε διαφορετικό σημείο από το σημείο παραγωγής τους (off-site systems). Κατά προσέγγιση, όπως φαίνεται και στο Σχήμα 6, τα συστήματα που βρίσκονται στο σημείο παραγωγής των λυμάτων ή κοντά σε αυτό αποτελούν κυρίως αποκεντρωμένα ή ημι-κεντρικά συστήματα, ενώ αυτά που βρίσκονται μακριά από το σημείο παραγωγής αποτελούν κεντρικά συστήματα επεξεργασίας. Μια ακόμη κατηγοριοποίηση των συστημάτων γίνεται με βάση την απαίτηση ή μη σε νερό για την κανονική λειτουργία τους ή/και για το ξέπλυμα και την μεταφορά των λυμάτων. Η διάκριση αυτή οδηγεί στην κατηγοριοποίηση των συστημάτων σε αυτά που έχουν ως βάση το νερό (wet systems) και σε αυτά που δεν χρησιμοποιούν νερό (ξηρά συστήματα, dry systems) (IHE, 1990). Συνήθως, τα ξηρά συστήματα δεν απαιτούν την ύπαρξη αποχετευτικού δικτύου και χρησιμοποιούνται κυρίως σε επίπεδο κατοικίας ή συγκροτημάτων κατοικιών. Τα συγκεκριμένα συστήματα δεν 20

37 πραγματοποιούν επεξεργασία λυμάτων, αλλά κυρίως επί τόπου επεξεργασία των ανθρώπινων απεκκρίσεων, συνήθως μέσω της διήθησης τους στο έδαφος και της δράσης των μικροοργανισμών που διασπούν μέρος του οργανικού φορτίου. Παραδείγματα τέτοιων συστημάτων παρουσιάζονται στην παρακάτω. Σχήμα 7: Παραδείγματα ξηρών συστημάτων επεξεργασίας Στην περίπτωση των τεχνολογιών επεξεργασίας που έχουν ως βάση το νερό, τα λύματα συγκεντρώνονται σε αγωγούς του αποχετευτικού δικτύου (συμβατικού δικτύου ή δικτύου χαμηλού κόστους) και οδηγούνται προς επεξεργασία σε συστήματα που μπορεί να ανήκουν σε όλο το φάσμα των διαθέσιμων τεχνολογιών επεξεργασίας, είτε αυτά αφορούν αποκεντρωμένα συστήματα, είτε κεντρικές εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων. Οι Tilley et al. (2014) κατηγοριοποιούν τα συστήματα που εξυπηρετούνται από αποχετευτικό δίκτυο, δηλαδή τα συστήματα που λειτουργούν με βάση το νερό, σε δύο ευρύτερες ομάδες, όπως φαίνεται και στον Πίνακα 2: Η πρώτη ομάδα, αφορά σε συστήματα που πραγματοποιούν έμμεση επεξεργασία των λυμάτων μέσω της αποθήκευσής τους, των οποίων η εκροή συνήθως χρειάζεται περαιτέρω επεξεργασία πριν τη διάθεση ή επαναχρησιμοποίησή της. Η δεύτερη ομάδα, περιλαμβάνει εγκαταστάσεις που χρησιμοποιούν τεχνολογίες κατάλληλες για μεγαλύτερες κατηγορίες χρηστών (εφαρμογές σε επίπεδο κοινότητας ή πόλης). Οι δαπάνες για λειτουργία και συντήρηση καθώς και οι ενεργειακές απαιτήσεις των τεχνολογιών που ανήκουν σε αυτή την κατηγορία είναι γενικά υψηλότερες από τα συστήματα της πρώτης ομάδας. 21

38 Πίνακας 2: Κατηγοριοποίηση συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων (έπειτα από προσαρμογή Tilley et al., 2014) 1 η Ομάδα Συστημάτων Έμμεση/παθητική επεξεργασία μέσω της αποθήκευσης των λυμάτων 2 η Ομάδα Συστημάτων Ευρύτερη κατηγορία αποκεντρωμένων/κεντρικών τεχνολογιών Σηπτική δεξαμενή (*) Αναερόβιος αντιδραστήρας με ανακλαστήρες με ζώνη καθίζησης Αναερόβιο φίλτρο με ζώνη καθίζησης (*) Τα συστήματα αυτά περιγράφονται αναλυτικότερα στο 2 ο Κεφάλαιο Δεξαμενή καθίζησης (*) Δεξαμενή Imhoff (*) Αναερόβιος αντιδραστήρας με ανακλαστήρες με ή χωρίς ζώνη καθίζησης Αναερόβιο φίλτρο με ή χωρίς ζώνη καθίζησης (*) Τεχνητή λίμνη (*) Αεριζόμενη λίμνη (*) Τεχνητός υγροβιότοπος ελεύθερης ροής, οριζόντιας υποεπιφανειακής ροής ή κάθετης υποεπιφανειακής ροής (*) Βιολογικό φίλτρο Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) (*) Σύστημα ενεργού ιλύος Παράμετροι που επιδρούν στην επιλογή των συστημάτων μεταφοράς και επεξεργασίας λυμάτων Η τεχνολογία επεξεργασίας λυμάτων που θα επιλεχθεί να εφαρμοστεί, θα πρέπει να μην προκαλεί αρνητικές συνέπειες στο περιβάλλον και να επιτρέπει την πλήρη κάλυψη των αναγκών των χρηστών της χωρίς να διακυβεύεται η ικανότητα των μελλοντικών γενεών να καλύπτουν τις δικές τους ανάγκες. Για να είναι ένα σύστημα επεξεργασίας περιβαλλοντικά βιώσιμο θα πρέπει να διασφαλίζει την προστασία της ποιότητας του περιβάλλοντος, τη διατήρηση των πόρων, την επαναχρησιμοποίηση του νερού και την ανακύκλωση των θρεπτικών συστατικών (Ho, 2005). Εκτός από την περιβαλλοντική σκοπιά, η τεχνολογία που θα εφαρμοστεί σε μια περιοχή θα πρέπει να είναι και τοπικά βιώσιμη. Η επιλογή της κατάλληλης τεχνολογίας θα πρέπει να γίνεται με γνώμονα την κάλυψη των βασικών αναγκών των χρηστών της μέσω της συμμετοχής τους στο στάδιο επιλογής της τεχνολογίας ώστε να μπορούν να προσδιοριστούν οι πραγματικές ανάγκες του κοινωνικού συνόλου (Murphy et al., 2009). Με λίγα λόγια, η στρατηγική που θα επιλεχθεί να εφαρμοστεί για τη διαχείριση των λυμάτων θα πρέπει να είναι περιβαλλοντικά βιώσιμη, να εναρμονίζεται με τις τοπικές συνθήκες της περιοχής και να είναι 22

39 προσιτή σε εκείνους που θα κληθούν να πληρώσουν για τις υπηρεσίες της. Η επιτυχία της εφαρμογής της βρίσκεται σε άμεση εξάρτηση με τους τοπικούς παράγοντες της περιοχής, δηλαδή με τα φυσικά και κοινωνικά χαρακτηριστικά της. Στα φυσικά χαρακτηριστικά συμπεριλαμβάνεται η διαθεσιμότητα γης, η τοπογραφία, το κλίμα, το έδαφος, η διαθεσιμότητα της ενέργειας και οι υφιστάμενες χρήσεις γης, ενώ τα κοινωνικά χαρακτηριστικά αφορούν στην πυκνότητα του πληθυσμού, τους διαθέσιμους πόρους της κοινότητας (δεξιότητες, κεφαλαιακοί πόροι κ.λπ.), την οικονομική προσιτότητα αλλά και την προθυμία των κατοίκων να πληρώσουν για τη συγκεκριμένη τεχνολογία που θα εφαρμοστεί καθώς και για τα έξοδα λειτουργίας και συντήρησης της (UNEP, n.d., UNEP/GPA, 2000). Στη συνέχεια αναλύονται ορισμένοι παράγοντες που επιδρούν στην επιλογή της τεχνολογίας που θα εφαρμοστεί (Hophmayer-Tokich, n.d.): Κατανάλωση νερού Η πρώτη παράμετρος που λαμβάνεται υπ όψιν κατά την επιλογή της καταλληλότερης τεχνολογίας είναι το ποσοστό κατανάλωσης νερού, το οποίο εξαρτάται από το σύστημα παροχής νερού που χρησιμοποιείται. Στην περίπτωση που ο ρυθμός κατανάλωσης νερού είναι <50 LCD (λίτρα ανά κάτοικο ανά ημέρα) το νερό συνήθως παρέχεται από πηγάδια ή χειροκίνητες αντλίες νερού γεγονός που σημαίνει ότι ο όγκος των παραγόμενων αποβλήτων θα είναι ελάχιστος. Επομένως, καταλληλότερες τεχνολογίες για εφαρμογή είναι τα ξηρά συστήματα που λειτουργούν χωρίς την απαίτηση νερού και εφαρμόζονται σε επίπεδο μεμονωμένων κατοικιών. Οι υπόλοιπες τεχνολογίες που λειτουργούν με βάση το νερό (π.χ. σηπτικές δεξαμενές) δεν θεωρούνται κατάλληλες, δεδομένου ότι συνεπάγονται την κατανάλωση μεγαλύτερων ποσοτήτων νερού (γίνονται δηλαδή περισσότερο δαπανηρές) για την επίτευξη του ίδιου αποτελέσματος. Όταν ο ρυθμός κατανάλωσης νερού είναι της τάξης των LCD (για παράδειγμα στις περιπτώσεις που το νερό παρέχεται από σημεία σε δημόσιους χώρους), μπορούν να εφαρμοστούν τεχνολογίες που ανήκουν και στις δύο κατηγορίες (υγρές ή ξηρές), ανάλογα με τη διαθεσιμότητα του νερού. Στην περίπτωση που η πυκνότητα του πληθυσμού είναι υψηλή, μπορεί να χρησιμοποιηθεί ο τύπος αποχετευτικού δικτύου όπου τα λύματα υφίστανται πρώτα καθίζηση και στη συνέχεια εισέρχονται στους αγωγούς. Εάν ο ρυθμός κατανάλωσης νερού υπερβαίνει τα 100 LCD, καταλληλότερα για εφαρμογή είναι τα συμβατικά αποχετευτικά δίκτυα και οι κεντρικές εγκαταστάσεις επεξεργασίας, καθώς τα συστήματα αυτά σχεδιάζονται έτσι ώστε να χρησιμοποιούν το νερό ως κύριο μέσο μεταφοράς των αποβλήτων. Στην περίπτωση αυτή, η ποσότητα των 100 LCD αποτελεί την ελάχιστη απαιτούμενη ποσότητα για την απρόσκοπτη λειτουργία των συγκεκριμένων συστημάτων, ενώ κοινότητες με χαμηλότερη κατανάλωση νερού δεν θα πρέπει να εξυπηρετούνται από το συμβατικό αποχετευτικό δίκτυο (WHO/UNEP, 1997). 23

40 Όγκος παραγωγής των λυμάτων Παρόμοια με το ρυθμό κατανάλωσης νερού, όταν ο ημερήσιος ρυθμός παραγωγής λυμάτων είναι μεγαλύτερος από 10 m 3 ανά εκτάριο, τα απόβλητα πρέπει να επεξεργάζονται σε κεντρικές εγκαταστάσεις επεξεργασίας, ενώ όταν ο ρυθμός είναι χαμηλότερος συνιστάται να χρησιμοποιούνται αποκεντρωμένα συστήματα επεξεργασίας σε επίπεδο κατοικίας. Για ρυθμούς παραγωγής λυμάτων της τάξης των 5-10 κ.μ. ανά εκτάριο και ημέρα, μπορούν να εφαρμοστούν τεχνολογίες που ανήκουν και στις δύο κατηγορίες (υγρές ή ξηρές) και για ρυθμούς μικρότερους από 5 m 3 ανά εκτάριο και ημέρα, καλύτερη εναλλακτική αποτελεί η χρήση των ξηρών συστημάτων επεξεργασίας (UNEP/GPA, 2000, WHO/UNEP, 1997). Πυκνότητα πληθυσμού Η πυκνότητα του πληθυσμού αποτελεί μια σημαντική παράμετρο κατά την επιλογή του τύπου αποχετευτικού δικτύου που θα χρησιμοποιηθεί. Γενικά, όσο υψηλότερη είναι η πυκνότητα του πληθυσμού τόσο χαμηλότερο είναι το κόστος της αποχέτευσης, και αντίστροφα. Για παράδειγμα, στην περίπτωση των διασκορπισμένων αγροτικών κατοικιών, το συμβατικό αποχετευτικό δίκτυο δεν αποτελεί συμφέρουσα λύση, λόγω του υψηλού κόστους των αγωγών και της μεταφοράς των αποβλήτων στην κεντρική μονάδα επεξεργασίας (Otis, 1996, UNEP, 1998). Από οικονομικής πλευράς, τα συμβατικά δίκτυα αποχέτευσης γίνονται βιώσιμα για πυκνότητες πληθυσμού των κατοίκων ανά εκτάριο για τις αναπτυσσόμενες χώρες και για πυκνότητες πληθυσμού της τάξης των 50 κατοίκων για τις βιομηχανοποιημένες χώρες. Ωστόσο, στις αναπτυσσόμενες χώρες, από ένα ορισμένο επίπεδο πυκνότητας πληθυσμού (π.χ. 160 άτομα ανά εκτάριο στη βορειοανατολική Βραζιλία) τα αποχετευτικά δίκτυα χαμηλού κόστους -όπως είναι για παράδειγμα το απλοποιημένο δίκτυο- αποδεικνύονται οικονομικότερα ακόμα και από τα συστήματα επεξεργασίας που εφαρμόζονται σε επίπεδο κατοικίας, τα οποία είναι καλύτερα να εφαρμόζονται σε πόλεις χαμηλότερης πυκνότητας πληθυσμού καθώς και σε περιαστικές και αγροτικές περιοχές (Mara, 1996, UNEP/GPA, 2000). Κίνδυνος μόλυνσης των τοπικών υπόγειων υδάτων Τα συστήματα επεξεργασίας που εφαρμόζονται εντός των κατοικιών ή κοντά στο σημείο παραγωγής λυμάτων ενδέχεται να προκαλέσουν ρύπανση των υπόγειων υδάτων εάν δεν τηρείται η απαιτούμενη απόσταση μεταξύ των συστημάτων και του υπόγειου υδροφορέα. Εάν το βάθος της ακόρεστης ζώνης είναι μικρότερο από 2 m και το υδραυλικό φορτίο υπερβαίνει τα 50 mm/d, θα πρέπει είτε να εφαρμόζεται μια προηγμένη επεξεργασία, είτε τα λύματα να οδηγούνται σε κεντρική εγκατάσταση, αλλιώς είναι πολύ πιθανό να συμβεί μόλυνση των υπόγειων υδάτων. Σε αντίθετη περίπτωση, ο κίνδυνος μόλυνσης ελαχιστοποιείται (WHO/UNEP, 1997). 24

41 Διαπερατότητα του εδάφους Εάν η διαπερατότητα του εδάφους παρουσιάζει χαμηλές τιμές ενδέχεται να μην επιτρέπει τη ροή των λυμάτων διαμέσου του εδάφους με αποτέλεσμα αυτά να παραμένουν στο επίπεδο της επιφάνειας του εδάφους. Σε αυτή την περίπτωση, συνιστάται να εφαρμόζονται τεχνολογίες κεντρικής επεξεργασίας όπου τα λύματα επεξεργάζονται μακριά από το σημείο παραγωγής τους (WHO/UNEP, 1997, UNEP, 1998). Υφιστάμενες υποδομές Οι υπάρχουσες υποδομές μπορεί να επηρεάσουν τη διαδικασία επιλογής της κατάλληλης τεχνολογίας που θα εφαρμοστεί. Για παράδειγμα, εάν σε μια κοινότητα έχει εγκατασταθεί μεγάλος αριθμός σηπτικών δεξαμενών και το έδαφος έχει εξαντλήσει την ικανότητά του να επεξεργάζεται τις εκροές των δεξαμενών τότε η λύση της κεντρικής επεξεργασίας πρέπει να ληφθεί σοβαρά υπ όψιν. Σε μια τέτοια περίπτωση, το είδος του αποχετευτικού δικτύου που δέχεται τις ροές των λυμάτων αφότου καθιζάνουν μπορεί να αποδειχθεί περισσότερο συμφέρουσα λύση από το απλοποιημένο αποχετευτικό δίκτυο. Βέβαια, η τελική επιλογή της τεχνολογίας θα πρέπει να γίνεται πάντοτε βάσει των εκάστοτε συνθηκών που φυσικά διαφέρουν από περιοχή σε περιοχή (Mara, 1996). Κόστος τεχνολογίας και ικανότητα/προθυμία των κατοίκων να διαθέσουν το ανάλογο ποσό Το κόστος ανά κάτοικο ενός συστήματος επεξεργασίας κυμαίνεται ανάλογα με το είδος του συστήματος και την περιοχή εφαρμογής του. Κάθε μακροπρόθεσμη πολιτική που στοχεύει στην παροχή μιας υπηρεσίας πρέπει να βασίζεται σε ορισμένες παραδοχές αναφορικά με το ύψος των αποδοχών που θα λαμβάνει ο πάροχος της υπηρεσίας από τους χρήστες της. Ομοίως, στο τομέα των λυμάτων, η ικανότητα των χρηστών να συντηρούν τα συστήματα επεξεργασίας της περιοχής τους αποτελεί πολύ σημαντικό παράγοντα για την τελική επιλογή των τεχνολογιών που θα εφαρμοστούν. Τα έσοδα που παρέχονται από τους χρήστες των συστημάτων συνεισφέρουν ουσιαστικά στην συντήρηση και λειτουργία των συστημάτων και γενικότερα στην αποτελεσματικότητά του. Η ικανότητα μιας κοινότητας να συνεισφέρει στη συντήρηση και λειτουργία των συστημάτων επεξεργασίας μπορεί να αξιολογηθεί λαμβάνοντας υπ όψιν τα επίπεδα των ελάχιστων εισοδημάτων της πλειοψηφίας των κατοίκων της περιοχής. Γενικά, το κόστος που θα κληθεί να πληρώσει μια οικογένεια για την παροχή των υπηρεσιών αποχέτευσης συνιστάται να μην υπερβαίνει σε ποσοστό το 2% του εισοδήματός της. Βέβαια, θα πρέπει να σημειωθεί ότι η ικανότητα μιας κοινότητας να καταβάλλει τα απαιτούμενα έξοδα για την αποχέτευση συχνά μπορεί να διαφέρει από την προθυμία της να καταβάλλει τα συγκεκριμένα έξοδα. Για παράδειγμα, στις κοινότητες όπου το ζήτημα της αποχέτευσης αποτελεί υψηλή προτεραιότητα, μπορεί να υπάρχει προθυμία εκ 25

42 μέρους των κατοίκων να καταβάλλουν υψηλότερο ποσοστό του εισοδήματος τους από 2%, και αντίστροφα (Reed, 1996). Άλλοι παράμετροι που επηρεάζουν τη διαδικασία επιλογής της καταλληλότερης τεχνολογίας είναι (Krekeler, 2008): Ικανότητα αυτοεξυπηρέτησης (διαθεσιμότητα ειδικευμένου εργατικού δυναμικού) Εάν οι εγκαταστάσεις λειτουργούν και συντηρούνται από τους χρήστες τους, η εφαρμοζόμενη τεχνολογία θα πρέπει να είναι προσαρμοσμένη στις ικανότητες τους. Δηλαδή, η τεχνολογία που θα εισαχθεί, θα πρέπει να εφαρμοστεί με τέτοιο τρόπο ώστε η τοπική κοινότητα να μπορεί να συντηρεί και να επιδιορθώνει τυχόν βλάβες που θα εμφανιστούν, ενώ η πολυπλοκότητα του συστήματος θα πρέπει να μην υπερβαίνει την ικανότητα των χρηστών να το κατανοούν, ελέγχουν και συντηρούν όποτε αυτό είναι δυνατό (Murphy et al., 2009). Σε κάθε περίπτωση, είναι προτιμότερο να εφαρμοστεί μια σχετικά απλή τεχνολογία (με χαμηλό δυναμικό επεξεργασίας) και να λειτουργεί σωστά, παρά μια πολύπλοκη τεχνολογία που δεν θα λειτουργεί καθόλου (Krekeler, 2008). Δυνατότητα επαναχρησιμοποίησης Οι ξηρές μέθοδοι που δεν χρησιμοποιούν νερό κατά την επεξεργασία των αποβλήτων συνίστανται όταν είναι επιθυμητή η επαναχρησιμοποίηση των παραγόμενων προϊόντων (κόμποστ κ.λπ.). Στην περίπτωση των υπόλοιπων μεθόδων, εάν τα επεξεργασμένα λύματα πρόκειται να επαναχρησιμοποιηθούν για αρδευτικούς σκοπούς, θα πρέπει να περιέχουν τα κατάλληλα θρεπτικά συστατικά (άζωτο και φώσφορο), αλλά παράλληλα να είναι ασφαλή από υγιεινολογικής πλευράς για την αντίστοιχη χρήση. Η τεχνολογία δηλαδή που θα επιλεχθεί να εφαρμοστεί θα πρέπει να ικανοποιεί τις συγκεκριμένες απαιτήσεις. Αντίθετα, εάν τα επεξεργασμένα λύματα πρόκειται να απορριφθούν σε κάποιον υδάτινο αποδέκτη, η περιεκτικότητά τους σε θρεπτικά θα πρέπει να είναι χαμηλή για την αποφυγή τυχόν περιβαλλοντικών επιπτώσεων (Krekeler, 2008). Κλιματικές συνθήκες Η βιολογική δραστηριότητα των οργανισμών επηρεάζεται από τη θερμοκρασία και γενικότερα, το δυναμικό επεξεργασίας των λυμάτων αυξάνεται με την αύξηση της θερμοκρασίας. Όσο υψηλότερη είναι η θερμοκρασία, τόσο μεγαλύτερη είναι η απαίτηση των λυμάτων σε οξυγόνο, ενώ εάν παρατηρηθεί έλλειψη οξυγόνου, η επεξεργασία των αποβλήτων πραγματοποιείται αναερόβια. Στα θερμά κλίματα, οι αναερόβιες τεχνολογίες αποδεικνύονται ιδιαίτερα αποδοτικές (Krekeler, 2008). 26

43 Διαθεσιμότητα ενέργειας Η ενέργεια αποτελεί μια βασική παράμετρο επιλογής καθώς, όπως είναι αναμενόμενο, εάν δεν υπάρχει αξιόπιστη πηγή παροχής ηλεκτρικού ρεύματος, τα συστήματα που λειτουργούν μέσω ηλεκτρισμού είναι ακατάλληλα για εφαρμογή. Σε αυτή την περίπτωση θα πρέπει να εφαρμοστούν τεχνολογίες που δεν απαιτούν την κατανάλωση ενέργειας ή χρησιμοποιούν εναλλακτικές μορφές ενέργειας (π.χ. ανανεώσιμες πηγές) (Krekeler, 2008). Διακυμάνσεις της ποιότητας και ποσότητας των λυμάτων Η τεχνολογία που θα εφαρμοστεί θα πρέπει να μπορεί να υποστηρίζει τυχόν μεταβολές στην ποιότητα ή τον όγκο των αποβλήτων που εισέρχονται στο σύστημα. Η αραίωση των λυμάτων που πραγματοποιείται από εξωτερικές πηγές (όμβρια ύδατα κ.λπ.) μεταβάλλει όχι μόνο την ποιότητα αλλά και την ποσότητα των αποβλήτων, μειώνοντας την συνολική ικανότητα επεξεργασίας των εγκαταστάσεων επεξεργασίας. Ακόμη, μια ενδεχόμενη εισροή υδάτων στα ξηρά συστήματα επεξεργασίας μπορεί να προκαλέσει την αποτυχία ολόκληρης της διαδικασίας αποδόμησης των αποβλήτων. Εκτός από τον παράγοντα της αραίωσης, μεταβολή στην ποσότητα των λυμάτων μπορεί να προκληθεί και από τις διακυμάνσεις του πληθυσμού της εκάστοτε περιοχής, παράμετρος που θα πρέπει επίσης να λαμβάνεται υπ όψιν κατά την επιλογή της καταλληλότερης τεχνολογίας. 1.3 Επαναχρησιμοποίηση λυμάτων στη γεωργία Γενικά στοιχεία Τα λύματα αποτελούν μια σημαντική πηγή νερού και θρεπτικών γι αυτό και η επαναχρησιμοποίηση τους για την άρδευση των καλλιεργειών στον αγροτικό τομέα αποτελεί μια πρακτική που εφαρμόζεται εδώ και πολλές δεκαετίες. Η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων, ιδιαίτερα στην περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών, έχει πολλαπλά οφέλη για τους αγρότες καθώς αποτελεί μια έμμεση πηγή εισοδήματος. Παράλληλα, επειδή πολλές περιοχές αντιμετωπίζουν έντονα φαινόμενα έλλειψης νερού, ολοένα και περισσότεροι άνθρωποι χρησιμοποιούν παρόμοιες τακτικές για βιοποριστικούς λόγους. Δυστυχώς, ενώ σε ορισμένες χώρες εφαρμόζονται οι κατάλληλες πρακτικές επαναχρησιμοποίησης λυμάτων και οι κατευθυντήριες οδηγίες οι οποίες ακολουθούν τις εθνικές νομοθεσίες των χωρών και τα διεθνή πρότυπα ασφαλείας, σε πολλές περιπτώσεις άλλων χωρών, ιδιαίτερα του αναπτυσσόμενου κόσμου, η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων αποτελεί μια κοινή αλλά μη θεσμοθετημένη πρακτική. Η μη συμμόρφωση και εφαρμογή των σχετικών κατευθυντήριων γραμμών και προτύπων ασφαλείας μπορεί να συντελέσει στην εμφάνιση δυσμενών επιπτώσεων όχι μόνο στη δημόσια υγεία αλλά και στο περιβάλλον. 27

44 Από τεχνολογική σκοπιά, το ζήτημα της συλλογής και επεξεργασίας λυμάτων έχει λυθεί. Πολλές χώρες ωστόσο, δεν έχουν πρόσβαση στις σχετικές τεχνολογίες ή δεν έχουν το ανθρώπινο δυναμικό ή/και την οικονομική ευχέρεια να λειτουργήσουν τις απαραίτητες εγκαταστάσεις επεξεργασίας ώστε να επεξεργάζονται αποτελεσματικά τις εκροές πριν τη διάθεση ή την επαναχρησιμοποίησή τους. Επί του παρόντος, η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων αποτελεί μια αναγκαία πρακτική παγκοσμίως, παρά το γεγονός ότι ακόμη δεν έχει αντιμετωπιστεί ικανοποιητικά το σημαντικό ζήτημα της ασφάλειας. Για το λόγο αυτό, αφενός είναι πολύ σημαντικό να υιοθετηθούν εκ μέρους των κυβερνήσεων οι κατάλληλες πρακτικές που θα επιτρέψουν την βελτίωση των οφελών και την ελαχιστοποίηση των αρνητικών συνεπειών της επαναχρησιμοποίησης. Αφετέρου, θα πρέπει να γίνει κατανοητό ότι, όπου το νερό σπανίζει, η έλλειψη εφαρμογής των κανονισμών και των κατευθυντήριων γραμμών δεν θα αποτρέπει τη χρήση των λυμάτων, αλλά κυρίως θα οδηγεί στην εφαρμογή επισφαλών πρακτικών (Liebe & Ardakanian, 2013, Jimenez, 2006) Κινητήριες δυνάμεις επαναχρησιμοποίησης Η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στον αγροτικό τομέα αποτελεί μια πρακτική που βρίσκει ολοένα και μεγαλύτερη εφαρμογή τόσο στις αναπτυσσόμενες, όσο και στις ανεπτυγμένες χώρες. Οι κύριοι λόγοι που υποκινούν τη χρήση των λυμάτων στη γεωργία είναι η ταχεία αύξηση του πληθυσμού που συνοδεύεται από υψηλά ποσοστά αστικοποίησης (ιδιαίτερα στις πόλεις των αναπτυσσόμενων χωρών), τα αυξανόμενα φαινόμενα λειψυδρίας αλλά και η ζήτηση νερού στον αγροτικό τομέα για την εξασφάλιση της παραγωγής τροφίμων στις αστικές και περιαστικές περιοχές. Στις εύπορες κυρίως χώρες, η λειψυδρία αποτελεί την κινητήρια δύναμη της επαναχρησιμοποίησης, η οποία πραγματοποιείται με κύριο γνώμονα την προστασία του περιβάλλοντος και τη διασφάλιση της δημόσιας υγείας. Παραδείγματα τέτοιων χωρών αποτελούν το Ισραήλ, η Αυστραλία και η Αμερική, όπου μπορεί κανείς να συναντήσει εξεζητημένες τεχνολογίες επεξεργασίας υψηλής αποτελεσματικότητας σε ειδικά διαμορφωμένες εγκαταστάσεις ανάκτησης και επαναχρησιμοποίησης λυμάτων. Η αντιμετώπιση αυτή αποτελεί μια ακριβή λύση ωστόσο διασφαλίζει την μείωση των κινδύνων στο ελάχιστο. Αντίθετα, στις αναπτυσσόμενες χώρες η φτώχεια επηρεάζει σε σημαντικό βαθμό την έκταση της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων. Στις πυκνοκατοικημένες και ταχέως αναπτυσσόμενες περιοχές, ο όγκος των παραγόμενων λυμάτων αυξάνεται με εξίσου ταχείς ρυθμούς. Επειδή όμως οι συγκεκριμένες περιοχές αντιμετωπίζουν σοβαρούς περιορισμούς και αδυνατούν να ανταπεξέλθουν στις απαιτήσεις της έντονης αστικοποίησης, συχνά κρίνεται αδύνατη η εφαρμογή και λειτουργία των κατάλληλων συστημάτων διαχείρισης υγρών αποβλήτων για τη σωστή συλλογή, επεξεργασία και χρήση των λυμάτων. Η κατάσταση αυτή εντείνει τα φαινόμενα επαναχρησιμοποίησης ανεπεξέργαστων λυμάτων, που παρατηρούνται όχι μόνο στις φτωχές χώρες με το χαμηλότερο ΑΕΠ, αλλά και σε πολλές χώρες και πόλεις μέσου εισοδήματος. Όπως ειπώθηκε και 28

45 παραπάνω, τρεις λόγοι συντελούν στην επικράτηση των φαινομένων επαναχρησιμοποίησης λυμάτων (Liebe & Ardakanian, 2013): 1. Αύξηση του πληθυσμού και αστικοποίηση 2. Λειψυδρία 3. Ζήτηση νερού για την εξασφάλιση της παραγωγής τροφίμων στις αστικές και περιαστικές περιοχές Το φαινόμενο της αστικοποίησης έχει αναλυθεί εκτενώς στο Κεφάλαιο 1. Αναφορικά με την έλλειψη του νερού, είναι γεγονός πως εκατομμύρια άνθρωποι ανά τον κόσμο αντιμετωπίζουν σοβαρά προβλήματα πρόσβασης σε πηγές νερού, για λόγους που σε ορισμένες περιπτώσεις ξεπερνούν τη φυσική διαθεσιμότητα των πόρων νερού. Σε μερικές περιοχές το νερό είναι άφθονο, ωστόσο δεν είναι προσβάσιμο λόγω της έλλειψης των κατάλληλων υποδομών. Αντίθετα, σε άλλες περιοχές η ζήτηση του νερού υπερβαίνει την ικανότητα των φυσικών πόρων να διαθέσουν τις απαιτούμενες ποσότητες με αποτέλεσμα να μην υπάρχει εξασφαλισμένη πρόσβαση σε όλους. Το φαινόμενο της λειψυδρίας, όπως ορίζεται με βάση τη δυνατότητα πρόσβασης σε πηγές νερού, αποτελεί ένα κρίσιμο εμπόδιο του γεωργικού τομέα, σε πολλές περιοχές του κόσμου. Μάλιστα, υπολογίζεται ότι το ένα πέμπτο του παγκόσμιου πληθυσμού, δηλαδή πάνω από 1,2 δισεκατομμύρια ζουν σε περιοχές που χαρακτηρίζονται από φυσική λειψυδρία, όπου το νερό δεν επαρκεί για την ικανοποίηση των απαιτήσεων του καθενός. Αντίστοιχα, περίπου 1,6 δισεκατομμύρια άνθρωποι ζουν σε περιοχές όπου η πρόσβαση στο νερό είναι δύσκολη λόγω της έλλειψης οικονομικών πόρων ή ανθρώπινου δυναμικού. Στο Σχήμα 8 (Comprehensive Assessment of Water Management in Agriculture, 2007) παρουσιάζεται η κατάσταση του πλανήτη αναφορικά με τα φαινόμενα λειψυδρίας που οφείλονται σε οικονομικά ή φυσικά αίτια. Σχήμα 8: Περιοχές που χαρακτηρίζονται από φαινόμενα λειψυδρίας λόγω οικονομικών ή φυσικών αιτιών (Comprehensive Assessment of Water Management in Agriculture, 2007) 29

46 Αναφορικά με το Σχήμα 8: Περιορισμένη ή ανύπαρκτη λειψυδρία σημαίνει ότι υπάρχουν άφθονοι υδατικοί πόροι για χρήση, ενώ λιγότερο από 25% του νερού των ποταμιών χρησιμοποιείται για τις ανθρώπινες δραστηριότητες. Λειψυδρία λόγω φυσικών αιτιών σημαίνει ότι η κατάσταση των υδατικών πόρων πλησιάζει ή έχει υπερβεί τα όρια της βιώσιμης ανάπτυξης, ενώ περισσότερο από το 75% των ροών των ποταμιών αποσύρονται για γεωργικούς, βιομηχανικούς ή οικιακούς σκοπούς. Ο ορισμός αυτός (που συσχετίζει τη διαθεσιμότητα του νερού με τη ζήτηση) δεν υποδηλώνει απαραίτητα ότι όλες οι ξηρές περιοχές αντιμετωπίζουν και προβλήματα λειψυδρίας. Στις περιοχές που κοντεύουν να αντιμετωπίσουν φαινόμενα λειψυδρίας, περισσότερο από το 60% των ροών αποσύρονται για χρήση επομένως προβλέπεται ότι οι συγκεκριμένες περιοχές θα αντιμετωπίσουν φαινόμενα έλλειψης νερού λόγω φυσικών αιτιών σε σύντομο διάστημα. Λειψυδρία λόγω οικονομικών αιτιών παρατηρείται όταν υπάρχουν θεσμικοί ή οικονομικοί περιορισμοί ή ελλείψεις στο ανθρώπινο δυναμικό που εμποδίζουν την πρόσβαση στις πηγές νερού, ακόμη κι όταν αυτό είναι φυσικά διαθέσιμο και μπορεί να χρησιμοποιηθεί σε τοπικό επίπεδο για την κάλυψη των αναγκών της κοινότητας. Είναι εμφανές ότι το μεγαλύτερο ποσοστό της υποσαχάριας Αφρικής αντιμετωπίζει φαινόμενα λειψυδρίας λόγω οικονομικών αιτιών. Το ίδιο ισχύει και για ορισμένες χώρες της Νότιας Αμερικής και της Ασίας που αντιμετωπίζουν οικονομικές δυσκολίες. Βέβαια, ασχέτως εάν η λειψυδρία προέρχεται από φυσικά ή οικονομικά αίτια, ένα ευρύτερο σύνολο παραγόντων θα επηρεάζει πάντοτε τη διαθεσιμότητα και ζήτηση του νερού, μεταξύ των οποίων συμπεριλαμβάνονται οι δημογραφικές τάσεις, η αστικοποίηση και η εκτεταμένη μόλυνση του περιβάλλοντος. Ο αγροτικός τομέας ευθύνεται για το 70% της παγκόσμιας άντλησης νερού και για το 86% των παγκόσμιων αποθεμάτων γλυκού νερού, γεγονός που υποδεικνύει το μέγεθος των απαιτούμενων ποσοτήτων νερού για τις ανάλογες γεωργικές δραστηριότητες. Μια ακόμη πιο αντιπροσωπευτική ένδειξη της πολύτιμης αξίας του νερού είναι το γεγονός ότι η καθημερινή απαίτηση σε πόσιμο νερό ανά άτομο κυμαίνεται στα 2-4 λίτρα ωστόσο, απαιτούνται λίτρα νερού για να παραχθεί η απαιτούμενη ημερήσια ποσότητα τροφής ενός ατόμου (FAO, 2012). Οι ολοένα και αυξανόμενες ανάγκες της παραγωγής τροφίμων οδηγούν στην αύξηση της γεωργικής χρήσης του νερού, με αποτέλεσμα να εντείνονται ολοένα και περισσότερο τα φαινόμενα λειψυδρίας σε ορισμένες περιοχές. Ο ανταγωνισμός για το νερό είναι πιο είναι πιο εμφανής στα μεγάλα αστικά κέντρα και ιδιαίτερα στις ξηρές, ημι-άνυδρες και πυκνοκατοικημένες περιοχές. Μάλιστα, αναμένεται ότι ο ανταγωνισμός για τις λιγοστές προμήθειες γλυκού νερού μεταξύ των αστικών περιοχών και του γεωργικού τομέα θα αυξηθεί (Liebe & Ardakanian, 2013). 30

47 Σχήμα 9: Ποσοστό συνολικής άντλησης νερού για το τομέα της γεωργίας (FAO/AQUASTAT, 2015) Στο Σχήμα 9 παρουσιάζεται μια παγκόσμια εκτίμηση της άντλησης νερού για γεωργική χρήση ως ποσοστό της συνολικής άντλησης νερού για γεωργικές, δημοτικές και βιομηχανικές χρήσεις. Όπως είναι εμφανές, σε ορισμένες χώρες της Αφρικής και της Ασίας, η άντληση νερού για την άρδευση των καλλιεργειών ξεπερνά μέχρι και το 90% της συνολικής κατανάλωσης. Μελλοντικά, αναμένεται ότι η ραγδαία αύξηση του πληθυσμού και η αλλαγή των διατροφικών συνηθειών θα οδηγήσουν στην αύξηση της ζήτησης και κατανάλωσης τροφίμων στις περισσότερες χώρες του πλανήτη και ιδιαίτερα στις πόλεις των αναπτυσσόμενων χωρών, που θα γνωρίσουν και τα μεγαλύτερα ποσοστά αύξησης του πληθυσμού. Μάλιστα, μέχρι το 2050, λόγω της εκτιμώμενης αύξησης της παραγωγής σιτηρών κατά 1 δις τόνους και της παραγωγής κρέατος κατά 200 εκατομμύρια, που θα απαιτηθούν για την κάλυψη της αυξανόμενης ζήτησης τροφίμων, η παγκόσμια κατανάλωση νερού στο γεωργικό τομέα αναμένεται να αυξηθεί ακόμη περισσότερο, κατά 19% (WWAP, 2012). Υπό αυτές τις συνθήκες, στις περιοχές που αντιμετωπίζουν αυξανόμενα φαινόμενα έλλειψης γλυκού νερού με αποτέλεσμα οι διαθέσιμες ποσότητες νερού να παραμένουν ασταθείς, η επαναχρησιμοποίηση των ανεπεξέργαστων ή μερικώς επεξεργασμένων λυμάτων για την άρδευση των καλλιεργειών αποκτά ιδιαίτερη βαρύτητα και επηρεάζεται τόσο από την έλλειψη των αποθεμάτων νερού όσο και από την αξιοπιστία των υφιστάμενων υποδομών παροχής νερού (Liebe & Ardakanian, 2013, WHO, 2006). 31

48 1.3.3 Κατηγορίες και έκταση επαναχρησιμοποίησης λυμάτων Η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων μπορεί να πραγματοποιηθεί με διάφορους τρόπους, βάσει των οποίων ορίζονται οι ακόλουθες κατηγορίες (Liebe & Ardakanian, 2013): a. Η άμεση επαναχρησιμοποίηση των ανεπεξέργαστων λυμάτων, όπου η διάθεση των λυμάτων πραγματοποιείται απευθείας από το αποχετευτικό δίκτυο στο έδαφος που πρόκειται να χρησιμοποιηθεί για καλλιέργεια. b. Η άμεση επαναχρησιμοποίηση των επεξεργασμένων λυμάτων, όπου τα λύματα υφίστανται κάποιο είδος επεξεργασίας προτού χρησιμοποιηθούν για γεωργικούς σκοπούς ή για άλλους σκοπούς άρδευσης ή ανακύκλωσης. c. Η έμμεση επαναχρησιμοποίηση επεξεργασμένων ή ανεπεξέργαστων αστικών λυμάτων, βάσει της οποίας αποσύρονται για γεωργική χρήση ποσότητες νερού από υδάτινους αποδέκτες (ποτάμια) στους οποίους καταλήγουν τα επεξεργασμένα ή ανεπεξέργαστα λύματα μιας περιοχής. Συνήθως η έμμεση επαναχρησιμοποίηση λυμάτων πραγματοποιείται στις περιπτώσεις των περιοχών που δεν διαθέτουν ολοκληρωμένο αποχετευτικό δίκτυο και όλες οι ροές των παραγόμενων λυμάτων κατευθύνονται στα παρακείμενα ποτάμια. Μια διαφορετική κατηγοριοποίηση δόθηκε από τους Keraita et al. (2008) και σχετίζεται κυρίως με το θεσμικό πλαίσιο βάσει του οποίου λαμβάνει χώρα η επαναχρησιμοποίηση. Έτσι, διακρίνονται οι ακόλουθες κατηγορίες: d. Η προγραμματισμένη επαναχρησιμοποίηση, αφορά στις περιπτώσεις επαναχρησιμοποίησης που αποτελούν μέρος ενός ευρύτερου έργου ή σχεδίου, βάσει του οποίου τα λύματα επαναχρησιμοποιούνται υπό ελεγχόμενες συνθήκες -ιδίως υπό την τήρηση των προτύπων ποιότητας- με σκοπό την προστασία της δημόσιας υγείας, του περιβάλλοντος και της αγροτικής παραγωγής. e. Η μη προγραμματισμένη επαναχρησιμοποίηση, πραγματοποιείται όταν δεν ακολουθούνται οι απαιτούμενες διαδικασίες ελέγχου ή όταν δεν αξιολογείται εάν η ποιότητα των επεξεργασμένων λυμάτων πληροί ή όχι τα υφιστάμενα κριτήρια και πρότυπα ποιότητας (Keraita et al., 2008). Η μη προγραμματισμένη επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία είναι μια πολύ κοινή και διαδεδομένη πρακτική μέσα και γύρω από τα αστικά κέντρα του αναπτυσσόμενου κόσμου. Σε αυτή την περίπτωση, η άρδευση των καλλιεργειών πραγματοποιείται με ιδιαίτερα ρυπασμένο νερό αφού συνήθως χρησιμοποιούνται ανεπεξέργαστα, μερικώς επεξεργασμένα ή -πιο συχνά- αραιωμένα λύματα. Η μη προγραμματισμένη επαναχρησιμοποίηση λαμβάνει χώρα σε διάφορες περιοχές ανεξαρτήτου κλίματος και προβλέπεται ότι θα συνεχίσει να επεκτείνεται όσο οι επενδύσεις που πραγματοποιούνται στον τομέα 32

49 της διαχείρισης των λυμάτων δεν συμβαδίζουν με την ραγδαία αύξηση του πληθυσμού και την αστικοποίηση, γεγονός που μελλοντικά μπορεί να οδηγήσει σε ανεξέλεγκτη ρύπανση των υδάτινων πόρων. Αντίθετα, η προγραμματισμένη επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων είναι πιο συχνή στις ξηρότερες περιοχές όπου οι ροές των λυμάτων οδηγούνται -μετά από τουλάχιστον μερική επεξεργασίαγια την άρδευση των καλλιεργειών, ώστε να αντισταθμιστεί η έλλειψη νερού. Η πρακτική αυτή κερδίζει ολοένα και περισσότερο έδαφος δεδομένης της κατάστασης που επικρατεί σε πολλές περιοχές ως προς την έλλειψη νερού και τα φαινόμενα λειψυδρίας (Scott et al., 2010). Βάσει της υπάρχουσας βιβλιογραφίας, δεν υπάρχει ολοκληρωμένη παγκόσμια απογραφή της έκτασης και των χαρακτηριστικών της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων που πραγματοποιείται. Τα στοιχεία αυτά είναι δύσκολο να αποκτηθούν καθώς υπάρχει μια γενικότερη αντίληψη ότι τα αγροτικά προϊόντα που παράγονται μέσω της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων δεν είναι αποδεκτά από την κοινή γνώμη και οι αγρότες που εφαρμόζουν παρόμοιες τακτικές διστάζουν να αποκαλύψουν το πραγματικό μέγεθος της έκτασης επαναχρησιμοποίησης, λόγω της πιθανότητας απόρριψης των συγκεκριμένων προϊόντων τους (Jimenez, 2012). Εντούτοις, υπάρχουν αρκετές εκτιμήσεις που έχουν δημοσιοποιηθεί κατά καιρούς. Η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στον αγροτικό τομέα πραγματοποιείται κατά κύριο λόγο σε ανεπίσημη βάση αφού, τα περισσότερα περιστατικά επαναχρησιμοποίησης είναι μη προγραμματισμένα. Μάλιστα, εκτιμάται ότι η έκταση γης που καλλιεργείται με επαναχρησιμοποιημένα λύματα σε ανεπίσημη βάση έχει εξαπλασιαστεί μέσα σε 20 χρόνια (Jimenez et al., 2010), ενώ εκτιμάται επίσης ότι 6-8 φορές μεγαλύτερη έκταση γης αρδεύεται με μη επεξεργασμένα ή μερικώς επεξεργασμένα λύματα απ ότι με επεξεργασμένα (Jimenez & Asano, 2008). Βάσει μιας ακόμη εκτίμησης, το 7% της αρδευόμενης έκτασης γης για ένα σύνολο 50 χωρών, αρδεύεται με μη επεξεργασμένα ή μερικώς επεξεργασμένα λύματα (WHO, 2006). Αναφορικά με τις αναπτυσσόμενες χώρες, το 2008 πραγματοποιήθηκε μια έρευνα σε για την αποτύπωση του μεγέθους των εφαρμοζόμενων περιστατικών επαναχρησιμοποίησης και των παραγόντων που υποκινούν την εκτεταμένη εφαρμογή παρόμοιων πρακτικών στις πόλεις του αναπτυσσόμενου κόσμου. Οι 53 πόλεις που συμμετείχαν στην έρευνα επιλέχθηκαν έτσι ώστε να αντιπροσωπεύουν ένα ευρύ φάσμα συνθηκών (κλιματικών, κοινωνικών κ.λπ.) προκειμένου να γίνει μια αντιπροσωπευτικότερη αποτύπωση της επαναχρησιμοποίησης σε παγκόσμια βάση. Βάσει της έρευνας, οι 4 στις 5 πόλεις χρησιμοποιούν λύματα (ανεπεξέργαστα, μερικώς επεξεργασμένα ή επεξεργασμένα) για την άρδευση αστικών ή περιαστικών εκτάσεων, ακόμη και στην περίπτωση των πολύ μικρών πόλεων. Από τα διαθέσιμα δεδομένα, υπολογίστηκε ότι συνολικά στις 53 πόλεις αρδεύονται περίπου 0,4 εκατομμύρια εκτάρια γης με λύματα. Στο Σχήμα 10 εμφανίζονται οι πόλεις των αναπτυσσόμενων χωρών που συμμετείχαν στην 33

50 έρευνα και στο Σχήμα 11 παρουσιάζονται πληθυσμιακά δεδομένα και πληροφορίες αναφορικά με την έκταση έλλειψης νερού των συγκεκριμένων πόλεων. Σχήμα 10: Χωρική κατανομή των 53 πόλεων αναπτυσσόμενων χωρών που συμμετείχαν στην έρευνα των Raschid-Sally & Jayakody,

51 Σχήμα 11: Χαρακτηριστικά των 53 πόλεων αναπτυσσόμενων χωρών που συμμετείχαν στην έρευνα των Raschid-Sally & Jayakody, Συγκεντρώνοντας πληροφορίες και από άλλες πηγές, οι Raschid-Sally & Jayakody εκτίμησαν ότι ο συνολικός αριθμός των αγροτών που εφαρμόζουν πρακτικές επαναχρησιμοποίησης επεξεργασμένων και μερικώς επεξεργασμένων λυμάτων ανά τον κόσμο ανέρχεται στα 200 εκατομμύρια, ενώ συνολικά εκτιμάται ότι αρδεύονται περίπου 20 εκ. εκτάρια γης παγκοσμίως (Raschid-Sally & Jayakody, 2008). Τέλος, στο Σχήμα 12 παρουσιάζεται μια εκτίμηση της έκτασης επαναχρησιμοποίησης σε διάφορες χώρες που χρησιμοποιούν επεξεργασμένα ή ανεπεξέργαστα απόβλητα για την άρδευση των καλλιεργειών τους. Παρατηρούμε ότι η επαναχρησιμοποίηση με ανεπεξέργαστα λύματα είναι συχνότερη μεταξύ των αναπτυσσόμενων χωρών, σε αντίθεση με την περίπτωση της επαναχρησιμοποίησης με επεξεργασμένα λύματα, που περιλαμβάνει και πολλές από τις ανεπτυγμένες χώρες. 35

52 Σχήμα 12: Εκτίμηση έκτασης επαναχρησιμοποίησης με επεξεργασμένα και ανεπεξέργαστα λύματα σε αναπτυσσόμενες και ανεπτυγμένες χώρες (Scott et al., 2010) Κατευθυντήριες οδηγίες WHO Για τη διασφάλιση της δημόσιας υγείας και την προώθηση ορθολογικών πρακτικών επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στους τομείς της γεωργίας και της υδατοκαλλιέργειας, το 1973, ο Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας εξέδωσε σχετικές κατευθυντήριες οδηγίες υπό τον τίτλο «Επαναχρησιμοποίηση εκροών: Μέθοδοι επεξεργασίας λυμάτων και διασφάλιση της υγείας» (WHO, 1973). Έπειτα από την επισκόπηση επιδημιολογικών μελετών και άλλων σχετικών πληροφοριών, το 1989, οι οδηγίες αναβαθμίστηκαν σε «Κατευθυντήριες οδηγίες για την υγεία αναφορικά με την επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία και υδατοκαλλιέργεια» (WHO, 1989), όπου τα κριτήρια επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων θέτονται με βάση το είδος της αρδευόμενης καλλιέργειας. Πιο συγκεκριμένα, στην περίπτωση της περιορισμένης άρδευσης (δηλαδή για την άρδευση όλων των καλλιεργειών, εκτός από τις σαλάτες και τα λαχανικά που τρώγονται ωμά) τίθενται μόνο μικροβιολογικά κριτήρια για τους εντερικούς νηματώδεις οργανισμούς (<1 εντερικό νηματοειδές αυγό ανά λίτρο), ενώ για 36

53 την απεριόριστη άρδευση (δηλαδή για την άρδευση όλων των καλλιεργειών και για το πότισμα γηπέδων, πάρκων κ.λπ.) ισχύουν τα ίδια κριτήρια για τους εντερικούς νηματώδεις οργανισμούς (<1 εντερικό νηματοειδές αυγό ανά λίτρο) και προστίθενται κριτήρια για τα κολοβακτηρίδια περιττωματικής προέλευσης (<1000 FC ανά 100 ml). Επίσης, στην περιορισμένη άρδευση συνιστάται η εφαρμογή μερικής επεξεργασίας που μπορεί είναι είτε κάποιο είδος πρωτοβάθμιας επεξεργασίας, είτε επεξεργασία μέσω τεχνητών λιμνών με χρόνο παραμονής 8 10 μέρες. Παράλληλα, συνιστάται η επιλογή κατάλληλης μεθόδου άρδευσης ώστε να αποφεύγεται η επαφή των καρπών με τους παθογόνους μικροοργανισμούς και η αποφυγή της συλλογής καρπών από το έδαφος. Αντίστοιχα, στην απεριόριστη άρδευση συνιστάται να εφαρμόζονται λίμνες οξείδωσης που επιτυγχάνουν την απαιτούμενη μικροβιολογική ποιότητα (<1000 FC ανά 100 ml) ή άλλη ισοδύναμη επεξεργασία. Οι οδηγίες υιοθετήθηκαν από αρκετές ανεπτυγμένες και αναπτυσσόμενες χώρες συντελώντας στην ενίσχυση των πρακτικών επαναχρησιμοποίησης στο γεωργικό τομέα. Ωστόσο, τα όρια αυτά προκάλεσαν αρκετές αντιδράσεις καθώς υποστηρίχθηκε ότι δεν στηρίζονταν σε αυστηρά επιδημιολογική βάση, ενώ το όριο των 1000 FC ανά 100 ml θεωρήθηκε από μερικούς αρκετά χαλαρό, ειδικότερα σε σύγκριση με το αντίστοιχο πρότυπο της Καλιφόρνιας των 2,2 FC ανά 100 ml (Mara, 2008a). Το 2006, ο Παγκόσμιος Οργανισμός Υγείας εξέδωσε την τρίτη αναβαθμισμένη έκδοση κατευθυντήριων οδηγιών που συμπεριλαμβάνει τα τελευταία επιστημονικά δεδομένα αναφορικά με τα παθογόνα, τις χημικές ουσίες και άλλους παράγοντες όπως είναι οι πληθυσμιακές αλλαγές, οι νέες μέθοδοι αξιολόγησης κινδύνου, οι αλλαγές στο τομέα της υγιεινής και τα κοινωνικά ζητήματα. Η τελευταία αυτή έκδοση των οδηγιών περιλαμβάνει τέσσερις τόμους, ο δεύτερος εκ των οποίων αφορά αποκλειστικά στην επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία (WHO, 2006). Αντικείμενο του συγκεκριμένου τόμου αποτελεί η διασφάλιση της μέγιστης δυνατής ασφάλειας στο τομέα της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων στη γεωργία, προκειμένου να γίνει πλήρης εκμετάλλευση των οφελών που αποκομίζονται από τις πρακτικές της επαναχρησιμοποίησης, ιδιαίτερα για τις κοινότητες που εξαρτώνται βιοποριστικά από τις συγκεκριμένες δραστηριότητες. Οι δυσμενείς επιπτώσεις της επαναχρησιμοποίησης στην υγεία πρέπει να σταθμίζονται έναντι των οφελών που προκύπτουν από τις πρακτικές αυτές στην δημόσια υγεία και στο περιβάλλον. Στις περιπτώσεις όπου η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων συμβάλλει σημαντικά στην ενίσχυση της επισιτιστικής ασφάλειας, θα πρέπει να εντοπίζονται όλες οι πιθανές απειλές που σχετίζονται με τη χρήση των λυμάτων, να προσδιορίζονται οι ακριβείς κίνδυνοι που προτρέχουν οι ευπαθείς ομάδες και να σχεδιάζονται μέτρα που στοχεύουν στην ελάττωση των συγκεκριμένων κινδύνων. Οι κατευθυντήριες οδηγίες βασίζονται στην ανάπτυξη και εφαρμογή στόχων που έχουν ως επίκεντρο τη δημόσια υγεία. Οι στόχοι αυτοί επιδιώκουν την επίτευξη ενός αποδεκτού επιπέδου προστασίας της δημόσιας υγείας ενός 37

54 εκτιθέμενου πληθυσμού, το οποίο θέτει ως κριτήριο ότι καμία ασθένεια που οφείλεται στην άρδευση των καλλιεργειών με λύματα (είτε μέσω των εργαζομένων του τομέα, είτε μέσω των καταναλωτών των παραγόμενων προϊόντων) δεν θα πρέπει να προκαλεί «απώλεια» μεγαλύτερη από 10-6 DALYs (Disability - Adjusted Life Years) ανά άτομο το χρόνο. Το «DALY» αποτελεί μέτρο της δημόσιας υγείας ενός πληθυσμού και εκφράζεται ως επιβάρυνση της υγείας λόγω συγκεκριμένων ασθενειών ή παραγόντων κινδύνου. Πιο συγκεκριμένα, μετράει το χρόνο που χάνεται λόγω θανάτου ή αναπηρίας από κάποια ασθένεια, σε σύγκριση με τα χρόνια ζωής που αναλογούν απουσία της συγκεκριμένης ασθένειας (Mara, 2008b). Η παράμετρος αυτή αποτελεί ένα σημαντικό εργαλείο για την αξιολόγηση των επιπτώσεων των πρακτικών επαναχρησιμοποίησης στην υγεία καθώς, λαμβάνει υπ όψιν όχι μόνο τις άμεσες αλλά και τις έμμεσες και χρόνιες επιπτώσεις στην υγεία, συμπεριλαμβανομένης της νοσηρότητας και της θνησιμότητας (Bartram et al., 2001). Το αποδεκτό επίπεδο δημόσιας υγείας του πληθυσμού μπορεί να επιτευχθεί μέσω ενός συνδυασμού διαχειριστικών προσεγγίσεων (π.χ. περιορισμοί ως προς την κατανάλωση των παραγόμενων προϊόντων, εφαρμογή διαφορετικών τεχνικών επαναχρησιμοποίησης, έλεγχος της ανθρώπινης έκθεσης κ.λπ.) και στόχων ποιότητας του νερού που προτείνονται στα πλαίσια των νέων κατευθυντήριων οδηγιών. Το όριο των 10-6 DALY ανά άτομο το χρόνο, στην περίπτωση που γίνεται χρήση επεξεργασμένων λυμάτων για την άρδευση των καλλιεργειών, μπορεί να επιτευχθεί μέσα από το συνδυασμό μέτρων προστασίας της υγείας που έχουν σαν αποτέλεσμα μια συνολική μείωση των παθογόνων κατά 6-7 λογαριθμικές μονάδες. Τα μέτρα αυτά σχετίζονται με (WHO, 2006): Την εφαρμογή των σχημάτων περιορισμένης και απεριόριστης άρδευσης Την εφαρμογή διαφορετικών τεχνικών επαναχρησιμοποίησης Την προετοιμασία των προϊόντων πριν την κατανάλωσή τους (πλύσιμο, απολύμανση, μαγείρεμα κ.λπ.) Τον έλεγχο της ανθρώπινης έκθεσης Την επεξεργασία των λυμάτων Αναφορικά με το ζήτημα της επεξεργασίας λυμάτων, στον Πίνακα 5 της παρούσας εργασίας αναγράφονται οι μειώσεις παθογόνων που επιτυγχάνονται μέσω των διαφορετικών διεργασιών επεξεργασίας. Οι συμβουλές ορθών πρακτικών και οι προδιαγραφές ποιότητας υδάτων που αναφέρονται στις κατευθυντήριες οδηγίες, δεν αποτελούν υποχρεωτικά όρια που πρέπει να τηρούνται ασχέτως των ιδιαίτερων συνθηκών που επικρατούν σε κάθε περιοχή. Κάθε περιοχή, προκειμένου να ορίσει τα δικά της υποχρεωτικά όρια, θα πρέπει να προσαρμόζει τις οδηγίες βάσει των εκάστοτε περιβαλλοντικών, 38

55 κοινωνικών, οικονομικών και πολιτιστικών χαρακτηριστικών που τη διέπουν. Η προσέγγιση που ακολουθείται στην τελευταία έκδοση των κατευθυντήριων οδηγιών του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας υποστηρίζει τη θέσπιση εθνικών προτύπων και κανονισμών που μπορούν άμεσα να εφαρμοστούν, πρωτίστως για τη διασφάλιση της δημόσιας υγείας. Σε πολλές περιπτώσεις μπορεί να μην είναι εφικτή η πλήρης εφαρμογή των οδηγιών μονομιάς. Για το λόγο αυτό, οι οδηγίες ορίζουν τιμές στους στόχους που θέτουν έτσι ώστε να επιτρέπουν τη σταδιακή εφαρμογή και επίτευξή τους με την πάροδο του χρόνου με μεθοδευμένο τρόπο, με βάση πάντοτε τις τρέχουσες συνθήκες και τους υπάρχοντες διαθέσιμους πόρους κάθε χώρας ή περιοχής. Φυσικά, προτεραιότητα θα πρέπει να δίνεται στα ζητήματα που ενέχουν τους μεγαλύτερους κινδύνους για την υγεία, τα οποία θα πρέπει να αντιμετωπίζονται πρώτα Επιπτώσεις στην υγεία Οι επιπτώσεις στην υγεία λόγω της άρδευσης των καλλιεργειών με λύματα μπορεί να είναι θετικές αλλά και αρνητικές. Οι θετικές επιπτώσεις της επαναχρησιμοποίησης δεν έχουν μελετηθεί σε εκτενή βάση αλλά σχετίζονται κυρίως με την ενίσχυση της παραγωγής τροφίμων στις φτωχές περιοχές αφού, λόγω της ύπαρξης των λυμάτων είναι δυνατή (και συχνά αποτελεί την μόνη επιλογή) η καλλιέργεια των τροφίμων και η ενίσχυση των εισοδημάτων (Jiménez, 2006). Οι αγρότες που εφαρμόζουν τις πρακτικές επαναχρησιμοποίησης επωφελούνται εν μέρει από την ύπαρξη των λυμάτων αλλά παράλληλα βρίσκονται σε κίνδυνο να υποστούν τις αρνητικές συνέπειες της εφαρμογής παρόμοιων πρακτικών, ιδιαίτερα στις περιπτώσεις που γίνεται χρήση ανεπεξέργαστων λυμάτων. Οι κίνδυνοι για την υγεία από την επαναχρησιμοποίηση λυμάτων μπορούν να εκδηλωθούν άμεσα είτε μέσω της εμφάνισης ασθενειών που μεταδίδονται μέσω των τροφίμων, του νερού και άλλων φορέων, είτε μέσω λιγότερο ορατών αλλά επίμονων ασθενειών (π.χ. εντερικές λοιμώξεις από έλμινθες ή διαρροϊκές ασθένειες), είτε μέσω μη μεταδοτικών ασθενειών λόγω της έκθεσης σε βαρέα μέταλλα (κυρίως λόγω της βιομηχανικής δραστηριότητας) ή σε άλλους χημικούς παράγοντες που περιέχονται σε πολλά προϊόντα και καταλήγουν στα λύματα μετά τη χρήση τους (Liebe & Ardakanian, 2013). Στον Πίνακα 3 αναγράφονται οι κίνδυνοι που σχετίζονται με την επαναχρησιμοποίηση λυμάτων και μπορούν να αποτελέσουν απειλή για την ανθρώπινη υγεία. Πίνακας 3: Παθογόνα και χημικές ουσίες που συσχετίζονται με την επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία (WHO, 2006) Κίνδυνος Οδός έκθεσης Επικινδυνότητα Βακτήρια E.coli, Vibrio cholerae, Salmonella spp., Shigella spp. Έλμινθες - Μεταφορά μέσω του εδάφους: Επαφή Κατανάλωση Επαφή Κατανάλωση Χαμηλή Υψηλή Χαμηλή Υψηλή 39

56 Ascaris, hookworms, Taenia spp. Κίνδυνος Οδός έκθεσης Επικινδυνότητα - Σχιστόσωμα: Trematode bloodflukes Πρωτόζωα Giardia intestinalis, Cryptosporidium spp. Ιοί Hepatitis A virus, Hepatitis E virus, Adenovirus, Rotavirus, Norovirus Επαφή Επαφή Κατανάλωση Επαφή Κατανάλωση Μηδενική Υψηλή Χαμηλή Μέτρια Χαμηλή Υψηλή Ερεθιστικές ουσίες Επαφή Μέτρια Υψηλή Παθογόνα που μεταφέρονται μέσω φορέων Plasmodium spp., Dengue virus, Wuchereria bancrofti, Japanese encephalitis virus Χημικές ουσίες Βαρέα μέταλλα: As, Ca, P, Me Επαφή με το φορέα Κατανάλωση Μηδενική Μέτρια Χαμηλή Αλογονομένοι υδρογονάνθρακες: Dioxins, Furans, PCBs Φυτοφάρμακα: Aldrin, DDT Κατανάλωση Επαφή Κατανάλωση Χαμηλή Χαμηλή Αναφορικά με τα παθογόνα, που αποτελούν και την μεγαλύτερη κατηγορία επιβλαβών για την υγεία παραγόντων, οι κύριες οδοί μετάδοσης ή έκθεσης λόγω της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων στη γεωργία είναι (WHO, 2006): Η ανθρώπινη επαφή με τα λύματα (ή τις μολυσμένες καλλιέργειες) πριν, κατά τη διάρκεια ή μετά την άρδευση (αφορά κυρίως τους αγρότες και τις οικογένειες τους, τους πωλητές και τις τοπικές κοινότητες) Εισπνοή σταγονιδίων λυμάτων (εργάτες, τοπικές κοινότητες) Κατανάλωση μολυσμένων προϊόντων που έχουν παραχθεί μέσω της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων Κατανάλωση μολυσμένου νερού που προορίζεται για πόση, ως αποτέλεσμα των πρακτικών επαναχρησιμοποίησης λυμάτων (π.χ. μόλυνση του υδροφόρου ορίζοντα και των επιφανειακών υδάτων με χημικές ουσίες ή παθογόνα) Μετάδοση ασθενειών μέσω φορέων, ως αποτέλεσμα της ανάπτυξης και διαχείρισης των σχημάτων άρδευσης με λύματα και των τεχνητών λιμνών 40

57 Επειδή η καταμέτρηση των παθογόνων στα ανεπεξέργαστα και επεξεργασμένα λύματα συνήθως δεν πραγματοποιείται σε τακτική βάση, η απόδοση των διεργασιών επεξεργασίας που εξασφαλίζουν «απώλεια» μικρότερη από 10-6 DALYs ανά άτομο το χρόνο, δεν μπορεί να προσδιοριστεί βάσει των αποδόσεων απομάκρυνσης παθογόνων της εκάστοτε εγκατάστασης επεξεργασίας λυμάτων. Γι αυτό το λόγο, η παρακολούθηση της εγκατάστασης επεξεργασίας για την εκτίμηση των μικροβιολογικών χαρακτηριστικών της εκροής της, πραγματοποιείται προσδιορίζοντας τον αριθμό ενός παθογόνου βακτηρίου που χρησιμοποιείται ως δείκτης (π.χ. E. coli) (WHO, 2006). Σε ευρύτερη βάση, η αξιολόγηση των κινδύνων υγείας από τη χρήση των λυμάτων στη γεωργία γίνεται μέσω (α) των επιδημιολογικών μελετών και (β) της ποσοτικής ανάλυσης κινδύνου ή αλλιώς ανάλυση QMRA (Quantitative Microbial Risk Assessment). Οι επιδημιολογικές μελέτες στοχεύουν στον προσδιορισμό των διαφορών μεταξύ των περιστατικών μολύνσεων ή των εκδηλώσεων ασθενειών λόγω της έκθεσης ενός πληθυσμού σε παθογόνους παράγοντες, σε σύγκριση με μια ομάδα αναφοράς. Τα σημαντικότερα μειονεκτήματα των επιδημιολογικών μελετών είναι η απαίτηση για μεγάλα δείγματα πληθυσμού προκειμένου να είναι αξιόπιστα τα αποτελέσματα, η μικρή ευαισθησία και το σχετικά υψηλό κόστος τους. Η μεθοδολογία ποσοτικής ανάλυσης κινδύνου εκτιμά τον κίνδυνο μόλυνσης μιας εκτιθέμενης ομάδας πληθυσμού ή ακόμα και τον κίνδυνο εμφάνισης της νόσου στην εκτιθέμενη ομάδα γνωρίζοντας (ή κάνοντας τις σχετικές παραδοχές) το πιθανό ποσοστό των μολυσμένων ατόμων που αναπτύσσουν την νόσο. Η ανάλυση αυτή επιτρέπει την εκτίμηση χαμηλών επιπέδων μολύνσεων και δεν απαιτεί υψηλό κόστος για τη διεξαγωγή της, ενώ τα κύρια μειονεκτήματα της σχετίζονται κυρίως με τη δυσκολία εκτίμησης του εκτιθέμενου πληθυσμού και της μοντελοποίησή της (Παρανυχιανάκης κ.ά., 2009, WHO, 2006). Οι αρνητικές επιπτώσεις της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στη γεωργία επηρεάζει τρεις ομάδες πληθυσμού: τους καταναλωτές των παραγόμενων προϊόντων, τους εργάτες του γεωργικού τομέα και τις οικογένειές τους καθώς και τους οικισμούς που βρίσκονται κοντά στο χώρο που εφαρμόζεται η επαναχρησιμοποίηση. Οι μεγαλύτεροι κίνδυνοι υγείας αφορούν τις καλλιέργειες που αναπτύσσονται σε κοντινή απόσταση από το έδαφος, από τις οποίες παράγονται προϊόντα που καταναλώνονται ωμά. Οι εντερικοί σκώληκες (έλμινθες) αποτελούν την συνηθέστερη αιτία μόλυνσης στην περίπτωση των λυμάτων που δεν έχουν υποστεί την απαιτούμενη επεξεργασία πριν την επαναχρησιμοποίηση, λόγω του μεγάλου χρόνου επιβίωσης των αυγών τους, τα οποία μπορεί να επιβιώσουν μέχρι και μερικά χρόνια όταν βρίσκονται σε νερό ή χώμα. Οι ιοί, τα βακτήρια και τα πρωτόζωα που έχουν μελετηθεί έχουν μικρότερο χρόνο ζωής στο νερό, συνήθως από περίπου 10 μέχρι 70 μέρες. Οι παράγοντες που επηρεάζουν την επιβίωση των παθογόνων οργανισμών στο περιβάλλον περιλαμβάνουν την υγρασία, τη θερμοκρασία, τα συστατικά του εδάφους, το επίπεδο του ph, το είδος του φυλλώματος και του φυτού 41

58 που καλλιεργείται, τα επίπεδα υπεριώδους ακτινοβολίας καθώς και ο ανταγωνισμός με τα αυτόχθονα είδη χλωρίδας και πανίδας (Liebe & Ardakanian, 2013). Οι χημικές ουσίες που συχνά συναντώνται στα λύματα, είναι αποτέλεσμα κυρίως των βιομηχανικών και οικιακών δραστηριοτήτων, μέσω των οποίων μεγάλο μέρος των χημικών καταλήγει στα αποχετευτικά δίκτυα και τις εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων. Οι κίνδυνοι που σχετίζονται με τη χρήση των χημικών ουσιών πρέπει να λαμβάνουν τη δέουσα προσοχή, ιδιαίτερα στις αναπτυσσόμενες χώρες στις οποίες συχνά τα υγρά απόβλητα των βιομηχανιών αναμειγνύονται με τα αστικά απόβλητα. Οι άμεσες επιδράσεις των χημικών ουσιών στην υγεία μέσω της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων στη γεωργία δεν έχουν εξακριβωθεί πλήρως, ενδεχομένως λόγω της πολύπλοκης φύσης των τοξικών τους παραγόντων. Οι συγκεντρώσεις των περισσότερων ουσιών στα λύματα ή στα προϊόντα που έχουν παραχθεί μέσω της επαναχρησιμοποίησης δεν φτάνουν σχεδόν ποτέ σε όριο ικανό να προκαλέσει άμεση επίδραση στην υγεία, ενώ οι περιπτώσεις σοβαρών επιπτώσεων που καταγράφονται ανά καιρούς, αφορούν κυρίως περιστατικά όπου γίνεται χρήση νερού που έχει επιμολυνθεί σε έντονο βαθμό από βιομηχανικά κατάλοιπα. Γενικά, οι χρόνιες επιπτώσεις στην υγεία (π.χ. καρκίνος) που σχετίζονται με την έκθεση στους χημικούς παράγοντες των λυμάτων συνήθως παρουσιάζονται έπειτα από πολλά χρόνια έκθεσης και μπορεί επίσης να οφείλονται σε άλλους παράγοντες που δεν συνδέονται με τη γεωργική χρήση των λυμάτων. Οι αδόκιμες πρακτικές άρδευσης με ανεπεξέργαστα ή μερικώς επεξεργασμένα λύματα επηρεάζουν την ποιότητα και ασφάλεια των υπόγειων υδάτων όταν ο υδροφόρος ορίζοντας βρίσκεται χαμηλά, όπως επίσης και την ποιότητα των επιφανειακών υδάτων που χρησιμοποιούνται για την παροχή πόσιμου νερού. Τα φαινόμενα αυτά έχουν ως αποτέλεσμα την εμφάνιση έμμεσων επιπτώσεων της επαναχρησιμοποίησης στην υγεία. Οι υψηλές συγκεντρώσεις νιτρικών στο πόσιμο νερό σχετίζονται με την εμφάνιση της μεθαιµογλοβιναιµίας (σύνδροµο κυάνωσης των βρεφών). Ακόμη, οι υπερβολικές συγκεντρώσεις θρεπτικών συστατικών στα λύματα, κυρίως όσον αφορά το άζωτο και το φώσφορο, μολύνουν τα επιφανειακά ύδατα και προκαλούν το φαινόμενο του ευτροφισμού. Επακόλουθα, ο ευτροφισμός των υδάτων ενδέχεται να δημιουργήσει τις κατάλληλες περιβαλλοντικές συνθήκες που ευνοούν την ανάπτυξη κυανοβακτηρίων και αλγών τα οποία παράγουν τοξίνες ικανές να προκαλέσουν κρούσματα γαστρεντερίτιδας, ηπατικές βλάβες, δυσλειτουργία του νευρικού συστήματος και ερεθισμό του δέρματος. Προβλήματα υγείας που σχετίζονται με τις κυανοτοξίνες έχουν αναφερθεί σε πολλές χώρες, μεταξύ άλλων, την Αυστραλία, τη Βραζιλία, τον Καναδά, την Κίνα, το Ηνωμένο Βασίλειο και την Αμερική (WHO, 2006). 42

59 1.3.6 Επιπτώσεις στο περιβάλλον Η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στη γεωργία μπορεί να προκαλέσει θετικές και αρνητικές επιπτώσεις στο περιβάλλον. Η σωστή διαχείριση των λυμάτων στο τομέα της γεωργίας βοηθά στην ανακύκλωση των θρεπτικών και του νερού μειώνοντας την εξάρτηση των αγροτών σε φυτοφάρμακα, γεγονός που επιφέρει ορισμένες θετικές επιπτώσεις (π.χ. λιγότερη ενέργεια απαιτείται για την παραγωγή φυτοφαρμάκων, λιγότερες ποσότητες φωσφορικών αλάτων εξορύσσονται κ.λπ.). Όταν δεν παρέχονται οι κατάλληλες υπηρεσίες διαχείρισης των λυμάτων, η επαναχρησιμοποίησή τους στη γεωργία αποτελεί πρακτικά μια φθηνή μέθοδο επεξεργασίας που εκμεταλλεύεται την ικανότητα του εδάφους να απομακρύνει με φυσικό τρόπο τους ρυπαντές των λυμάτων. Κατ αυτό τον τρόπο, η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων αποτρέπει την εμφάνιση δυσμενών περιβαλλοντικών επιπτώσεων και επιπτώσεων υγείας που θα προκαλούνταν εάν τα λύματα κατέληγαν απευθείας στους επιφανειακούς υδάτινους αποδέκτες. Βέβαια, η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων θέτει περιβαλλοντικούς κινδύνους που συνεπάγονται δυσμενείς επιπτώσεις, των οποίων η έκταση και σοβαρότητα διαφέρουν ανάλογα με την κάθε περίπτωση και τον εκάστοτε τρόπο χρήσης των λυμάτων. Η ποιότητα των λυμάτων καθορίζει εν μέρει τις περιβαλλοντικές επιπτώσεις που προκαλούνται λόγω της επαναχρησιμοποίησή τους. Στις ξηρές και ημι-ξηρές περιοχές, οι χημικές συγκεντρώσεις των συστατικών των λυμάτων είναι γενικά υψηλότερες από τις υπόλοιπες περιοχές αφενός γιατί χρησιμοποιούνται λιγότερες ποσότητες νερού κατά την παραγωγή των λυμάτων και αφετέρου λόγω των υψηλών ρυθμών εξάτμισης που παρατηρούνται κατά τη συλλογή και επεξεργασία των λυμάτων, που μειώνουν τις περιεχόμενες ποσότητες νερού τους. Τα συστατικά των λυμάτων που μπορεί να επηρεάσουν την ποιότητα του περιβάλλοντος είναι το άζωτο, ο φώσφορος, το κάλιο, η οργανική ύλη, το βόριο, τα βαρέα μέταλλα, οι τοξικές οργανικές ενώσεις, τα αιωρούμενα στερεά καθώς και οι παράμετροι της αγωγιμότητας, της αλατότητας και του ph των λυμάτων. Στον Πίνακα 4 αναγράφονται οι επιπτώσεις της επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στο έδαφος, στις καλλιέργειες και στα ζώα για ορισμένα από τα συστατικά τους (WHO, 2006). 43

60 Πίνακας 4: Επιπτώσεις επαναχρησιμοποίησης λυμάτων στο έδαφος, στις καλλιέργειες και στα ζώα, ανά συστατικό εδάφους Συστατικό Άζωτο Φώσφορος Οργανική ύλη Προέλευση & συγκέντρωση συστατικού Αστικά λύματα συγκέντρωσης mg TN/L Υγρά απόβλητα συγκέντρωσης >30 mg TN/L Αστικά λύματα συγκέντρωσης 6-20 mg/l Αστικά λύματα συγκέντρωσης >20 mg/l Αστικά λύματα συγκέντρωσης mg BOD/L Έδαφος Καλλιέργειες Ζώα Δεν παρατηρούνται προβλήματα όξυνσης από τη χρήση των συνθετικών φυτοφαρμάκων Δεν έχουν αναφερθεί επιπτώσεις Δεν έχουν αναφερθεί επιπτώσεις Δεν έχουν αναφερθεί επιπτώσεις Βελτίωση μικροβιακής δραστηριότητας και γονιμότητας εδάφους Η κολλοειδής και η αιωρούμενη οργανική ύλη αυξάνουν τα επίπεδα υγρασίας και θρεπτικών συστατικών Μείωση της αλατότητας Αύξηση της παραγωγικότητας σε ποιότητα και ποσότητα Ανάλογα με τα συστατικά του εδάφους και το τύπο των καλλιεργειών, μπορεί να εμφανιστούν προβλήματα για συγκεντρώσεις >30 mg NO3-N/L Αύξηση της χυμώδους σύστασης των καλλιεργειών σε επίπεδο πάνω από το επιθυμητό, με αποτέλεσμα την κλίση των σιτηρών προς την γη και την μείωση της περιεκτικότητας ζάχαρης στα τεύτλα και τα ζαχαροκάλαμα Ενίσχυση της βλαστικής ανάπτυξης σε μεγαλύτερο βαθμό από την ανάπτυξη των φρούτων. Καθυστέρηση της ωρίμανσης των φρούτων Αύξηση της παραγωγικότητας Μείωση της διαθεσιμότητας του χαλκού, του σιδήρου και του ψευδαργύρου στα αλκαλικά εδάφη Αύξηση της παραγωγικότητας Δεν έχουν αναφερθεί επιπτώσεις Το χορτάρι, αποτελώντας την μοναδική τροφή των βοοειδών, μπορεί να προκαλέσει τετανία της χλόης, ασθένεια που οφείλεται στην έλλειψη ισορροπίας μεταξύ των συγκεντρώσεων αζώτου, καλίου και μαγνησίου στους βοσκότοπους Δεν έχουν παρατηρηθεί προβλήματα 44

61 Συστατικό Αιωρούμενα στερεά Προέλευση & συγκέντρωση συστατικού Υγρά απόβλητα με συγκέντρωση μεγαλύτερη από τη φυσιολογική (*) Αστικά λύματα συγκέντρωσης mg/l Έδαφος Καλλιέργειες Ζώα Συγκράτηση και δέσμευση των βαρέων μετάλλων Ανάλογα με τη σύνθεση της οργανικής ύλης και τα χαρακτηριστικά του εδάφους ενδέχεται να απελευθερωθούν άλατα, άζωτο και μέταλλα Η συνεχιζόμενη άρδευση σε συνδυασμό με την υψηλή συγκέντρωση οργανικού φορτίου φράσσει τους πόρους του εδάφους και ευνοεί την ανάπτυξη αναερόβιων συνθηκών Οι αναερόβιες συνθήκες που δημιουργούνται μπορεί να προκαλέσουν σημαντικές απώλειες αζώτου μέσω της απονιτροποίησης Φράξιμο των πόρων, ανάλογα με τη συγκέντρωση και τη σύνθεση των στερεών καθώς και το πορώδες του εδάφους. 100 mg/l ανόργανων στερεών μπορούν να δημιουργήσουν προβλήματα στο έδαφος Εάν οι πόροι του εδάφους φράξουν, ο ρυθμός διήθησης των λυμάτων θα ελαττωθεί, μαζί με την αποτελεσματικότητα της άρδευσης (*) Συγκέντρωση αστικών λυμάτων βάσει των Metcalf & Eddy (2003) 45

62 Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 4, οι επιπτώσεις της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων στη γεωργία μπορούν να επηρεάσουν την ποιότητα του εδάφους, των καλλιεργειών και την ασφάλεια των ζώων που εκτρέφονται μέσω των αρδευόμενων καλλιεργειών. Επιπροσθέτως, η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων επιδρά εμμέσως στην ποιότητα των υπόγειων και επιφανειακών υδάτων. Οι επιπτώσεις στην ποιότητα των υπόγειων υδάτων εξαρτώνται από πολλούς παράγοντες, όπως είναι ο ρυθμός άρδευσης, η ποιότητα του αρδευόμενου νερού, ο βαθμός επεξεργασίας που παρέχεται από το έδαφος, η ευπάθεια του υδροφορέα, ο τρόπος επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων, ο ρυθμός του τεχνητού εμπλουτισμού των υδάτων σε σύγκριση με το φυσικό εμπλουτισμό, η αρχική ποιότητα των υπόγειων υδάτων, το χρονικό διάστημα άρδευσης και το είδος των αρδευόμενων καλλιεργειών (Foster et al., 2004). Οι κύριες επιπτώσεις στην ποιότητα των υπόγειων υδροφορέων σχετίζονται κυρίως με τις υψηλές συγκεντρώσεις νιτρικών που παρατηρούνται κάτω από την επιφάνεια των αρδευόμενων καλλιεργειών και τα υψηλά επίπεδα αλατότητας των υδάτων. Αντίστοιχα, η ποιότητα των επιφανειακών υδάτων επηρεάζεται από τις πρακτικές επαναχρησιμοποίησης καθώς εμπλουτίζονται με τις ποσότητες νερού των αποστραγγίσεων και των απορροών. Το φαινόμενο αυτό επιδρά στην ποιότητα των υδάτων, σε λιγότερο βέβαια βαθμό, συγκριτικά με τις επιπτώσεις της απευθείας απόρριψης των λυμάτων στους επιφανειακούς αποδέκτες. Και σε αυτή την περίπτωση, οι επιπτώσεις διαφέρουν ανάλογα με το είδος του υδάτινου αποδέκτη (ποτάμια, κανάλια άρδευσης, λίμνες ή φράγματα) και τη χρήση του, αλλά και με τον υδραυλικό χρόνο παραμονής και τις φυσικές λειτουργίες του οικοσυστήματος. (WHO, 2006). Οι υψηλές συγκεντρώσεις βιοδιασπάσιμου οργανικού φορτίου στα επιφανειακά ύδατα τείνουν να εξαντλούν το διαθέσιμο οξυγόνο, γεγονός που επηρεάζει τους υδατικούς οργανισμούς και προκαλεί τη δημιουργία δυσάρεστων οσμών. Ακόμη, οι υψηλές συγκεντρώσεις αζώτου και φωσφόρου που οφείλονται στις πρακτικές επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων ενισχύουν το φαινόμενο του ευτροφισμού που επηρεάζει δυσμενώς το σύνολο των λειτουργιών του οικοσυστήματος, ενώ ενδέχεται να ευνοούν την ανάπτυξη αλγών που είναι υπεύθυνα για την παραγωγή επιβλαβών τοξινών (Chorus & Bartram, 1999). 1.4 Φυσικά συστήματα επεξεργασίας ως βιώσιμες εναλλακτικές για τη διαχείριση των λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες Για τη βιώσιμη διαχείριση των λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες είναι απαραίτητη μια ολοκληρωμένη και μακροπρόθεσμη στρατηγική που θα είναι απόρροια εκτεταμένου σχεδιασμού και φάσεων υλοποίησης. Λόγω των τεράστιων διαφορών μεταξύ των ανεπτυγμένων και αναπτυσσόμενων χωρών στις εθνικές προτεραιότητες, τις εθνικές δομές, τις κοινωνικοοικονομικές συνθήκες, τα πολιτιστικά χαρακτηριστικά και τις πολιτικές δομές, η υιοθέτηση των στρατηγικών διαχείρισης λυμάτων των ανεπτυγμένων χωρών στις αναπτυσσόμενες χώρες δεν αποτελεί βιώσιμη και κατάλληλη λύση. Η 46

63 αναπαραγωγή πετυχημένων μονάδων επεξεργασίας λυμάτων είναι επωφελής μόνο όταν τα συστήματα προσαρμόζονται στις τοπικές συνθήκες, και ιδιαίτερα τις κλιματικές (Massoud et al., 2009). Η χρήση της τεχνολογίας στον τομέα της διαχείρισης των λυμάτων θα πρέπει να είναι πολύπλευρη και να αντικατοπτρίζει τις ανάγκες αλλά και τις ικανότητες των τοπικών κοινοτήτων, μέσω της εφαρμογής καινοτόμων και προσαρμόσιμων προσεγγίσεων που θα στοχεύουν στην μείωση της παραγωγής λυμάτων και της δραστικότητας των ρύπων τους. Η διαχείριση των υγρών αποβλήτων απαιτεί την υιοθέτηση διαφορετικών προσεγγίσεων για κάθε διαφορετική περιοχή (αστική ή αγροτική) που έχει διαφορετικό μέγεθος πληθυσμού, διαφορετικό επίπεδο οικονομικής ανάπτυξης και τεχνικής ικανότητας αλλά και διαφορετικό σύστημα διακυβέρνησης. Οι προσεγγίσεις που θα υιοθετηθούν μπορεί ακόμα να διαφέρουν ανάλογα με τα πρότυπα ποιότητας που ορίζονται στην κάθε περιοχή ή τα σημεία τελικής διάθεσης των εκροών. Επομένως, για να διασφαλιστεί η βιωσιμότητα μιας εφαρμοζόμενης προσέγγισης διαχείρισης λυμάτων και η μακροπρόθεσμη επιτυχία της θα πρέπει να λαμβάνεται υπ όψιν ένα ευρύ σύνολο παραγόντων που σχετίζεται με τα ιδιαίτερα χαρακτηριστικά κάθε περιοχής. (Corcoran et al., 2010). Όπως αποδείχθηκε, σε πολλές αναπτυσσόμενες χώρες τα παραγόμενα λύματα καταλήγουν στους υπόγειους υδροφορείς και τα επιφανειακά ύδατα χωρίς να έχουν υποστεί καμία επεξεργασία. Σε άλλες περιπτώσεις που πραγματοποιείται κάποια μορφή επεξεργασίας, υπάρχει επιτακτική ανάγκη για επέκταση των συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων και βελτίωση της αποδοτικότητας των υφιστάμενων μονάδων. Η εμπειρία των περισσότερων αναπτυσσόμενων χωρών δείχνει ότι η διαχείριση των υγρών αποβλήτων μπορεί να αποδειχθεί ακριβή λύση κι έτσι πολλές κυβερνήσεις δεν έχουν, ή δεν επιθυμούν να διαθέσουν τους απαραίτητους πόρους για τη διαχείριση των λυμάτων τους, ενώ ένα ακόμη συχνό φαινόμενο είναι η υποεκτίμηση του κόστους συλλογής των λυμάτων. Η κατάσταση αυτή επιτάσσει την εξεύρεση περισσότερο καινοτόμων επιλογών όπως είναι τα αποκεντρωμένα συστήματα επεξεργασίας λυμάτων και οι μονάδες παραγωγής βιοαερίου, που προωθούν την επαναχρησιμοποίηση και ανακύκλωση των λυμάτων καθώς και την μείωση του κόστους διαχείρισης των αποβλήτων (Lüthi et al., 2011). Από την σκοπιά της βιωσιμότητας, η ιδανική λύση είναι να βρεθούν παραγωγικές χρήσεις των λυμάτων, ειδικά για τον τομέα της γεωργίας, ώστε να μειωθεί η πίεση που ασκείται στους υδατικούς πόρους και στις εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων, αλλά και να αποφευχθεί η απώλεια των χρήσιμων θρεπτικών συστατικών τους (UN-Water, 2015a). Στις ανεπτυγμένες χώρες, η αποτελεσματικότητα του συστήματος επεξεργασίας, η αξιοπιστία και η απαιτούμενη έκταση γης θεωρούνται κρισιμότερες παράμετροι από το απαιτούμενο κόστος, γι αυτό και επιλέγονται κατά βάση μηχανικά συστήματα επεξεργασίας συγκριτικά με άλλα εναλλακτικά συστήματα. Αντίθετα, στις αναπτυσσόμενες χώρες, η οικονομική προσιτότητα και η καταλληλότητα της τεχνολογίας 47

64 θεωρούνται κρισιμότερες παράμετροι, γι αυτό και προτιμάται η χρήση απλούστερων συστημάτων χαμηλότερου κόστους (von Sperling, 1996). Στον Πίνακα 5 παρουσιάζεται μια σύγκριση των σημαντικότερων παραμέτρων που λαμβάνονται υπ όψιν κατά την επιλογή των καταλληλότερων συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων στις αναπτυγμένες και αναπτυσσόμενες χώρες. Πίνακας 5: Σύγκριση παραμέτρων κατά την επιλογή συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων στις αναπτυγμένες και αναπτυσσόμενες χώρες (Mara, 2003; von Sperling, 1996). Παράμετρος Αναπτυγμένες χώρες Αναπτυσσόμενες χώρες Αποτελεσματικότητα C Αξιοπιστία C C Παραγωγή ιλύος C Απαιτούμενη έκταση γης C Περιβαλλοντικές επιπτώσεις Λειτουργικό κόστος C Κόστος γης C Βιωσιμότητα C Απλότητα C C: κρίσιμη, : εξαιρετικά σημαντική, : καμία επίδραση Το ζήτημα της επιλογής κατάλληλων και βιώσιμων τεχνολογιών επεξεργασίας λυμάτων για εφαρμογή στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών έχει μελετηθεί εκτενώς από ένα ευρύ φάσμα ερευνητών και ενδιαφερόμενων φορέων. Φυσικά, κάθε περίπτωση θα πρέπει να μελετάται ξεχωριστά, βάσει των ιδιαίτερων συνθηκών που χαρακτηρίζουν την εκάστοτε περιοχή αφού, η τελική επιλογή του εφαρμοζόμενου συστήματος είναι συνάρτηση πολλών παραμέτρων. Σύμφωνα με τον Mara (2003), όταν εξετάζεται η βιωσιμότητα μιας τεχνολογίας για την επεξεργασία των λυμάτων σε μια αναπτυσσόμενη χώρα, θα πρέπει να λαμβάνονται υπ όψιν τα ακόλουθα ζητήματα: Χαμηλό κόστος, Απλότητα στη λειτουργία και συντήρηση, Χαμηλή -κατά προτίμηση μηδενική- χρήση ενέργειας, Χαμηλή -κατά προτίμηση μηδενική- χρήση χημικών ουσιών (χλωρίου ή άλλων επιβλαβών για το περιβάλλον απολυμαντικών ουσιών), Χαμηλή χρήση γης (ο παράγοντας αυτός αποκτά σημασία σε ορισμένες μόνο περιπτώσεις), Υψηλή απόδοση - παραγωγή εκροής της απαιτούμενης ποιότητας, και Χαμηλή παραγωγή λάσπης 48

65 Οι τεχνολογίες που αναδεικνύονται καταλληλότερες για την περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών είναι αυτές που αφενός πληρούν τα κριτήρια που τέθηκαν παραπάνω (χαμηλό κόστος, απλότητα στη λειτουργία και συντήρηση κ.λπ.) και αφετέρου, εκμεταλλεύονται τις ιδιαίτερες συνθήκες που χαρακτηρίζουν την πλειονότητα των συγκεκριμένων χωρών δηλαδή, τις υψηλές θερμοκρασίες και τις μεγάλες εκτάσεις διαθέσιμης γης (κυρίως για τις μη πυκνοκατοικημένες περιοχές). Υπό αυτή την έννοια, οι πιο βιώσιμες εναλλακτικές τεχνολογίες στο τομέα της διαχείρισης λυμάτων των αναπτυσσόμενων χωρών αναμένεται να είναι (α) οι αναερόβιες τεχνολογίες (όπως είναι οι αναερόβιες τεχνητές λίμνες και ίσως οι αντιδραστήρες UASB) και (β) οι φωτοσυνθετικές τεχνολογίες (όπως είναι οι επαμφοτερίζουσες και αερόβιες τεχνητές λίμνες και ίσως οι τεχνητοί υγροβιότοποι). Τα φυσικά αυτά συστήματα επεξεργασίας αποτελούν σχεδόν πάντα την καταλληλότερη εναλλακτική, ενώ η εφαρμογή άλλων συστημάτων που εφαρμόζουν πολυπλοκότερες τεχνολογίες θα πρέπει να εξετάζεται στην περίπτωση που ο διαθέσιμος χώρος είναι περιορισμένος (Mara, 2003). Σύμφωνα με τον Rose (1999), πριν επιλεχθεί η καταλληλότερη τεχνολογία για εφαρμογή στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών θα πρέπει να λαμβάνονται υπ όψιν τα ακόλουθα ζητήματα: Το εφαρμοζόμενο σχήμα ή τεχνολογία επεξεργασίας θα πρέπει να θέτει ως προτεραιότητα τη διασφάλιση της δημόσιας υγείας και της προστασίας του περιβάλλοντος, ενώ θα πρέπει να εξετάζονται όλες οι διαθέσιμες τεχνολογίες, που αφορούν είτε αποκεντρωμένα είτε κεντρικά συστήματα. Η τεχνολογία θα πρέπει να διαθέτει χαρακτηριστικά χαμηλού κόστους και κατανάλωσης ενέργειας καθώς και περιορισμένο μηχανολογικό εξοπλισμό που μειώνει τον κίνδυνο εμφάνισης δυσλειτουργιών. Η τεχνολογία θα πρέπει να είναι απλή στη λειτουργία, να αξιοποιεί το τοπικό ανθρώπινο δυναμικό, να μπορεί να συντηρείται από την τοπική κοινότητα, να μην απαιτεί την κατανάλωση ακριβών χημικών ουσιών (π.χ. χλώριο) για την απομάκρυνση των παθογόνων και την συμμόρφωση στα πρότυπα ποιότητας, ενώ θα πρέπει να μπορεί να υποστηρίζει την ανάκτηση χρήσιμων υλικών. Η τεχνολογία θα πρέπει να είναι ικανή να αναβαθμίζεται σταδιακά, ώστε να μπορεί να ανταπεξέρχεται στις αυξανόμενες απαιτήσεις των χρηστών ή των ανανεωμένων προτύπων ποιότητας και κατευθυντήριων οδηγιών ως προς την ποιότητα της παραγόμενης εκροής. Τα μηχανικά συστήματα επεξεργασίας (μέθοδος ενεργού ιλύος, βιολογικά φίλτρα κ.λπ.) είναι αποτελεσματικά από την άποψη ότι δεν καταλαμβάνουν μεγάλες εκτάσεις γης (μόλις 0,5-1 m 2 ανά ισοδύναμο κάτοικο σε σύγκριση με τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας που απαιτούν 5-10 m 2 ανά ισοδύναμο κάτοικο) ωστόσο, εξαρτώνται από τις οικονομίες κλίμακας ώστε να είναι οικονομικά εφικτή η εφαρμογή τους. Οι τεχνολογίες επεξεργασίας λυμάτων που χρησιμοποιούν εκτεταμένο ηλεκτρομηχανικό 49

66 εξοπλισμό και σχεδιάζονται με σκοπό την επίτευξη υψηλών ποσοστών απομάκρυνσης ρυπαντών, όχι μόνο απαιτούν τεράστια ποσά για την κατασκευή, λειτουργία και συντήρησή τους, αλλά παράλληλα θέτουν ορισμένα διλήμματα αναφορικά με την καταλληλότητα επαναχρησιμοποίησης της εκροής στο γεωργικό τομέα. Οι συμβατικές αερόβιες επεξεργασίες επιτυγχάνουν υψηλή μείωση του οργανικού φορτίου και των θρεπτικών συστατικών, τα οποία ωστόσο είναι χρήσιμα όταν η εκροή προορίζεται να χρησιμοποιηθεί για την άρδευση των καλλιεργειών. Επίσης, προκειμένου να επιτευχθεί μείωση των παθογόνων στα επιθυμητά επίπεδα απαιτείται η προσθήκη χημικών ουσιών που αυξάνουν το κόστος επεξεργασίας και την πολυπλοκότητα των συστημάτων. Η εξάρτηση των συμβατικών συστημάτων στις χημικές μεθόδους απολύμανσης των επεξεργασμένων λυμάτων εμποδίζει και περιπλέκει την επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων στο γεωργικό τομέα, σε αντίθεση με τις εναλλακτικές μεθόδους επεξεργασίας χαμηλού κόστους, όπως είναι οι τεχνητές λίμνες, οι οποίες μπορούν να επιτύχουν τις επιθυμητές μειώσεις των ρυπαντών και παράλληλα να εξασφαλίσουν την απαιτούμενη απομάκρυνση των παθογόνων με μικρότερο κόστος (Rose, 1999). Οι Jiménez et al. (2004) αποτύπωσαν τα κυριότερα χαρακτηριστικά των διεργασιών επεξεργασίας λυμάτων από την σκοπιά της δυνατότητας τους να παράγουν εκροή κατάλληλη για επαναχρησιμοποίηση στο γεωργικό τομέα, δίνοντας έμφαση στις διεργασίες που είναι κατάλληλες για εφαρμογή στις αναπτυσσόμενες χώρες. Το ενδιαφέρον της μελέτης επικεντρώθηκε στην ικανότητα των εξεταζόμενων συστημάτων να επιτύχουν όχι μόνο την απαιτούμενη απομάκρυνση των παθογόνων αλλά και τη διατήρηση των απαραίτητων θρεπτικών συστατικών, που διασφαλίζουν την επιτυχή εφαρμογή της επαναχρησιμοποίησης των παραγόμενων εκροών. Όπως υποστηρίζεται, η επιλογή μιας συγκεκριμένης μεθόδου επεξεργασίας, πρέπει πρωτίστως να βασίζεται στις τοπικές κλιματικές συνθήκες, την οικονομική δυνατότητα και τις ικανότητες του ανθρώπινου δυναμικού κάθε περιοχής. Όταν οι θεσμικές δυνατότητες να εφαρμοστούν και να συντηρηθούν οι απαιτούμενες εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων είναι περιορισμένες, όπως συμβαίνει σε πολλές από τις αναπτυσσόμενες χώρες, θα πρέπει να δίνεται προτεραιότητα στην εφαρμογή φυσικών συστημάτων επεξεργασίας σε συνδυασμό με την εφαρμογή μέτρων ελέγχου προστασίας της δημόσιας υγείας μετά την επεξεργασία των λυμάτων (Jiménez et al., 2004). Η προσέγγιση της κεντρικής διαχείρισης λυμάτων μέσω της εφαρμογής των συμβατικών συστημάτων επεξεργασίας εφαρμόστηκε πρωταρχικά με στόχο τη βελτίωση της δημόσιας υγείας στις αστικές περιοχές των βιομηχανικών χωρών. Ωστόσο, το κόστος μιας τέτοιας διαχείρισης αποδεικνύεται τεράστιο και απρόσιτο για πολλές κοινότητες των αναπτυσσόμενων χωρών, οι οποίες αδυνατούν να υποστηρίξουν τη λειτουργία και συντήρηση πολύπλοκων και δαπανηρών τεχνολογιών. Για αυτές τις κοινότητες, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας αποτελούν κατάλληλες εναλλακτικές για την επεξεργασία των λυμάτων 50

67 καθώς είναι οικονομικά, απλά στην κατασκευή και τη λειτουργία τους και δεν επιβαρύνουν το περιβάλλον (UN-HABITAT, 2008). Σύμφωνα με τους Mahmood et al. (2013), συχνά οι αναπτυσσόμενες χώρες εφαρμόζουν συστήματα επεξεργασίας υψηλής τεχνολογίας τα οποία αδυνατούν να υποστηρίξουν, εν όψει της παγκόσμιας ενεργειακής κρίσης και του υψηλού κόστους που συνεπάγεται η λειτουργία και συντήρησή τους. Τα προβλήματα αυτά θα μπορέσουν να ξεπεραστούν μέσω της αποκατάστασης των φυσικών οικοσυστημάτων και της διασφάλισης της βιωσιμότητάς τους προς όφελος των ανθρώπων και του περιβάλλοντος. Η εφαρμογή των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας κρίνεται ιδιαίτερα επιθυμητή, λόγω των βιώσιμων χαρακτηριστικών τους, δηλαδή των χαμηλών απαιτήσεων σε κόστος, ενεργειακή κατανάλωση και μηχανολογικό εξοπλισμό, γεγονός που τα καθιστά ιδιαίτερα κατάλληλα για εφαρμογή στις αναπτυσσόμενες χώρες. Μεταξύ των συστημάτων αυτών συγκαταλέγονται οι τεχνητοί υγροβιότοποι, οι αναερόβιοι χωνευτές, οι αερόβιες, αναερόβιες και επαμφοτερίζουσες λίμνες καθώς και τα συστήματα εδαφικής εφαρμογής (Mahmood et al., 2013). Oι Nelson & Murray (2008) υποστήριξαν επίσης ότι στις αναπτυσσόμενες χώρες τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας συχνά υπερτερούν έναντι των συστημάτων μηχανικής επεξεργασίας ενώ παράλληλα, αποτελούν τεχνολογίες που προετοιμάζουν κατάλληλα τα λύματα στην περίπτωση που προορίζονται για την άρδευση καλλιεργειών (Nelson & Murray, 2008). Όπως διαπιστώθηκε, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας έχουν υποστηριχθεί εκτεταμένα για τα πλεονεκτήματα που παρέχουν ιδιαίτερα στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών, λόγω της απλής και οικονομικής τους λειτουργίας, αλλά και λόγω της δυνατότητας που παρέχουν για αξιοποίηση των εκροών τους στο γεωργικό τομέα. Στη συνέχεια, πραγματοποιείται λεπτομερής ανάλυση των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων δίνοντας έμφαση σε δύο κυρίως είδη συστημάτων, τους τεχνητούς υγροβιότοπους και τις τεχνητές λίμνες. Τα συστήματα αυτά θα αξιολογηθούν περαιτέρω στο 3 ο Κεφάλαιο ως προς την απόδοσή και τα γενικότερα χαρακτηριστικά τους, βάσει της έρευνας που πραγματοποιήθηκε στα πλαίσια της παρούσας εργασίας. 51

68 2. Φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων 2.1 Γενικά στοιχεία Τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας βασίζουν τη λειτουργία τους στην αναπαράσταση και αναπροσαρμογή των φυσικών διεργασιών που λαμβάνουν χώρα στα χερσαία και υδατικά οικοσυστήματα. Περιλαμβάνουν κυρίως τα συστήματα τεχνητών λιμνών, τα συστήματα φίλτρανσης διαλείπουσας λειτουργίας και τα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων. Οι προοπτικές ανάπτυξης των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας εξαρτώνται από (Brissaud, 2007): (i) (ii) (iii) (iv) Την εύρεση ισορροπίας μεταξύ των πλεονεκτημάτων και μειονεκτημάτων που εμφανίζουν, Τους κανονισμούς που διέπουν τον τομέα της επεξεργασίας λυμάτων, Την προώθηση των τεχνολογικών εξελίξεων και ερευνών που έχουν ως στόχο την αύξηση της απόδοσης και της αξιοπιστίας τους, Τις προσπάθειες που καταβάλλονται για την εκπαίδευση του ανθρώπινου δυναμικού στο σχεδιασμό και τη λειτουργία τους αφού, συχνά παρατηρείται ότι δεν υπάρχει επαρκής ενημέρωση ως προς τις διεργασίες επεξεργασίας που επιτελούνται, τις αναμενόμενες αποδόσεις και τις συνθήκες λειτουργίας που θα εξασφαλίσουν την αποτελεσματικότητα και βιωσιμότητα των συγκεκριμένων συστημάτων. Σύμφωνα με τον Brissaud (2007), τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων εμφανίζουν τα παρακάτω χαρακτηριστικά: Πλεονεκτήματα 1. Χαμηλά κόστη λειτουργίας και συντήρησης. Παρά το γεγονός ότι δεν εμφανίζουν πολύ χαμηλότερα κόστη επένδυσης από τα συμβατικά συστήματα, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας απαιτούν μηδενική (ή ελάχιστη) απαίτηση σε ενέργεια αφού ο ηλεκτρομηχανολογικός εξοπλισμός περιορίζεται στον ελάχιστα απαιτούμενο. Κατ αυτό τον τρόπο, η λειτουργία και συντήρηση των συστημάτων δεν απαιτεί ιδιαίτερα ειδικευμένο προσωπικό, πραγματοποιείται σε σύντομο χρόνο και συνεπάγεται χαμηλά κόστη. Αυτά τα πλεονεκτήματα αξίζουν ιδιαίτερης προσοχής όταν επίκειται ο σχεδιασμός της επεξεργασίας λυμάτων στις αγροτικές περιοχές και τις αναπτυσσόμενες χώρες. 2. Σημαντικά έως υψηλά επίπεδα μικροβιακής απολύμανσης. Παρά το γεγονός ότι η απολύμανση των λυμάτων εξαρτάται από πολλούς παράγοντες, όπως είναι οι κλιματικές συνθήκες, η εποχή, ο σχεδιασμός και η φόρτιση των συστημάτων επεξεργασίας, το δυναμικό απολύμανσης των λυμάτων αποτελεί ένα σημαντικό επιχείρημα υπέρ της χρήσης των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας σε πολλές περιπτώσεις. Η απολύμανση αποτελεί -ή θα έπρεπε να αποτελεί- την 52

69 ύψιστη προτεραιότητα κατά το σχεδιασμό των στρατηγικών στο τομέα του νερού και της υγιεινής των αναπτυσσόμενων χωρών, ιδιαίτερα στις τροπικές και ξηρές περιοχές όπου η επαναχρησιμοποίηση των λυμάτων είναι ιδιαίτερα επιθυμητή. Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 6, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας, που κατατάσσονται στην κατηγορία των βιολογικών διεργασιών χαμηλού ρυθμού, μπορούν να επιφέρουν σημαντικές μειώσεις των παθογόνων, σε σύγκριση με τα υπόλοιπα συστήματα. Πίνακας 6: Λογαριθμική μείωση ή απενεργοποίηση των παθογόνων ανά κατηγορία συστήματος επεξεργασίας (WH0, 2006) Διεργασία επεξεργασίας Βιολογικές διεργασίες χαμηλού ρυθμού: Ιοί Λογαριθμική απομάκρυνση παθογόνων (1) Βακτήρια Πρωτόζωα (κύστες) Έλμινθες (αυγά) Τεχνητές λίμνες (2) Δεξαμενές αποθήκευσης και επεξεργασίας λυμάτων (2) Τεχνητοί υγροβιότοποι 1 2 0,5 3 0, (2) Διεργασίες υψηλού ρυθμού: Πρωτοβάθμια επεξεργασία Πρωτοβάθμια καθίζηση <1 (2) Χημικά υποβοηθούμενη 1βάθμια επεξεργασία (2) Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) 0 1 0,5 1, ,5 1 (2) Δευτεροβάθμια επεξεργασία Σύστημα ενεργού ιλύος + 2βάθμια καθίζηση <2 (2) Βιολογικό φίλτρο + 2βάθμια καθίζηση (3) Αεριζόμενη λίμνη + λίμνη καθίζησης (3) Τριτοβάθμια επεξεργασία Συσσωμάτωση/κροκίδωση (2) Φίλτρανση υψηλού ρυθμού με κοκκώδες υπόστρωμα ή φίλτρανση χαμηλού ρυθμού με υπόστρωμα άμμου (2) Φίλτρανση με διπλό υπόστρωμα (2,4) Σύστημα μεμβρανών 2,5 >6 3,5 >6 >6 >3 (2,4) Απολύμανση Χλωρίωση (ελεύθερο χλώριο) ,5 0 <1 (2) Οζόνωση (3) Υπεριώδης ακτινοβολία 1 >3 2 >4 >3 0 (3) 53

70 (1) Η λογαριθμική μείωση εκφράζεται ως log 10 [(αρχική συγκέντρωση παθογόνων)/(τελική συγκέντρωση παθογόνων)] δηλαδή, μείωση 1 λογαριθμικής μονάδας ισούται με 90% απομάκρυνση, 2 λογ. μονάδων με 99%, 3 λογ. μονάδων με 99,9% κ.ο.κ., (2) Αποτελέσματα από εγκαταστάσεις επεξεργασίας μεγάλης κλίμακας, (3) Θεωρητική απόδοση βάσει των μηχανισμών απομάκρυνσης, (4) Πειραματικά αποτελέσματα με εισερχόμενο φορτίο παθογόνων 2 λογαριθμικών μονάδων (η πραγματική απομάκρυνση μπορεί να είναι μεγαλύτερη από αυτή που καταγράφηκε στα πειράματα). 3. Η μεγαλύτερη ποσότητα ιλύος παράγεται στο στάδιο της καθίζησης, δηλαδή κατά την προεπεξεργασία των λυμάτων. Στα φυσικά συστήματα επεξεργασίας η καθίζηση συνήθως πραγματοποιείται σε δεξαμενές Imhoff, σε σηπτικές δεξαμενές και σε τεχνητές λίμνες, όπου η παραγόμενη λάσπη υφίσταται χώνευση. Η περίσσεια απομακρύνεται δύο φορές το χρόνο από τις δεξαμενές Imhoff, κάθε 3-5 χρόνια από τις σηπτικές δεξαμενές και από 1 έως 15 χρόνια από τις επαμφοτερίζουσες λίμνες (Picot et al., 2005). Η ελάττωση της συχνότητας αφαίρεσης της λάσπης αλλά και της ποσότητας που αφαιρείται από τα συστήματα αποτελεί πλεονέκτημα, όχι μόνο λόγω της μείωσης του κόστους εργασίας αλλά και λόγω των αυστηρών κανονισμών που επιβάλλονται σε ορισμένες χώρες και έχουν ως αποτέλεσμα την αύξηση του κόστους διάθεσης της παραγόμενης λάσπης. 4. Τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας είναι αξιόπιστα. Οι μονάδες επεξεργασίας συνήθως τροφοδοτούνται με τη βοήθεια της βαρύτητας και δεν στηρίζονται στην παροχή ενέργειας επομένως, οι κίνδυνοι αποτυχίας των συστημάτων περιορίζονται κυρίως σε θέματα που αφορούν την απόδοση του υποστρώματος και τη βλάστηση των συστημάτων. Ακόμη, τα συστήματα που χαρακτηρίζονται από μεγάλους χρόνους παραμονής, όπως είναι οι τεχνητές λίμνες, προσφέρουν τη δυνατότητα εξισορρόπησης των διακυμάνσεων της παροχής, κι έτσι αποτρέπεται η διάθεση ανεπαρκώς επεξεργασμένων λυμάτων στο περιβάλλον. Μειονεκτήματα 1. Καταλαμβάνουν μεγάλες εκτάσεις. Παρά τα εμφανή πλεονεκτήματα των φυσικών συστημάτων, η εφαρμογή τους προϋποθέτει τη χρήση μεγάλων εκτάσεων γης, γεγονός που ενδέχεται να αποτελέσει εμπόδιο στις περιοχές που υπάρχει έλλειψη διαθέσιμου χώρου ή στην περίπτωση που οι απαιτούμενες εκτάσεις γης είναι διαθέσιμες αλλά κοστίζουν αρκετά (Parkinson & Tayler, 2003). Εναλλακτικές λύσεις που συμβάλλουν στην ελάττωση της απαιτούμενης έκτασης συμπεριλαμβάνουν τη χρήση αερισμού στις πρωτοβάθμιες τεχνητές λίμνες (Copin et al., 2004) και το διαχωρισμό των μεγάλων λιμνών σε περισσότερες μονάδες μικρότερης έκτασης (Archer & Donaldson, 2003). 54

71 2. Δεν μπορούν να επιτύχουν πάντοτε το επιθυμητό επίπεδο επεξεργασίας. Παρόλο που τα συστήματα εδαφικής εφαρμογής και οι υγροβιότοποι κάθετης ροής επιτυγχάνουν υψηλά ποσοστά απομάκρυνσης οργανικού φορτίου, στις τεχνητές λίμνες, τις δεξαμενές αποθήκευσης λυμάτων και τους υγροβιότοπους επιφανειακής ροής, τα άλγη που συσσωρεύονται στις τελευταίες μονάδες επεξεργασίας παρεμποδίζουν την απομάκρυνση του COD. Το μειονέκτημα αυτό μπορεί να αντιμετωπιστεί παρεμβάλλοντας συστήματα φίλτρανσης με υπόστρωμα από πέτρα ή προσθέτοντας ένα σύστημα τεχνητού υγροβιότοπου για την τελική επεξεργασία των εκροών (Tanner et al., 2005). 3. Δεν θα πρέπει να υποεκτιμώνται οι πιθανές περιβαλλοντικές επιπτώσεις που συνεπάγεται η χρήση των φυσικών συστημάτων. Οι δυσάρεστες οσμές και η προσέλκυση ενοχλητικών εντόμων μπορούν να αποτελέσουν σοβαρό μειονέκτημα μιας εγκατάστασης επεξεργασίας λυμάτων. Στα συστήματα εδαφικής εφαρμογής, δυσάρεστες οσμές μπορεί να προκληθούν όταν τα εφαρμοζόμενα λύματα παραμένουν στην επιφάνεια του εδάφους για μεγάλο χρονικό διάστημα, δηλαδή για παραπάνω από μερικές ώρες μετά την εφαρμογή τους. Το φαινόμενο αυτό, που συνήθως προκαλείται από την υπερφόρτωση των συστημάτων ή τον ανεπαρκή έλεγχο της απόφραξης του εδάφους, εμποδίζει τη διάχυση του οξυγόνου στο έδαφος και την αποτελεσματική λειτουργία του συστήματος γι αυτό και θα πρέπει να αποτρέπεται σε κάθε περίπτωση. Στην περίπτωση των τεχνητών λιμνών, οι δυσάρεστες οσμές μπορεί να προκύψουν λόγω της συσσωρευμένης λάσπης (ιδιαίτερα τις περιόδους που ξεκινά η διεργασία της χώνευσης) αλλά και μιας ενδεχόμενης αύξησης του εισερχόμενου οργανικού φορτίου (Copin et al., 2004, Trupel et al., 2005). Για την καταπολέμηση των οσμών στις τεχνητές λίμνες έχουν προταθεί διάφορες λύσεις που περιλαμβάνουν την επανακυκλοφορία των εκροών των τελευταίων σταδίων στην πρωτοβάθμια λίμνη, την προσθήκη μηχανικού αερισμού και την συχνή αφαίρεση λάσπης από τις πρωτοβάθμιες λίμνες. Η αντιμετώπιση των ανεπιθύμητων εντόμων μπορεί να γίνει μέσω οικολογικών μεθόδων (Kengne et al., 2005) ή μέσω ψεκασμού με παρασιτοκτόνα (Craggs et al., 2005, Sweeney et al., 2005). Πρόσθετα μειονεκτήματα και πλεονεκτήματα των φυσικών συστημάτων αναφέρονται κατά την περιγραφή των εξεταζόμενων συστημάτων που ακολουθεί στα επόμενα υποκεφάλαια. Γενικά, η βελτίωση της αποδοτικότητας των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας μπορεί να ενισχυθεί είτε μέσω της ενσωμάτωσης νέων τεχνολογιών, είτε μέσω του συνδυασμού των συστημάτων. Ο συνδυασμός των διαφορετικών φυσικών συστημάτων επεξεργασίας προσφέρει τη δυνατότητα εκμετάλλευσης των πλεονεκτημάτων που παρουσιάζει η κάθε διεργασία ξεχωριστά. Παρά το γεγονός ότι ακόμη δεν έχει διερευνηθεί η αποτελεσματικότητα κάθε διαφορετικού συνδυασμού, διάφορα συστήματα που έχουν 55

72 παρουσιάσει ενθαρρυντικά αποτελέσματα περιλαμβάνουν τους παρακάτω συνδυασμούς: τεχνητές λίμνες με υγροβιότοπους κάθετης ροής, φίλτρα διήθησης με υγροβιότοπους οριζόντιας ροής καθώς και υγροβιότοποι κάθετης και οριζόντιας ροής (Brissaud, 2007). Επίσης, τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας μπορούν να συνδυαστούν με τεχνολογίες που δεν ανήκουν αποκλειστικά στο φάσμα των φυσικών συστημάτων, όπως είναι ορισμένες αναερόβιες τεχνολογίες που έχουν αποδειχθεί βιώσιμες επιλογές. Μεταξύ των αναερόβιων συστημάτων που επιλέγονται για εφαρμογή στο πλαίσιο των αναπτυσσόμενων χωρών συγκαταλέγονται οι σηπτικές δεξαμενές, οι αντιδραστήρες UASB και τα αναερόβια φίλτρα που, υπό τις κατάλληλες συνθήκες, εμφανίζουν πολύ ικανοποιητικά αποτελέσματα (IHE, 1990). Λαμβάνοντας υπ όψιν τα παραπάνω, οι επόμενες ενότητες του 2 ου Κεφαλαίου αφιερώνονται στην ανάλυση των τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών, ενώ στο 3 ο Κεφάλαιο πραγματοποιείται η αξιολόγηση της απόδοσης τους και η καταγραφή των κυριότερων χαρακτηριστικών τους βάσει ενός συνόλου συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων και λιμνών που καταχωρήθηκαν και επεξεργάστηκαν στα πλαίσια της παρούσας εργασίας. 2.2 Τεχνητοί υγροβιότοποι Οι τεχνητοί υγροβιότοποι αποτελούν τεχνητά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων που περιλαμβάνουν ρηχές λίμνες (συνήθως με βάθος λιγότερο από 1m) ή κανάλια που έχουν φυτευτεί με υδρόβια φυτά και επεξεργάζονται τα λύματα μέσω των χημικών, φυσικών, βιολογικών και μικροβιολογικών διεργασιών του φυσικού περιβάλλοντος. Τα απόβλητα προς επεξεργασία μπορεί να ανήκουν σε ένα ευρύ φάσμα κατηγοριών, συμπεριλαμβανομένων των αστικών λυμάτων αλλά και των βιομηχανικών και γεωργικών απορροών. Τα συστήματα των τεχνητών υγροβιότοπων συνήθως επενδύονται με αδιαπέραστες στρώσεις αργίλου ή συνθετικών υλικών και με μηχανικό εξοπλισμό που ρυθμίζει την κατεύθυνση της ροής, το χρόνο παραμονής των λυμάτων και τη στάθμη του νερού. Ανάλογα με το είδος του συστήματος, μπορεί είτε να περιλαμβάνουν αδρανές πορώδες υπόστρωμα από χαλίκι ή/και άμμο, είτε να μην περιλαμβάνουν κανένα υπόστρωμα. Οι τεχνητοί υγροβιότοποι λειτουργούν όπως και τα οικολογικά συστήματα των φυσικών υγροβιότοπων με βασική τους διάκριση το βαθμό ελέγχου των φυσικών διεργασιών που λαμβάνουν χώρα στο ένα και στο άλλο είδος υγροβιότοπου (USEPA, 2000). Τα τεχνητά αυτά συστήματα μπορούν να κατασκευαστούν έχοντας ένα πολύ μεγαλύτερο βαθμό ελέγχου από τα φυσικά συστήματα, επιτρέποντας έτσι τη δημιουργία πειραματικών εγκαταστάσεων επεξεργασίας με καθορισμένη σύσταση υποστρώματος, τύπο βλάστησης και καθεστώς ροής. Άλλα πλεονεκτήματα συμπεριλαμβάνουν την επιλογή του τόπου, την ευελιξία στη διαστασιολόγηση των συστημάτων και το 56

73 σημαντικότερο, τον έλεγχο των υδραυλικών χαρακτηριστικών τους και του χρόνου παραμονής των λυμάτων (Vymazal & Kröpfelová, 2008). Στους τεχνητούς υγροβιότοπους, το μεγαλύτερο μέρος της ροής που εισέρχεται στο σύστημα αποτελείται από τον όγκο των λυμάτων που απορρίπτονται μέσω του αποχετευτικού δικτύου. Επίσης, εισέρχονται και μικρότερες ποσότητες υδάτων από τις βροχοπτώσεις και τις επιφανειακές απορροές, οι οποίες υπόκεινται σε εποχιακές και ετήσιες διακυμάνσεις. Οι απώλειες υδάτων υπολογίζονται μέσω της μέτρησης της εκροής και της εκτίμησης των φαινομένων εξατμισοδιαπνοής που λαμβάνουν χώρα, συνυπολογίζοντας και τις διαρροές που μπορεί να παρατηρηθούν από τον πυθμένα των συστημάτων (USEPA, 2000). Οι Kadlec & Knight (1996) κάνουν μια ιστορική αναφορά της χρήσης των φυσικών και τεχνητών υγροβιότοπων που χρησιμοποιήθηκαν για την επεξεργασία και διάθεση των λυμάτων. Όπως τονίζουν, οι φυσικοί υγροβιότοποι πιθανότατα ξεκίνησαν να χρησιμοποιούνται για τη διάθεση των λυμάτων από την εποχή που άρχισε να πραγματοποιείται η συλλογή των λυμάτων, με τεκμηριωμένες αναφορές που χρονολογούνται από το Οι πρώτοι ερευνητές που μελέτησαν τους τεχνητούς υγροβιότοπους ως συστήματα επεξεργασίας λυμάτων, πιθανότατα στήριξαν τις προσπάθειες τους πάνω σε παρατηρήσεις που έκαναν ως προς τη λειτουργία των φυσικών υγροβιότοπων και την αποτελεσματικότητα που εμφάνιζαν στην επεξεργασία των λυμάτων. Άλλοι ερευνητές, αντιμετώπισαν τα λύματα ως χρήσιμες πηγές νερού και θρεπτικών, θεωρώντας τα κατάλληλα για την αποκατάσταση των υγροβιότοπων ή τη δημιουργία νέων. Οι ερευνητικές μελέτες σχετικά με τη χρήση των τεχνητών υγροβιότοπων για την επεξεργασία των λυμάτων ξεκίνησε τη δεκαετία του 1950 στην Ευρώπη και περί τα τέλη της δεκαετίας του 1960 στις ΗΠΑ (Kadlec & Knight, 1996). Έκτοτε, οι τεχνητοί υγροβιότοποι χρησιμοποιούνται για την επεξεργασία των λυμάτων σε πλήθος εφαρμογών ανά τον κόσμο. Η συγκεκριμένη τεχνολογία μπορεί να χρησιμοποιηθεί για τη δευτεροβάθμια ή υψηλότερου βαθμού επεξεργασία των λυμάτων. Βάσει των Kadlec & Wallace (2009) οι τεχνητοί υγροβιότοποι βρίσκουν εφαρμογή συνήθως ως: Μονάδες δευτεροβάθμιας επεξεργασίας για την εξυπηρέτηση μικρών κοινοτήτων Πρόσθετες μονάδες σε υπερφορτωμένες εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων ή σε εγκαταστάσεις που έχουν ξεπεράσει την προβλεπόμενη περίοδο κανονικής λειτουργίας τους Πρόσθετες μονάδες σε υφιστάμενα συστήματα επεξεργασίας τεχνητών λιμνών Μονάδες τριτοβάθμιας ή υψηλότερης επεξεργασίας για την επεξεργασία των δευτεροβάθμιων εκροών 57

74 Τα τυπικά χαρακτηριστικά των αστικών λυμάτων που συνήθως επεξεργάζονται μέσω των τεχνητών υγροβιότοπων αναγράφονται στον Πίνακα 7 και διαχωρίζονται ανάλογα με την προέλευσή τους. Πίνακας 7: Τυπικά χαρακτηριστικά αστικών λυμάτων που εισέρχονται στα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων (USEΡA, 2000) Συστατικό (mg/l) Εκροή σηπτικής δεξαμενής (1) Πρωτοβάθμια εκροή (2) Εκροή τεχνητής λίμνης (3) BOD sbod COD TSS VSS TN NH ,6-16 NO 3 0-0,9 0 0,1-0,8 TP OrthoP Fecal Coli (log/100ml) 5,4-6,0 5,0-7,0 0,8-5,6 (1) USEPA (1978), 95% διάστημα εμπιστοσύνης, (2) Προσαρμογή από Metcalf & Eddy (1991) θεωρώντας απομάκρυνση διαλυτού BOD κατά την 1βάθμια καθίζηση ίση με 35-45%, (3) USEPA (1980) Τέλος, αξιοσημείωτο είναι το γεγονός ότι παρά τις τεράστιες δυνατότητες εφαρμογής της τεχνολογίας των υγροβιότοπων, ιδίως στον αναπτυσσόμενο κόσμο, το ποσοστό υιοθέτησης της συγκεκριμένης τεχνολογίας για την επεξεργασία λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες είναι χαμηλό, κυρίως λόγω της περιορισμένης γνώσης και εμπειρίας των συγκεκριμένων χωρών στο σχεδιασμό και τη διαχείριση των συγκεκριμένων συστημάτων (UN-HABITAT, 2008) Κατηγοριοποίηση συστημάτων Οι τεχνητοί υγροβιότοποι μπορούν να κατηγοριοποιηθούν βάσει διαφόρων παραμέτρων ωστόσο, τα δύο πιο σημαντικά κριτήρια ταξινόμησής τους είναι το καθεστώς ροής του νερού (επιφανειακή και υποεπιφανειακή ροή) και το είδος της φυτικής βλάστησης που αναπτύσσεται (Σχήμα 13). Βάσει αυτής της κατηγοριοποίησης, τα συστήματα διαχωρίζονται ως εξής: a. Τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής (surface flow, SF), ή αλλιώς ελεύθερης επιφάνειας (free-water surface flow, FWS), όπου η εφαρμογή των αποβλήτων γίνεται πάνω από την επιφάνεια του εδάφους. Ανάλογα με το είδος της υδρόβιας βλάστησης, διαχωρίζονται σε τεχνητούς υγροβιότοπους αναδυόμενων φυτών, βυθισμένων φυτών και επιπλεόντων φυτών. 58

75 b. Τεχνητοί υγροβιότοποι υπο-επιφανειακής ροής (sub-surface flow, SSF), όπου η εφαρμογή των αποβλήτων γίνεται κάτω από την επιφάνεια του εδάφους. Ανάλογα με το καθεστώς ροής, διαχωρίζονται σε τεχνητούς υγροβιότοπους οριζόντιας ροής (horizontal flow, HF) και κάθετης ροής (vertical flow, VF). Οι διαφορετικοί τύποι των τεχνητών υγροβιότοπων που παρουσιάζονται στο Σχήμα 13 μπορούν να συνδυαστούν προκειμένου να αξιοποιηθούν τα ιδιαίτερα πλεονεκτήματα του κάθε τύπου συστήματος. Στην περίπτωση αυτή προκύπτουν τα λεγόμενα υβριδικά ή συνδυασμένα συστήματα. Όπως είναι αναμενόμενο, η ποιότητα της τελικής εκροής των συστημάτων βελτιώνεται όσο πιο πολύπλοκη γίνεται η εγκατάσταση. Στη συνέχεια, πραγματοποιείται περαιτέρω ανάλυση των διαφορετικών συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων. Σχήμα 13: Κατηγοριοποίηση τεχνητών υγροβιότοπων (Vymazal & Kröpfelová, 2008) Τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής (SF ή FWS) Οι τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής αποτελούνται από λεκάνες απορροής ή κανάλια, που περιέχουν χώμα ή άλλο κατάλληλο μέσο (εάν κρίνεται απαραίτητο) για την ανάπτυξη των ριζών της φυτικής βλάστησης και νερό που ρέει σε σχετικά μικρό βάθος διαμέσου του συστήματος. Το μικρό βάθος του νερού, οι χαμηλές ταχύτητες ροής και η παρουσία των μίσχων των φυτών αλλά και των υπόλοιπων 59

76 αιωρούμενων στερεών του υγροβιότοπου ρυθμίζουν τη ροή του νερού και, ιδιαίτερα για την περίπτωση των στενών και μεγάλων καναλιών, διασφαλίζουν συνθήκες εμβολοειδούς ροής (Reed et al., 1988). Η φυτική βλάστηση στους τεχνητούς υγροβιότοπους επιφανειακής ροής εξυπηρετεί διάφορους σκοπούς. Οι μίσχοι, τα φύλλα που βρίσκονται κάτω από την επιφάνεια του νερού αλλά και τα υπόλοιπα αιωρούμενα στερεά, λειτουργούν ως υπόστρωμα για την ανάπτυξη των προσκολλημένων βακτηρίων του υγροβιότοπου. Τα φύλλα πάνω από την επιφάνεια του νερού προσφέρουν σκίαση στο νερό και αποτρέπουν έτσι την πιθανότητα ανάπτυξης αλγών. Το οξυγόνο μεταφέρεται από τα φύλλα μέχρι και το ριζικό σύστημα των φυτών, ενώ μια περιορισμένη ποσότητα οξυγόνου διαρρέει από τους μίσχους και χρησιμοποιείται για την ανάπτυξη των αλγών (Crites & Tchobanoglous, 1998). Οι τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής μπορούν να κατηγοριοποιηθούν βάσει του είδους της φυτικής βλάστησης που αναπτύσσεται, όπως φαίνεται στο Σχήμα 13 και στον Πίνακα 8. Πίνακας 8: Κατηγορίες τεχνητών υγροβιότοπων επιφανειακής ροής ανά είδος φυτού, με γραφική απεικόνιση των συστημάτων (Vymazal & Kröpfelová, 2008) Τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής (SF) ή ελεύθερης επιφάνειας (FWS) (α) Αναδυόμενα φυτά (β) Βυθισμένα φυτά (γ) Επιπλέοντα φυτά 60

77 (δ) Επιπλέοντα φυτά με ριζικό σύστημα σε υπόστρωμα (α) Τεχνητοί υγροβιότοποι αναδυόμενων φυτών Ένα τυπικό σύστημα υγροβιότοπου αυτής της κατηγορίας αποτελείται από μια ρηχή επενδυμένη λεκάνη ή μια σειρά από λεκάνες που περιέχουν cm εδάφους όπου αναπτύσσεται το ριζικό σύστημα των φυτών και cm νερού. Σημαντικό τμήμα της επιφάνειας (μέχρι και 50%) καλύπτεται από πυκνή αναδυόμενη βλάστηση (Kadlec, 1994). Τα συνηθέστερα είδη φυτών που χρησιμοποιούνται περιλαμβάνουν τα είδη Sagittaria latifolia, Phragmites australis, Typha spp., Bolboschoenus fluviatilis, Eleocharis sphacelata και Scirpus tubernaemontani. Γενικά, οι τεχνητοί υγροβιότοποι αναδυόμενων φυτών λειτουργούν ως συστήματα βιολογικής επεξεργασίας λυμάτων, όπου η εισερχόμενη ροή λυμάτων εξαπλώνεται σε μια μεγάλη έκταση ρηχών νερών και αναδυόμενης βλάστησης. Κοντά στην επιφάνεια του νερού παρατηρούνται κυρίως αερόβιες ζώνες λόγω των φαινομένων της ατμοσφαιρικής διάχυσης, ενώ στον πυθμένα και κοντά σε αυτόν επικρατούν συνήθως αναερόβιες και ανοξικές συνθήκες. Όταν τα εισερχόμενα λύματα είναι ιδιαίτερα επιβαρυμένα με οργανικό φορτίο, η ανοξική ζώνη μπορεί να κινηθεί αρκετά κοντά στην επιφάνεια του νερού. Η αποσυντιθέμενη βιομάζα λειτουργεί ως πηγή άνθρακα για την απονιτροποίηση, αλλά η ίδια η διεργασία της αποσύνθεσης ανταγωνίζεται αυτήν της νιτροποίησης ως προς τη ζήτηση οξυγόνου. Παράλληλα, η θερμοκρασία επηρεάζει την απόδοση του συστήματος αφού, οι χαμηλές θερμοκρασίες που παρατηρούνται κατά τη διάρκεια του χειμώνα ενισχύουν τη διαλυτότητα του οξυγόνου στο νερό, αλλά επιβραδύνουν σημαντικά την μικροβιακή δραστηριότητα (Kadlec & Knight, 1996). (β) Τεχνητοί υγροβιότοποι βυθισμένων φυτών Η φυτική βλάστηση που αναπτύσσεται σε αυτή την κατηγορία τεχνητών υγροβιότοπων έχουν τους φωτοσυνθετικούς ιστούς της εξ ολοκλήρου βυθισμένους. Τα συγκεκριμένα είδη φυτών αναπτύσσονται ικανοποιητικά μόνο σε οξυγονωμένο νερό και ως εκ τούτου δεν μπορούν να χρησιμοποιηθούν για την επεξεργασία λυμάτων με υψηλές συγκεντρώσεις εύκολα βιοδιασπάσιμου οργανικού φορτίου, διότι η μικροβιακή αποσύνθεση της οργανικής ύλης τείνει να δημιουργεί ανοξικές συνθήκες, οι οποίες είναι ανεπιθύμητες (Brix, 1993). Λόγω διαφόρων περιορισμών που εμφανίζουν τα συγκεκριμένα συστήματα (υψηλές συγκεντρώσεις θρεπτικών συστατικών, χαμηλή διείσδυση του φωτός, υψηλή θολότητα κ.ά.) οι 61

78 τεχνητοί υγροβιότοποι βυθισμένων φυτών συνήθως προτιμώνται για την τελική επεξεργασία των δευτεροβάθμιων εκροών (Vymazal & Kröpfelová, 2008). (γ) Τεχνητοί υγροβιότοποι επιπλεόντων φυτών Οι τεχνητοί υγροβιότοποι με επιπλέοντα φυτά αποτελούνται από μια ή περισσότερες ρηχές λίμνες στις οποίες τα φυτά επιπλέουν στην επιφάνεια. Το ρηχό βάθος των λιμνών και η παρουσία των υδροχαρών φυτών στη θέση των αλγών είναι τα βασικά χαρακτηριστικά που διαχωρίζουν τη συγκεκριμένη κατηγορία τεχνητών υγροβιότοπων από τις τεχνητές λίμνες (Kadlec et al., 2000). Η χρησιμοποίηση υδροχαρών φυτών στην επεξεργασία των υγρών αποβλήτων, ξεκίνησε ως μια προσπάθεια ελέγχου των αιωρούμενων στερεών που εμφανίζονταν στις εκροές των επαμφοτεριζουσών λιμνών. Τα συστήματα αυτά είναι αποτελεσματικά στην μείωση του BOD, του αζώτου, διαφόρων μετάλλων και οργανικών ουσιών σε ίχνη, ενώ επηρεάζονται από τη θερμοκρασία καθώς στις περιοχές με ψυχρούς χειμώνες η μειωμένη ανάπτυξη των φυτών λόγω των χαμηλών θερμοκρασιών οδηγεί και σε μειωμένες αποδόσεις επεξεργασίας. Τα πιο συχνά είδη βλάστησης που χρησιμοποιούνται σε αυτή την κατηγορία υγροβιότοπων είναι το είδος Eichhornia crassipes (υάκινθοι του νερού) και διάφορα είδη της οικογένειας Limnacea (όπως είναι το φυτό Lemna minor, που είναι γνωστό και ως «φακή του νερού») (Αγγελάκης & Tchobanoglous, 1995). (δ) Τεχνητοί υγροβιότοποι επιπλεόντων φυτών που το ριζικό τους σύστημα αναπτύσσεται σε υπόστρωμα Η κατηγορία αυτή περιλαμβάνει φυτά τα οποία έχουν τις ρίζες τους σε υπόστρωμα και τα φύλλα τους επιπλέουν στην επιφάνεια του νερού, όπως είναι τα είδη φυτών Nymphaea, Nuphar lutea και Nelumbo nucifera. Αναφορικά με το δυναμικό επεξεργασίας των συστημάτων αυτών, θεωρείται ότι πραγματοποιούν ικανοποιητική απομάκρυνση των αιωρούμενων στερεών καθώς τα φύλλα που επιπλέουν στην επιφάνεια ελαχιστοποιούν την επίδραση του ανέμου που προκαλεί πιθανές επαναιωρήσεις των στερεών και διατάραξη της κυκλοφορίας του νερού. Οι οργανικές ουσίες των λυμάτων απομακρύνονται κυρίως μέσω της καθίζησης των αιωρούμενων σωματιδίων και της μικροβιακής αποδόμησης. Γενικά, υπάρχουν πολύ περιορισμένα στοιχεία για τη συγκεκριμένη κατηγορία τεχνητών υγροβιότοπων ωστόσο θεωρείται ότι οι διεργασίες που λαμβάνουν χώρα σε αυτούς είναι ως επί το πλείστον αερόβιες λόγω της παραγωγής οξυγόνου που οφείλεται στην παρουσία των αλγών. Η πιθανότητα ανάπτυξης αλγών είναι μεγάλη καθώς τα φύλλα των επιπλεόντων φυτών συχνά δεν καλύπτουν πλήρως την επιφάνεια του νερού. Οι αερόβιες συνθήκες ενδεχομένως να ευνοούν τη διεργασία της νιτροποίησης, ωστόσο δεν συμβαίνει το ίδιο με την απονιτροποίηση, η οποία μπορεί να λάβει χώρα μόνο σε περιοχές κοντά στον πυθμένα του υγροβιότοπου όπου επικρατούν ανοξικές ζώνες. Ο φώσφορος που περιέχεται στα λύματα μπορεί να δεσμευθεί από τα άλγη αλλά μόνο βραχυπρόθεσμα 62

79 καθώς τα θρεπτικά συστατικά που προσλαμβάνονται από τα άλγη επιστρέφουν εκ νέου στην υδατική φάση του συστήματος λόγω της αποσύνθεσής τους (Vymazal & Kröpfelová, 2008) Τεχνητοί υγροβιότοποι υπο-επιφανειακής ροής Ανάλογα με το καθεστώς ροής που επικρατεί, οι τεχνητοί υγροβιότοποι υπο-επιφανειακής ροής διαχωρίζονται σε (α) οριζόντιας ροής (horizontal flow, HF) και (β) κάθετης ροής (vertical flow, VF). (α) Τεχνητοί υγροβιότοποι οριζόντιας υπο-επιφανειακής ροής Στους τεχνητούς υγροβιότοπους οριζόντιας ροής τα λύματα τροφοδοτούνται στην είσοδο και ρέουν σταδιακά μέσω του πορώδους υποστρώματος κάτω από την επιφάνεια του εδάφους κατά μήκος μιας οριζόντιας διαδρομής μέχρι να φτάσουν στην έξοδο του συστήματος. Κατά τη διάρκεια αυτής της διαδρομής, τα λύματα έρχονται σε επαφή με ένα αερόβιες, αναερόβιες και ανοξικές ζώνες. Οι αερόβιες ζώνες βρίσκονται κυρίως γύρω από τις ρίζες της υδρόβιας βλάστησης που διαχέουν το οξυγόνο στο υπόστρωμα του υγροβιότοπου. Κατά τη δίοδο τους διαμέσου του ριζικού συστήματος, τα λύματα υφίστανται επεξεργασία μέσω φυσικών, χημικών και μικροβιολογικών διεργασιών (Cooper et al., 1996). Σχήμα 14: Τεχνητός υγροβιότοπος οριζόντιας υπο-επιφανειακής ροής (ΥΠΕΚΑ (2012) Όπως φαίνεται και στο Σχήμα 14, τα κύρια μέρη του υγροβιότοπου περιλαμβάνουν τις σωληνώσεις εισόδου των λυμάτων, μια αδιαπέραστη επένδυση από άργιλο ή συνθετικά υλικά, το μέσο φίλτρανσης/υπόστρωμα, την αναδυόμενη βλάστηση και τις σωληνώσεις εξόδου της επεξεργασμένης εκροής. Οι υγροβιότοποι οριζόντιας ροής μπορούν να απομακρύνουν αποτελεσματικά τις οργανικούς ρύπους (TSS, BOD 5 και COD) από τα λύματα αλλά λόγω της περιορισμένης μεταφοράς οξυγόνου στο εσωτερικό του υποστρώματός τους, η απομάκρυνση των θρεπτικών συστατικών (κυρίως του αζώτου) 63

80 είναι περιορισμένη (UN-HABITAT, 2008). Επίσης, επειδή τα λύματα που υφίστανται επεξεργασία βρίσκονται κάτω από την επιφάνεια του εδάφους, ο κίνδυνος μόλυνσης των εκτιθέμενων πληθυσμών από παθογόνους μικροοργανισμούς ελαχιστοποιείται, ενώ εάν η λειτουργία και συντήρηση του υγροβιότοπου πραγματοποιείται σωστά, ελαχιστοποιείται επίσης η πιθανότητα εμφάνισης κουνουπιών. Γενικά, τα συστήματα υγροβιότοπων οριζόντιας υπο-επιφανειακής ροής θεωρούνται ακριβότερα από τα συστήματα επιφανειακής ροής, παρά το γεγονός ότι τα κόστη συντήρησης τους είναι χαμηλά σε σύγκριση με άλλα συστήματα. Ακόμη, συνήθως χρησιμοποιούνται για μικρότερες παροχές λυμάτων, πιθανότατα λόγω του κόστους και των αυξημένων απαιτήσεων γης που συνεπάγεται η επεξεργασία μεγαλύτερων παροχών. Τέλος, σημαντικό πλεονέκτημα των συγκεκριμένων υγροβιότοπων είναι η ικανότητα τους να λειτουργούν αποδοτικά κάτω από χαμηλές θερμοκρασίες λόγω των μονωτικών ιδιοτήτων που παρέχουν στην επιφάνεια του συστήματος, ενώ ιδιαίτερη προσοχή θα πρέπει να δίνεται στην πρόληψη και αντιμετώπιση των φαινομένων έμφραξης του υποστρώματος που συχνά εμφανίζονται στους υγροβιότοπους οριζόντιας ροής (Kadlec & Wallace, 2009). (β) Τεχνητοί υγροβιότοποι κάθετης υπο-επιφανειακής ροής Οι τεχνητοί υγροβιότοποι κάθετης ροής αναπτύχθηκαν αρχικά στην Ευρώπη με σκοπό την παροχή υψηλότερων επιπέδων οξυγόνου διαμέσου του υποστρώματος των υγροβιότοπων που θα μπορούσαν να συνεισφέρουν στις διεργασίες της νιτροποίησης και στην παραγωγή νιτροποιημένων εκροών. Αποτέλεσαν δηλαδή μια προσπάθεια αντιμετώπισης των αδυναμιών που εμφάνιζαν τα αντίστοιχα συστήματα οριζόντιας ροής, τα οποία εμφάνιζαν περιορισμένη ικανότητα οξείδωσης της αμμωνίας λόγω της μειωμένης παροχής οξυγόνου διαμέσου του υποστρώματος (Cooper et al., 1999). Σχήμα 15: Τεχνητός υγροβιότοπος κάθετης υπο-επιφανειακής ροής (ΥΠΕΚΑ, 2012) 64

81 Οι τεχνητοί υγροβιότοποι κάθετης ροής περιλαμβάνουν διάφορες στρώσεις άμμου/χαλικιού και φυτική βλάστηση που αναπτύσσεται στις ανώτερες στρώσεις τους (Σχήμα 15). Τα λύματα τροφοδοτούνται από την κορυφή και στη συνέχεια διεισδύουν βαθμιαία διαμέσου των στρώσεων προς τα κάτω, όπου και συλλέγονται μέσω των σωληνώσεων του αποχετευτικού δικτύου που βρίσκονται στη βάση του συστήματος. Τα λύματα εισέρχονται στο σύστημα με διαλείπουσα τροφοδοσία σε μεγάλες παρτίδες που κατακλύζουν την επιφάνεια του υγροβιότοπου. Κατ αυτό τον τρόπο, το υπόστρωμα αποστραγγίζεται πλήρως κι επιτρέπει στον αέρα να εισέλθει διαμέσου των πόρων του. Η επόμενη παρτίδα των λυμάτων που εισέρχεται παγιδεύει τον αέρα που βρίσκεται εγκλωβισμένος στο υπόστρωμα. Το φαινόμενο αυτό, σε συνδυασμό με τις σημαντικές ποσότητες αέρα που προστίθενται από την ταχεία και συχνή τροφοδοσία των λυμάτων, συμβάλλουν στην ικανοποιητική μεταφορά του οξυγόνου διαμέσου του υποστρώματος, αυξάνοντας παράλληλα έτσι και την ικανότητα νιτροποίησης. Γενικά, η διάχυση του οξυγόνου από τον αέρα που προστίθεται στο σύστημα μέσω της διαλείπουσας τροφοδοσίας συμβάλλει πολύ περισσότερο στην οξυγόνωση του υποστρώματος σε σύγκριση με τη μεταφορά οξυγόνου που παρέχεται μέσω των φυτών (UN-HABITAT, 2008). Οι τεχνητοί υγροβιότοποι κάθετης ροής χρησιμοποιούνται ακόμη και στην περίπτωση επιβαρυμένων λυμάτων, ενώ για τα ανεπεξέργαστα απόβλητα που δεν έχουν υποστεί κανένα στάδιο προεπεξεργασίας, μπορεί να χρησιμοποιηθεί ένα διαφορετικό σύστημα επεξεργασίας που ξεκίνησε να αναπτύσσεται και να εφαρμόζεται στη Γαλλία. Σε αυτό το τύπο συστήματος τα λύματα αρχικά υφίστανται επεξεργασία σε έναν υγροβιότοπο κάθετης ροής που περιέχει χαλίκι ως υπόστρωμα και λειτουργεί ως στάδιο προεπεξεργασίας. Στη συνέχεια, τα λύματα οδηγούνται σε ένα δεύτερο στάδιο επεξεργασίας, που αποτελείται από έναν δεύτερο υγροβιότοπο κάθετης ροής και χρησιμοποιεί χονδρόκοκκη άμμο ως υπόστρωμα (Molle et al., 2005). Αξίζει να αναφερθεί πως οι τεχνητοί υγροβιότοποι που βρίσκουν ολοένα και μεγαλύτερη εφαρμογή είναι τα συστήματα κάθετης υπο-επιφανειακής ροής και διαλείπουσας τροφοδοσίας. Οι λόγοι που έχουν προσελκύσει το ενδιαφέρον οι συγκεκριμένοι τύποι συστημάτων συνοψίζονται ως εξής: Εμφανίζουν πολύ μεγαλύτερη ικανότητα μεταφοράς οξυγόνου, αυξάνοντας έτσι τα επίπεδα νιτροποίησης Καταλαμβάνουν σημαντικά λιγότερη έκταση γης συγκριτικά με τα συστήματα οριζόντιας υποεπιφανειακής ροής Απομακρύνουν αποτελεσματικά το οργανικό φορτίο των λυμάτων (BOD 5, COD) και τα παθογόνα 65

82 2.2.4 Υβριδικά συστήματα υγροβιότοπων Τα διαφορετικά είδη τεχνητών υγροβιότοπων μπορούν να συνδυαστούν προκειμένου να επιτύχουν υψηλότερα επίπεδα απομάκρυνσης των ρυπαντών, ιδιαίτερα ως προς την απομάκρυνση του αζώτου. Σε αυτά τα συστήματα, τα οποία αποκαλούνται «υβριδικά», τα πλεονεκτήματα των διαφορετικών συστημάτων συνδυάζονται με σκοπό να αλληλοσυμπληρώσουν το ένα με το άλλο και να καλύψουν τις ατέλειες που συνεπάγεται η λειτουργία των μεμονωμένων συστημάτων. Τα υβριδικά συστήματα που χρησιμοποιούνται συνηθέστερα περιλαμβάνουν υγροβιότοπους οριζόντιας και κάθετης υποεπιφανειακής ροής μέσω των οποίων επιτυγχάνεται εκροή χαμηλής συγκέντρωσης BOD που έχει υποστεί πλήρη νιτροποίηση και μερική απονιτροποίηση, δηλαδή που περιέχει σημαντικά χαμηλότερη συγκέντρωση ολικού αζώτου και οργανικού άνθρακα (Cooper 1999, 2001). Από τη δεκαετία του 90 κι ύστερα, ξεκίνησε να εφαρμόζεται ο συνδυασμός διαφορετικών τύπων τεχνητών υγροβιότοπων που συμπεριελάμβαναν και τα συστήματα επιφανειακής ροής, με αποτέλεσμα σήμερα, πολλές εφαρμογές να εμφανίζουν ιδιαίτερα ενθαρρυντικά αποτελέσματα (Vymazal & Kröpfelová, 2008). Γενικά, υπάρχει αυξανόμενο ενδιαφέρον για τα υβριδικά συστήματα υγροβιότοπων, παρά το γεγονός ότι συνεπάγονται υψηλότερα κόστη από τα συμβατικά Μηχανισμοί απομάκρυνσης ρυπαντών Οι τεχνητοί υγροβιότοποι αποτελούν εξαιρετικά πολύπλοκα συστήματα που διαχωρίζουν και μετασχηματίζουν τους ρυπαντές των λυμάτων μέσω φυσικών, χημικών και βιολογικών μηχανισμών, οι οποίοι πραγματοποιούνται ταυτόχρονα ή διαδοχικά όσο τα λύματα ρέουν διαμέσου του συστήματος. Σε ποιοτική βάση, οι διεργασίες που λαμβάνουν χώρα είναι γνωστές, αλλά μόνο σε λίγες περιπτώσεις έχουν πραγματοποιηθεί ακριβείς μετρήσεις που παρέχουν μια περισσότερο ποσοτική εκτίμηση. Οι δύο κύριοι μηχανισμοί που επενεργούν στα περισσότερα συστήματα επεξεργασίας, είναι οι διεργασίες διαχωρισμού της υγρής/στερεής φάσης και μετασχηματισμού των συστατικών των λυμάτων. Οι διεργασίες διαχωρισμού τυπικά περιλαμβάνουν το διαχωρισμό λόγω βαρύτητας, τη διήθηση, την απορρόφηση, την προσρόφηση, την ιοντοεναλλαγή, την απογύμνωση και την έκπλυση. Οι διεργασίες μετασχηματισμού αφορούν συνήθως σε χημικές αντιδράσεις, συμπεριλαμβανομένων των αντιδράσεων οξειδοαναγωγής, της κροκίδωσης, των αντιδράσεων οξέος/βάσης και της καθίζησης, ή σε βιοχημικές αντιδράσεις που πραγματοποιούνται κάτω από αερόβιες, ανοξικές ή αναερόβιες συνθήκες. Οι διεργασίες διαχωρισμού και μετασχηματισμού μπορεί να οδηγήσουν στην άμεση απομάκρυνση των ρύπων από τα συστήματα των υγροβιότοπων ωστόσο, συνήθως συντελούν στην παραμονή των εκάστοτε ρυπαντών εντός του υγροβιότοπου για κάποια χρονική περίοδο κατά την οποία πραγματοποιούνται αλλαγές στη σύστασή τους οι οποίες επιφέρουν τελικά το επιθυμητό αποτέλεσμα, 66

83 όπως για παράδειγμα τη βιοχημική μετατροπή των οργανικών ενώσεων σε CO 2 και CH 4. Βέβαια, οι διεργασίες μετασχηματισμού δεν εξυπηρετούν πάντοτε τους στόχους της επεξεργασίας. Για παράδειγμα, στην περίπτωση των βιοχημικών μετασχηματισμών, ενδέχεται να παραχθεί βιομάζα ή οργανικά οξέα τα οποία θα προκαλέσουν επιπρόσθετη ρύπανση εάν διαφύγουν στην εκροή του συστήματος επεξεργασίας (USEPA, 2000). Οι Crites & Tchobanoglous (1998) συγκέντρωσαν τους κύριους μηχανισμούς απομάκρυνσης ή/και μετατροπής των ρυπαντών που επενεργούν στα συστήματα των τεχνητών υγροβιότοπων σε έναν ενιαίο πίνακα (Πίνακα 9). Οι παράμετροι που εξετάζονται περιλαμβάνουν το οργανικό φορτίο (π.χ. BOD), τα αιωρούμενα στερεά, το άζωτο, ο φώσφορος, τα μέταλλα, τα ιχνοστοιχεία και τα παθογόνα. Η κατανόηση των μηχανισμών απομάκρυνσης είναι πολύ σημαντική για την ανάπτυξη μοντέλων που χρησιμοποιούνται για την πρόβλεψη της απόδοσης των συγκεκριμένων συστημάτων επεξεργασίας. Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 9, είναι πολύ δύσκολο να διαχωριστούν οι διεργασίες απομάκρυνσης ρυπαντών από τις διεργασίες μετατροπής τους καθώς και οι δύο αυτές κατηγορίες πραγματοποιούνται ταυτόχρονα. Μάλιστα, ο καθορισμός των μηχανισμών απομάκρυνσης για κάθε ένα είδος ρυπαντή γίνεται ακόμα πιο περίπλοκος αφού το κάθε συστατικό μπορεί να εμφανίζεται σε διάφορες μορφές που ποικίλουν ανάλογα με το βαθμό επεξεργασίας των λυμάτων. Τέλος, σε κάθε είδος τεχνητού υγροβιότοπου επικρατούν ταυτόχρονα -αλλά σε διαφορετικό βαθμό τη φορά- τόσο αερόβιες όσο και αναερόβιες συνθήκες που επιδρούν στους μηχανισμούς απομάκρυνσης και μετατροπής των ρυπαντών (Crites & Tchobanoglous, 1998). Πίνακας 9: Κύριοι μηχανισμοί απομάκρυνσης και μετατροπής των σημαντικότερων ρυπαντών των λυμάτων στους τεχνητούς υγροβιότοπους (Crites & Tchobanoglous, 1998) Τεχνητοί υγροβιότοποι Συστατικό λυμάτων Βιοδιασπάσιμη οργανική ύλη Αιωρούμενα στερεά Άζωτο Επιφανειακής ροής (SF ή FWS) Αναδυόμενων φυτών Βιο-μετατροπή από αερόβια, επαμφοτερίζοντα και αναερόβια βακτήρια που βρίσκονται στα φυτά και στην επιφάνεια της νεκρής ύλης του διαλυτού BOD, πρόσληψη, διήθηση και καθίζηση σωματιδιακού BOD Επιπλεόντων φυτών Βιο-μετατροπή από αερόβια, επαμφοτερίζοντα και αναερόβια βακτήρια που βρίσκονται στα φυτά και στην επιφάνεια της νεκρής ύλης Υπο-επιφανειακής ροής (SSF) Βιο-μετατροπή από επαμφοτερίζοντα και αναερόβια βακτήρια που βρίσκονται στα φυτά και στην επιφάνεια της νεκρής ύλης Διήθηση, καθίζηση Διήθηση, καθίζηση Διήθηση, καθίζηση Νιτροποίηση/απονιτροποίηση, πρόσληψη από τα φυτά, εξάτμιση Νιτροποίηση/απονιτροπο ίηση, πρόσληψη από τα φυτά, εξάτμιση Νιτροποίηση/απονιτροποί ηση, πρόσληψη από τα φυτά, εξάτμιση 67

84 Τεχνητοί υγροβιότοποι Συστατικό λυμάτων Φώσφορος Βαρέα μέταλλα Ιχνοστοιχεία Παθογόνα Επιφανειακής ροής (SF ή FWS) Αναδυόμενων φυτών Καθίζηση, πρόσληψη από τα φυτά Προσρόφηση στα φυτά και στην νεκρή ύλη, καθίζηση Εξάτμιση, προσρόφηση, βιοαποικοδόμηση Φυσική παρακμή, κατανάλωση από άλλους οργανισμούς, υπεριώδης ακτινοβολία, καθίζηση, απέκκριση αντιβιοτικών ουσιών από τις ρίζες των φυτών Επιπλεόντων φυτών Καθίζηση, πρόσληψη από τα φυτά Προσρόφηση στις ρίζες των φυτών, καθίζηση Εξάτμιση, προσρόφηση, βιοαποικοδόμηση Φυσική παρακμή, κατανάλωση από άλλους οργανισμούς, καθίζηση Υπο-επιφανειακής ροής (SSF) Διήθηση, καθίζηση, πρόσληψη από τα φυτά Προσρόφηση στις ρίζες των φυτών και στην νεκρή ύλη, καθίζηση Προσρόφηση, βιοαποικοδόμηση Φυσική παρακμή, κατανάλωση από άλλους οργανισμούς, απέκκριση αντιβιοτικών ουσιών από τις ρίζες των φυτών Στη συνέχεια ακολουθεί μια λεπτομερέστερη ανάλυση των μηχανισμών απομάκρυνσης ρυπαντών ανά κατηγορία συστατικού και ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου (επιφανειακής ή υπο-επιφανειακής ροής) (USEPA, 2000, Crites & Tchobanoglous, 1998): Ολικά αιωρούμενα στερεά (TSS) Τα ολικά αιωρούμενα στερεά όχι μόνο απομακρύνονται αλλά και παράγονται κατά την παραμονή τους στους υγροβιότοπους. Στα συστήματα επιφανειακής ροής, οι κύριοι μηχανισμοί απομάκρυνσης των στερεών είναι η κροκίδωση/καθίζηση και η διήθηση/αναχαίτιση, ενώ η παραγωγή των στερεών μπορεί να προέλθει από την αποσύνθεση ασπόνδυλων οργανισμών, τον κατακερματισμό των υπολειμμάτων των φυτών, την παραγωγή πλαγκτόν και μικροβίων στην υδατική φάση ή στην επιφάνεια των φυτών καθώς και το σχηματισμό χημικών ιζημάτων, όπως είναι ο θειούχος σίδηρος (USEPA, 2000). Τα περισσότερα καθιζάνοντα στερεά απομακρύνονται σε απόσταση 15 έως 30 μέτρα από την είσοδο του συστήματος. Η βέλτιστη απομάκρυνση των στερεών απαιτεί την ύπαρξη πλούσιας βλάστησης που θα διευκολύνει τις διεργασίες της καθίζησης και διήθησης ενώ παράλληλα θα εμποδίσει την εκ νέου ανάπτυξη των αλγών. Τέλος, για την απομάκρυνση των αλγών από το σύστημα υγροβιότοπων συνήθως απαιτείται υδραυλικός χρόνος παραμονής που κυμαίνεται από 6 μέχρι 10 μέρες (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής, ένας από τους κύριους ενδιάμεσους μηχανισμούς απομάκρυνσης των αιωρούμενων στερεών είναι η κροκίδωση και καθίζηση των κολλοειδών σωματιδίων. Τα συστήματα αυτά είναι ιδιαίτερα αποτελεσματικά στην απομάκρυνση των στερεών λόγω των σχετικά 68

85 χαμηλών ταχυτήτων που επικρατούν και της μεγάλης επιφάνειας του υποστρώματος. Πρακτικά, λειτουργούν όπως και τα φίλτρα χαλικιών παρέχοντας τη δυνατότητα διαχωρισμού των στερεών μέσω της καθίζησης λόγω βαρύτητας, των φυσικών διεργασιών στράγγισης και δέσμευσης των σωματιδίων καθώς και της προσρόφησης στο φιλμ βιομάζας που αναπτύσσεται και προσκολλάται στα χαλίκια και στο ριζικό σύστημα των φυτών (USEPA, 2000). Τα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής προστατεύονται από τα ρεύματα ανέμου και την επαναιώρηση των στερεών (λόγω της έλλειψης ελεύθερης επιφάνειας υγρού), γι αυτό και δίνουν τη δυνατότητα παραγωγής εκροής με χαμηλότερες συγκεντρώσεις ολικών αιωρούμενων στερεών, συγκριτικά με τα συστήματα επιφανειακής ροής. Η πλειονότητα των στερεών καθιζάνει ή παγιδεύεται σε απόσταση ίση με το 10-20% της συνολικής απόστασης του υγροβιότοπου. Η έμφραξη του υποστρώματος αποτελεί συχνό φαινόμενο στα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής που παρατηρείται κυρίως λόγω της επιβολής υψηλών οργανικών φορτίσεων και φορτίσεων στερεών στην είσοδο του υγροβιότοπου. Αυτό έχει ως αποτέλεσμα τη διέλευση των λυμάτων από την επιφάνεια του υποστρώματος και όχι διαμέσου των πόρων του, όπως θα έπρεπε να συμβαίνει υπό κανονικές συνθήκες (Crites & Tchobanoglous, 1998). Οργανική ύλη Στα συστήματα επιφανειακής ροής, το διαλυτό και σωματιδιακό BOD απομακρύνεται μέσω διαφορετικών μηχανισμών. Το διαλυτό BOD απομακρύνεται μέσω της βιολογικής δραστηριότητας και της προσρόφησης στα φυτά και στην επιφάνεια των υπολειμμάτων τους. Οι χαμηλές ταχύτητες ροής και η ύπαρξη των αναδυόμενων φυτών διευκολύνει την συσσωμάτωση/καθίζηση και παγίδευση του σωματιδιακού BOD, το οποίο βρίσκεται υπό τη μορφή οργανικών στερεών και απομακρύνεται μέσω των ίδιων μηχανισμών που απομακρύνουν και τα αιωρούμενα στερεά (Crites & Tchobanoglous, 1998). Ομοίως, στα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής, η σωματιδιακή οργανική ύλη απομακρύνεται με τους ίδιους μηχανισμούς που επενεργούν κατά την απομάκρυνση των αιωρούμενων στερεών. Τα στερεά που διαχωρίζονται από τη ροή των εισερχόμενων λυμάτων μαζί με τα υπολείμματα των φυτών υπόκεινται σε αποσύνθεση, ενώ μέσω της υδρόλυσης που λαμβάνει χώρα παράγονται διαλυτές οργανικές ενώσεις. Οι ενώσεις αυτές, μαζί με το διαλυτό οργανικό φορτίο των εισερχόμενων λυμάτων προσροφώνται/ απορροφώνται στο φιλμ βιομάζας που βρίσκεται προσκολλημένο στο υπόστρωμα, στις ρίζες των φυτών καθώς και στα φυτικά υπολείμματα που βρίσκονται συσσωρευμένα στον πυθμένα ή στα διάκενα του υποστρώματος. Το εσωτερικό του υποστρώματος διαθέτει περιορισμένες ποσότητες οξυγόνου που παρέχονται κυρίως μέσω του αερισμού της επιφάνειάς του και της μεταφοράς του οξυγόνου διαμέσου των φυτών. Η βιολογική δραστηριότητα πραγματοποιείται κυρίως υπό αναερόβιες ή επαμφοτερίζουσες συνθήκες και ο αερόβιος μεταβολισμός είναι περιορισμένος αφού οι συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου είναι πολύ χαμηλές (<0,1 mg/l) (Lienard, 1987). Τα αναερόβια μονοπάτια που συνεισφέρουν στην 69

86 απομάκρυνση του BOD περιλαμβάνουν τα στάδια της μεθανογένεσης, της αναγωγής των θειικών και της απονιτροποίησης, τα οποία οδηγούν στην παραγωγή αέριων τελικών προϊόντων. Οι αντιδράσεις αυτές βρίσκονται σε άμεση εξάρτηση από τη θερμοκρασία με αποτέλεσμα να μειώνεται ο ρυθμός τους κατά τους χειμερινούς μήνες. Ωστόσο, με την αύξηση της θερμοκρασίας των υδάτων, οι διεργασίες ξεκινούν εκ νέου, παράγοντας σημαντικές ποσότητες αέριων προϊόντων και διαλυτού οργανικού φορτίου (USEPA, 2000). Ολικό άζωτο Στους τεχνητούς υγροβιότοπους, το σωματιδιακό οργανικό άζωτο που εισέρχεται κατά την είσοδο των λυμάτων ή δημιουργείται μέσω των φυτών, διαχωρίζεται. Οι βιοδιασπάσιμες ενώσεις υφίστανται αμμωνιοποίηση από αερόβιους ή αναερόβιους οργανισμούς της βιομάζας και των ιζημάτων, ενώ οι δύσκολα διασπάσιμες ενώσεις οργανικού αζώτου συσσωρεύονται και τελικά ενσωματώνονται στο πυθμένα του υγροβιότοπου. Τα αμμωνιακά που απελευθερώνονται από το σωματιδιακό οργανικό άζωτο στα ιζήματα του υγροβιότοπου αποτελούν σημαντικά θρεπτικά συστατικά για τα αναδυόμενα και βυθισμένα φυτά που τα προσλαμβάνουν κατά την περίοδο ανάπτυξής τους. Η νιτροποίηση των αμμωνιακών απαιτεί την ύπαρξη οξυγόνου γι αυτό και πραγματοποιείται μόνο στις περιοχές που υπάρχουν διαθέσιμες ποσότητες διαλυμένου οξυγόνου. Για τον ίδιο λόγο τα επίπεδα της νιτροποίησης μειώνονται σημαντικά σε συστήματα που δέχονται υψηλές οργανικές φορτίσεις (>100 lb/ac/d) ή σε νέα συστήματα που δεν καλύπτονται πλήρως από φυτική βλάστηση. Στα συστήματα επιφανειακής ροής και ειδικότερα κοντά στην επιφάνεια των υδάτων των ανοιχτών χώρων του υγροβιότοπων μπορεί και πραγματοποιείται νιτροποίηση εφόσον το οξυγόνο επαρκεί. Τα νιτρικά που παράγονται μέσω της νιτροποίησης ή που εισάγονται μέσω των εισερχόμενων λυμάτων, προσλαμβάνονται από το πλαγκτόν, τα άλγη, τα κυανοβακτήρια, τους ετεροτροφικούς μικροοργανισμούς και τους υπόλοιπους οργανισμούς που βρίσκονται προσκολλημένοι στις επιφάνειες των ιζημάτων του υγροβιότοπου. Μικρές ποσότητες νιτρικών που παράγονται προσλαμβάνονται επίσης από τις ρίζες των φυτών ή να διαχυθούν προς τα πάνω, στην υγρή φάση. Υπό αναερόβιες συνθήκες και υπό την προϋπόθεση ότι υπάρχει διαθέσιμη οργανική ύλη, κατάλληλοι μικροοργανισμοί μετατρέπουν τα νιτρικά σε αέριο άζωτο (ΝΟ 2, Ν 2) μέσω της απονιτροποίησης. Τέλος, κάποιες ποσότητες νιτρικών διαχέονται στο πυθμένα του υγροβιότοπου όπου προσλαμβάνονται από τα φυτά ή υφίστανται και πάλι απονιτροποίηση. Γενικά, οι υφιστάμενες περιβαλλοντικές νομοθεσίες θέτουν όρια που στοχεύουν στον περιορισμό των συγκεντρώσεων αμμωνίας ή του ολικού αζώτου των εκροών. Αναφορικά με την αμμωνία, οι διεργασίες που επιτυγχάνουν αποτελεσματική απομάκρυνση περιλαμβάνουν την πρόσληψη από τα φυτά, την νιτροποίηση, την εξάτμιση και την ιοντοεναλλαγή. Αντίστοιχα, η απομάκρυνση του ολικού αζώτου μπορεί 70

87 να επιτευχθεί μέσω της πρόσληψης από τα φυτά και της συγκομιδής τους, τις διεργασίες νιτροποίησης/απονιτροποίησης, την εξάτμιση και την ιοντοεναλλαγή. Η πρόσληψη του αζώτου από τα φυτά είναι εποχιακή και απαιτεί τη συγκομιδή των φυτών πριν φτάσουν στο τέλος του κύκλου ζωής τους. Και στις δύο περιπτώσεις, οι διεργασίες της εξάτμισης και ιοντοεναλλαγής συνεισφέρουν ελάχιστα στην απομάκρυνση της αμμωνίας και του ολικού αζώτου στα συστήματα επιφανειακής ροής. Για να επιτευχθεί η απονιτροποίηση απαιτείται να έχει προηγηθεί το στάδιο της νιτροποίησης και να υπάρχουν διαθέσιμες ποσότητες οργανικού άνθρακα σε περιοχές που είναι ελεύθερες από διαλυμένο οξυγόνο, ενώ τόσο η νιτροποίηση όσο και η απονιτροποίηση επηρεάζονται από τη θερμοκρασία και οι ρυθμοί τους μπορεί να μειωθούν σημαντικά κατά τους χειμερινούς μήνες (USEPA, 2000). Τα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής διαθέτουν την ικανότητα νιτροποίησης και απονιτροποίησης. Εντούτοις, συχνά εμφανίζονται περιορισμοί κατά την απομάκρυνση του αζώτου που αφορούν κυρίως το στάδιο της νιτροποίησης, το οποίο απαιτεί την ύπαρξη οξυγόνου. Οι περιορισμοί αυτοί οφείλονται στο γεγονός ότι στα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής, η ροή των λυμάτων διαμέσου του υποστρώματος πραγματοποιείται υπό αναερόβιες συνθήκες, με εξαίρεση τα επιφανειακά στρώματα του υγροβιότοπου και τα σημεία γύρω από τις ρίζες των φυτών που έρχονται σε επαφή με το οξυγόνο. Επομένως, η νιτροποίηση περιορίζεται στις περιοχές αυτές που διαθέτουν επαρκείς ποσότητες οξυγόνου. Όπως αναφέρθηκε και παραπάνω, το στάδιο της απονιτροποίησης απαιτεί την ύπαρξη οργανικού άνθρακα που προέρχεται κυρίως από τα υπολείμματα αποσύνθεσης των φυτών ή από τις διεργασίες αποσύνθεσης της βιομάζας κοντά στην επιφάνεια του υποστρώματος. Ωστόσο, η παροχή του οργανικού άνθρακα είναι εποχιακή και συμβαδίζει με τον κύκλο ζωής των φυτών επομένως, δεν είναι σταθερή. Επίσης, και σε αυτή την περίπτωση οι χαμηλές θερμοκρασίες κατά τους χειμερινούς μήνες μειώνουν τους ρυθμούς απονιτροποίησης. Από την ανάλυση που προηγήθηκε γίνεται εμφανές ότι τα συμβατικά συστήματα υγροβιότοπων υπο-επιφανειακής ροής δεν αποτελούν αξιόπιστη και οικονομικά βιώσιμη επιλογή για την απομάκρυνση της αμμωνίας. Για τη βελτίωση της λειτουργίας τους συνιστάται η εφαρμογή χαμηλών φορτίσεων (USEPA, 2000) και η πρόσθετη παροχή οξυγόνου σε σημεία του υποστρώματος που εμφανίζουν συγκέντρωση BOD χαμηλότερη από 30mg/L, προκειμένου να διασφαλιστεί ότι το παρεχόμενο οξυγόνο χρησιμοποιείται κυρίως από τους νιτροποιητές (Crites & Tchobanoglous, 1998). Ολικός φώσφορος Στα λύματα, όπως και στα φυσικά ύδατα, ο φώσφορος βρίσκεται κυρίως υπό την μορφή φωσφορικών αλάτων. Στα συστήματα επιφανειακής ροής, οι κύριοι μηχανισμοί που δρουν για την απομάκρυνση του φωσφόρου είναι η προσρόφηση, η χημική κατακρήμνιση και η πρόσληψη από τα φυτά. Γενικά, η απομάκρυνση του φωσφόρου σε μακροχρόνια βάση κυμαίνεται σε χαμηλά επίπεδα αφού, παρά το γεγονός ότι τα φυτά προσλαμβάνουν άμεσα τις ανόργανες μορφές του φωσφόρου, στο τέλος του κύκλου 71

88 ζωής τους απελευθερώνουν κάποιες ποσότητες φωσφόρου. Οι αλληλεπιδράσεις του εδάφους και ο χρόνος παραμονής των λυμάτων, αποτελούν δύο ακόμη παραμέτρους που επηρεάζουν τις διεργασίες απομάκρυνσης φωσφόρου. Ενδεικτικά, στα συστήματα με χρόνο παραμονής 5-10 μέρες, η απομάκρυνση του φωσφόρου σπάνια ξεπερνά τα 1-3 mg/l (Crites & Tchobanoglous, 1998). Η απομάκρυνση των φωσφορικών στα συστήματα επιφανειακής ροής συνδέεται με τη βαθμιαία συσσώρευση και εναπόθεσή τους στα ιζήματα του υγροβιότοπου. Η ανακύκλωση και αποθήκευση των φωσφορικών περιλαμβάνει ένα σύνθετο σύνολο διαδικασιών όπου εμπλέκονται διάφορες μορφές των φωσφορικών. Οι αδιάλυτες οργανικές και ανόργανες μορφές των φωσφορικών καθιζάνουν ή παγιδεύονται στις στερεές επιφάνειες της υδατικής φάσης, στον πυθμένα ή σε άλλα επιπλέοντα στερεά του υγροβιότοπου. Πολλές από τις αδιάλυτες ενώσεις μπορούν και μετασχηματίζονται μέσω χημικών και βιολογικών διεργασιών σε μορφές φωσφορικών που είναι διαθέσιμες για πρόσληψη από τα αναδυόμενα, βυθισμένα και επιπλέοντα φυτά. Οι ποσότητες των φωσφορικών που προσλαμβάνονται με αυτό το τρόπο ανακυκλώνονται πίσω στον υγροβιότοπο όπου γίνονται διαθέσιμες για άλλους οργανισμούς ή εξέρχονται εντελώς από το σύστημα μέσω της υδατικής φάσης. Αντίστοιχα, οι μορφές του φωσφόρου που αντιστέκονται στις διεργασίες αποσύνθεσης, κατακρατούνται στο πυθμένα του υγροβιότοπου και τελικά απομακρύνονται από το σύστημα ως συσσωρευμένα ιζήματα. Αυτά τα κλάσματα, μαζί με κάθε άλλη μορφή φωσφορικών που απομακρύνονται από την υδατική φάση και εναποτίθενται στον πυθμένα του υγροβιότοπου, συνεισφέρουν στην συνολική απομάκρυνση φωσφορικών από το σύστημα (USEPA, 2000). Στα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής οι μηχανισμοί απομάκρυνσης φωσφόρου είναι παρόμοιοι με αυτούς των συστημάτων επιφανειακής ροής, με τη διαφορά ότι εάν επιθυμούνται υψηλά ποσοστά απομάκρυνσης φωσφόρου, απαιτείται η χρήση κατάλληλου υποστρώματος που θα ενισχύσει τη διεργασία της προσρόφησης (Crites & Tchobanoglous, 1998). Παθογόνα Η απομάκρυνση των παθογόνων βακτηρίων και ιών στους τεχνητούς υγροβιότοπους πραγματοποιείται μέσω της προσρόφησης, της καθίζησης, της κατανάλωσης τους από άλλους οργανισμούς και τελικά της παρακμής τους (die-off) λόγω της έκθεσης τους στην ακτινοβολία και τις δυσμενείς θερμοκρασίες (Crites & Tchobanoglous, 1998). Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 6, η απομάκρυνση των παθογόνων που επιτυγχάνεται στα συστήματα των τεχνητών υγροβιότοπων κυμαίνεται μεταξύ 0,5-3 λογαριθμικές μονάδες, ανάλογα με την κατηγορία του παθογόνου. 72

89 2.3 Τεχνητές λίμνες Στις τεχνητές λίμνες -οι οποίες αποτελούν ένα από τα πιο διαδεδομένα φυσικά συστήματα επεξεργασίαςτα ανεπεξέργαστα λύματα υφίστανται επεξεργασία σε μεγάλες αβαθείς χωμάτινες λεκάνες μέσω φυσικών διεργασιών που περιλαμβάνουν τη δράση βακτηρίων και αλγών. Δεδομένου ότι στα συγκεκριμένα συστήματα ο μηχανικός εξοπλισμός είναι περιορισμένος, η οξείδωση των λυμάτων πραγματοποιείται με αργό ρυθμό και ως εκ τούτου, απαιτούνται μεγαλύτεροι χρόνοι παραμονής σε σύγκριση με τα συμβατικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων (Mara, 2003). Για την κατασκευή των τεχνητών λιμνών απαιτείται η εκσκαφή του εδάφους και η χρήση υλικών που χρησιμοποιούνται κυρίως για την κατασκευή των περιμετρικών αναχωμάτων. Συνήθως απαιτείται η στεγανοποίηση του πυθμένα και των πρανών, εκτός των περιπτώσεων που χρησιμοποιούνται εδάφη με αρκετά μικρή διαπερατότητα -όπως είναι τα αργιλικά εδάφη- ώστε να αποτρέπεται μια ενδεχόμενη ρύπανση των υπόγειων υδάτων. Επίσης, θεωρείται σκόπιμο να κατασκευάζονται μακριά από κατοικημένες περιοχές και να περιφράσσονται καταλλήλως (Ανδρεαδάκης, 2008). Η τεχνολογία των τεχνητών λιμνών αποτελεί αδιαμφισβήτητα τη σημαντικότερη μέθοδο επεξεργασίας λυμάτων στις αναπτυσσόμενες χώρες όπου υπάρχουν διαθέσιμες μεγάλες εκτάσεις γης και ευνοϊκές θερμοκρασίες για την απρόσκοπτη και αποδοτική λειτουργία τους (Mara, 2003). Επίσης, αποτελούν ιδανικά συστήματα για εφαρμογή στις τροπικές και ημι-τροπικές περιοχές καθώς, η ηλιακή ακτινοβολία και η υψηλή θερμοκρασία αποτελούν σημαντικούς παράγοντες για την επιτυχή λειτουργία τους (Peña & Mara, 2004). Είναι ιδιαίτερα κατάλληλες για τις αγροτικές και περιαστικές κοινότητες που έχουν μεγάλες εκτάσεις αχρησιμοποίητης γης, ενώ δεν θεωρούνται κατάλληλες για εφαρμογή σε πυκνοκατοικημένες αστικές περιοχές (Tilley et al., 2014). Τα πλεονεκτήματα της συγκεκριμένης τεχνολογίας είναι το χαμηλό κατασκευαστικό και λειτουργικό κόστος, η δυνατότητα ρύθμισης της εκροής και η σταθερότητα σε τυχόν μεταβολές του οργανικού φορτίου, λόγω του φαινομένου της αραίωσης των λυμάτων. Αντίστοιχα, τα μειονεκτήματα σχετίζονται κυρίως με τις μεγάλες απαιτούμενες εκτάσεις γης (μικρότερη έκταση απαιτείται στην περίπτωση των αεριζόμενων λιμνών), την πρόκληση δυσάρεστων οσμών (ιδιαίτερα στην περίπτωση που πραγματοποιείται αναερόβια διάσπαση του φορτίου των λυμάτων), την υψηλή συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών της εκροής (κυρίως λόγω της υψηλής συγκέντρωσης αλγών) και την έντονη εξάρτηση από τους κλιματολογικούς παράγοντες (ΥΠΕΚΑ, 2012). 73

90 2.3.1 Κατηγοριοποίηση συστημάτων Οι τεχνητές λίμνες ταξινομούνται, ανάλογα με το βάθος τους και το είδος της βιολογικής δραστηριότητας που λαμβάνει χώρα, στις παρακάτω κατηγορίες (Αγγελάκης & Tchobanoglous, 1995): 1. Επαμφοτερίζουσες λίμνες 2. Αερόβιες λίμνες 3. Αναερόβιες λίμνες 4. Αεριζόμενες λίμνες Τα συστήματα τεχνητών λιμνών που σχεδιάζονται για την ολοκληρωμένη διαχείριση των αποβλήτων συνήθως περιλαμβάνουν διάφορες κατηγορίες λιμνών που εξυπηρετούν διαφορετικούς σκοπούς. Η διάταξη και το είδος των λιμνών που θα χρησιμοποιηθούν κάθε φορά εξαρτώνται από τον επιθυμητό βαθμό ποιότητας των παραγόμενων εκροών και το είδος της τελικής χρήσης των εκροών (απεριόριστη ή περιορισμένη άρδευση, υδατοκαλλιέργεια, διάθεση στα επιφανειακά και υπόγεια νερά) (Peña & Mara, 2004). Για παράδειγμα, για την καθίζηση και την αναερόβια σταθεροποίηση της ιλύος χρησιμοποιούνται αναερόβιες λίμνες, για την αερόβια αποδόμηση των αιωρούμενων στερεών και της διαλυτής οργανικής ύλης δύο ή τρεις ρηχές αερόβιες ή επαμφοτερίζουσες λίμνες με μεγαλύτερους χρόνους παραμονής και για την τελική καθίζηση των αιωρούμενων σταθεροποιημένων σωματιδίων και της βακτηριακής μάζας μία ή περισσότερες λίμνες ωρίμανσης (Sasse, 1998). Όταν η εκροή πρόκειται να επαναχρησιμοποιηθεί για την άρδευση των καλλιεργειών στις περισσότερες περιπτώσεις χρησιμοποιούνται συστήματα αναερόβιων και επαμφοτερίζουσων λιμνών που επιτυγχάνουν ικανοποιητική απομάκρυνση του BOD. Παρόμοια συστήματα χρησιμοποιούνται και για την επεξεργασία ελαφρά επιβαρυμένων λυμάτων πριν τη διάθεση τους σε επιφανειακά ύδατα. Αντίστοιχα, οι λίμνες ωρίμανσης χρησιμοποιούνται συνήθως όταν η εκροή προορίζεται για την απεριόριστη άρδευση των καλλιεργειών και πρέπει να συμμορφωθεί με το όριο των <1000 FC ανά 100 ml που ορίζουν οι κατευθυντήριες οδηγίες του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας (Kayombo et al., 2004). Στο Σχήμα 16 απεικονίζεται ένα σύστημα επεξεργασίας που απαρτίζεται από τρία είδη τεχνητών λιμνών, όπου γίνονται εμφανείς οι διαφορές στα βάθη των λιμνών ανά είδος συστήματος. Σχήμα 16: Σύστημα αναερόβιας επαμφοτερίζουσας αερόβιας τεχνητής λίμνης (Tilley et al., 2014) 74

91 2.3.2 Επαμφοτερίζουσες λίμνες Οι επαμφοτερίζουσες λίμνες αποτελούν την πιο απλή κατηγορία τεχνητών λιμνών επεξεργασίας λυμάτων. Με αυτή τη μέθοδο, τα λύματα κατακρατούνται εντός των λιμνών για μεγάλο χρονικό διάστημα, κατά το οποίο πραγματοποιείται η σταθεροποίηση τους μέσω των φυσικών διεργασιών που λαμβάνουν χώρα. Στις επαμφοτερίζουσες λίμνες, τα ανεπεξέργαστα λύματα εισέρχονται από το ένα άκρο της λίμνης και εξέρχονται από το απέναντι αντίθετο άκρο. Κατά τη διάρκεια αυτής της διαδρομής, η οποία μπορεί να διαρκέσει αρκετές μέρες, επενεργούν διάφοροι μηχανισμοί για την επεξεργασία των λυμάτων, οι οποίοι λαμβάνουν χώρα σε τρεις διαφορετικές ζώνες: την αναερόβια, την αερόβια και την επαμφοτερίζουσα ζώνη. Η αιωρούμενη οργανική ύλη -που απαρτίζεται κυρίως από το σωματιδιακό BOD των λυμάτων- τείνει να καθιζάνει στον πυθμένα της λίμνης, σχηματίζοντας μια στρώση ιλύος που αποτελεί την αναερόβια ζώνη (Σχήμα 17). Σχήμα 17: Επαμφοτερίζουσα τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Η ιλύς της αναερόβιας ζώνης υφίσταται αποσύνθεση μέσω αναερόβιων μικροοργανισμών και σταδιακά μετατρέπεται σε διοξείδιο του άνθρακα, μεθάνιο και άλλα αέρια. Μετά από κάποιο χρονικό διάστημα, η ιλύς μετατρέπεται σε αδρανές κλάσμα που περιλαμβάνει κυρίως τις μη βιοδιασπάσιμες ουσίες των λυμάτων, οι οποίες αντιστέκονται στις διεργασίες αποσύνθεσης. Το υδρόθειο που παράγεται μέσω των αναερόβιων διεργασιών συνήθως δεν προκαλεί προβλήματα δυσοσμίας διότι οξειδώνεται μέσω χημικών και βιοχημικών διεργασιών στην αερόβια ζώνη, καθώς ανέρχεται προς την επιφάνεια της λίμνης. Η διαλυτή οργανική ύλη -που απαρτίζεται κυρίως από το διαλυτό BOD των λυμάτων- μαζί με μικρές ποσότητες στερεών (ελαφρά σωματίδια), παραμένει αιωρούμενη στην υγρή φάση της λίμνης. Στο ανώτερο στρώμα της λίμνης βρίσκεται η αερόβια ζώνη, στην οποία πραγματοποιείται η οξείδωση της οργανικής ύλης μέσω της αερόβιας αναπνοής, ενώ το απαιτούμενο οξυγόνο παρέχεται από τα άλγη της λίμνης μέσω της φωτοσύνθεσης. Τόσο η αερόβια αναπνοή όσο και η φωτοσύνθεση διατηρούν την παραγωγή και κατανάλωση του οξυγόνου και του διοξειδίου του άνθρακα σε ισορροπία, όπως φαίνεται και από τις παρακάτω αντιδράσεις: Φωτοσύνθεση: CO 2 + H 2O + Ενέργεια Οργανική ύλη + O 2 Αερόβια αναπνοή: Οργανική ύλη + O 2 CO 2 + H 2O + Ενέργεια Εφόσον η διεργασία της φωτοσύνθεσης απαιτεί την ενέργεια της ηλιακής ακτινοβολίας, οι περιοχές που χαρακτηρίζονται από υψηλά επίπεδα ηλιακής ακτινοβολίας και χαμηλά επίπεδα νέφωσης αποτελούν το 75

92 ιδανικότερο περιβάλλον για την εφαρμογή των τεχνητών λιμνών. Η διεργασία της φωτοσύνθεσης πραγματοποιείται μόνο κατά τη διάρκεια της μέρας με αποτέλεσμα τις βραδινές ώρες να παρατηρείται έλλειψη οξυγόνου. Ακόμη, στα μεγαλύτερα βάθη των λιμνών η διείσδυση του ηλιακού φωτός είναι μικρότερη, με αποτέλεσμα να επικρατεί η διεργασία της κατανάλωσης οξυγόνου μέσω της αερόβιας αναπνοής, έναντι της παραγωγής μέσω της φωτοσύνθεσης κι έτσι, με την αύξηση του βάθους μειώνονται σταδιακά τα επίπεδα του διαλυμένου οξυγόνου. Αυτά τα φαινόμενα, οδηγούν στην ανάπτυξη και την επικράτηση διαφόρων μορφών βακτηρίων που έχουν την ικανότητα να σταθεροποιούν την οργανική ύλη απουσία αλλά και παρουσία οξυγόνου. Στην περίπτωση απουσίας του διαθέσιμου οξυγόνου, χρησιμοποιούνται άλλοι αποδέκτες ηλεκτρονίων, όπως είναι για παράδειγμα τα νιτρικά. Οι περιοχές εντός της λίμνης, που περιλαμβάνουν σημεία που διαθέτουν ή δεν διαθέτουν ελεύθερο οξυγόνο, συνιστούν την επαμφοτερίζουσα ζώνη (Von Sperling, 2007). Οι επαμφοτερίζουσες λίμνες μπορεί είναι δύο ειδών: είτε πρωτοβάθμιες, οι οποίες δέχονται τα ανεπεξέργαστα λύματα που έχουν περάσει το στάδιο του εσχαρισμού και της εξάμμωσης, είτε δευτεροβάθμιες, οι οποίες δέχονται την εκροή του πρωτοβάθμιου σταδίου επεξεργασίας (συνήθως, την εκροή μιας αναερόβιας τεχνητής λίμνης). Για την απομάκρυνση του BOD 5, οι λίμνες σχεδιάζονται βάσει της «επιφανειακής οργανικής φόρτισης», η οποία αφορά στην ποσότητα της οργανικής ύλης που εισέρχεται στη λίμνη, εκφραζόμενη σε χιλιόγραμμα BOD 5 ανά ημέρα και ανά εκτάριο επιφάνειας της λίμνης (kg BOD 5/ha/d). Συνήθως εφαρμόζονται χαμηλές τιμές επιφανειακής οργανικής φόρτισης που κυμαίνονται στο εύρος kg BOD 5/ha/d (ανάλογα με τη θερμοκρασία σχεδιασμού) προκειμένου να επιτραπεί η ανάπτυξη ενός ενεργού πληθυσμού αλγών. Το βάθος των επαμφοτεριζουσών λιμνών κυμαίνεται μεταξύ 1-2 m, με συνηθέστερη τιμή τα 1,5 m (Peña & Mara, 2004). Η εκροή από τα συστήματα επαμφοτεριζουσών λιμνών έχει τα ακόλουθα κύρια χαρακτηριστικά (CETESB, 1989): (α) πράσινο χρώμα λόγω των αλγών, (β) υψηλή συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου και (γ) υψηλή συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών. Γενικά, η επεξεργασία των λυμάτων στις επαμφοτερίζουσες λίμνες πραγματοποιείται μέσω φυσικών διεργασιών που δεν προϋποθέτουν τη χρήση εκτεταμένου μηχανικού εξοπλισμού, με αποτέλεσμα ο ρυθμός αποδόμησης να είναι χαμηλός και να απαιτούνται μεγάλοι χρόνοι παραμονής (συνήθως μεγαλύτεροι από 20 μέρες). Αντίστοιχα, προκειμένου να αποκομίζονται τα μέγιστα δυνατά οφέλη από τη διεργασία της φωτοσύνθεσης μέσω της δράσης των αλγών, απαιτούνται εξίσου μεγάλες εκτάσεις λιμνών. Κατά συνέπεια, οι επαμφοτερίζουσες λίμνες καταλαμβάνουν τη μεγαλύτερη απαιτούμενη έκταση γης, συγκριτικά με τα υπόλοιπα συστήματα επεξεργασίας λυμάτων, εξαιρουμένων των συστημάτων εδαφικής εφαρμογής). Ωστόσο, κατατάσσονται στην κατηγορία των φυσικών συστημάτων, γεγονός που 76

93 συνεπάγεται μεγαλύτερη λειτουργική απλότητα κατά τη χρήση τους, η οποία αποτελεί παράμετρο θεμελιώδους σημασίας, ιδιαίτερα για την περίπτωση των αναπτυσσόμενων χωρών (Von Sperling, 2007) Αναερόβιες λίμνες Οι αναερόβιες λίμνες αποτελούν συστήματα επεξεργασίας στα οποία επικρατούν αυστηρά αναερόβιες συνθήκες, όπως υποδηλώνει και η ονομασία τους. Αυτό επιτυγχάνεται με την εφαρμογή λυμάτων υψηλού οργανικού φορτίου ανά μονάδα όγκου της λίμνης, έτσι ώστε η κατανάλωση του διαθέσιμου οξυγόνου να πραγματοποιείται με πολύ μεγαλύτερο ρυθμό από το ρυθμό παραγωγής του. Στις αναερόβιες λίμνες, η ποσότητα του οξυγόνου που παράγεται από τη φωτοσύνθεση αλλά και τον φυσικό αερισμό της επιφάνειας της λίμνης, είναι αμελητέα. Αυτού του είδους τα συστήματα έχουν χρησιμοποιηθεί για την επεξεργασία αστικών αλλά και βιομηχανικών λυμάτων με υψηλό οργανικό φορτίο, όπως είναι τα απόβλητα από τα σφαγεία, τα χοιροστάσια, τα γαλακτοκομεία, τις βιομηχανίες ποτών κ.λπ. (Von Sperling, 2007). Τα δύο στάδια της αναερόβιας μετατροπής του οργανικού φορτίου των λυμάτων είναι: 1. Η υγροποίηση και ο σχηματισμός των οξέων, μέσω των οξικογενών βακτηρίων και άλλων βακτηρίων παραγωγής οξέων. 2. Ο σχηματισμός του μεθανίου, μέσω των μεθανογενών αρχαιοβακτηρίων και άλλων οργανισμών παραγωγής μεθανίου. Στο πρώτο στάδιο πραγματοποιείται η μετατροπή του οργανικού φορτίου σε άλλες μορφές (απλούστερα μόρια που στη συνέχεια μετατρέπονται σε οξέα) με αποτέλεσμα να μην παρατηρείται απομάκρυνση του BOD. Στο δεύτερο στάδιο, το οργανικό φορτίο (δηλαδή τα παραγόμενα οξέα του πρώτου σταδίου) μετατρέπεται κυρίως σε μεθάνιο και διοξείδιο του άνθρακα. Κατ αυτό τον τρόπο, ο περιεχόμενος άνθρακας των λυμάτων αφαιρείται από την υγρή φάση μέσω του μεθανίου που διαφεύγει στην ατμόσφαιρα κι έτσι πραγματοποιείται απομάκρυνση του BOD. Οι οργανισμοί που είναι υπεύθυνοι για το σχηματισμό του μεθανίου είναι πολύ ευαίσθητοι στις περιβαλλοντικές συνθήκες. Η παραγωγή των μεθανογενών αρχαιοβακτηρίων, προϋποθέτει την απουσία διαλυμένου οξυγόνου, τη διατήρηση της θερμοκρασίας άνω των 15 ο C και του ph 7. Στην περίπτωση που παρατηρηθεί μείωση του ρυθμού παραγωγής των μεθανογενών αρχαιοβακτηρίων και των υπόλοιπων οργανισμών παραγωγής μεθανίου, προκαλείται συσσώρευση των οξέων στο πρώτο στάδιο με αποτέλεσμα: (α) τη διακοπή των διεργασιών απομάκρυνσης του BOD και (β) την εμφάνιση δυσοσμίας, λόγω των εξαιρετικά δύσοσμων οξέων. Η διατήρηση της κατάλληλης ισορροπίας μεταξύ των δύο ομάδων μικροοργανισμών είναι πολύ σημαντική 77

94 για την διασφάλιση της επιτυχούς ολοκλήρωσης των σταδίων που περιεγράφηκαν παραπάνω (Von Sperling, 2007). Σχήμα 18: Αναερόβια τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Η μετατροπή της οργανικής ύλης των λυμάτων υπό αναερόβιες συνθήκες είναι αργή, εξαιτίας του χαμηλού ρυθμού ανάπτυξης των αναερόβιων βακτηρίων. Οι αναερόβιες αντιδράσεις παράγουν λιγότερη ενέργεια -συγκριτικά με τις αερόβιες- για τη σταθεροποίηση της οργανικής ύλης. Η θερμοκρασία αποτελεί σημαντικό παράγοντα που επιδρά στο ρυθμό παραγωγής της βιομάζας και στα ποσοστά μετατροπής του υποστρώματος, γεγονός που καθιστά τις περιοχές με θερμά κλίματα ιδιαίτερα κατάλληλες για την εφαρμογή του συγκεκριμένου είδους λίμνης. Οι αναερόβιες λίμνες έχουν συνήθως μεγαλύτερο βάθος από τις αερόβιες και επαμφοτερίζουσες, που κυμαίνεται μεταξύ 3-5 m. Το αυξημένο βάθος αποτελεί σημαντική παράμετρο προκειμένου να μειωθεί η πιθανότητα διείσδυσης του οξυγόνου που παράγεται στην επιφάνεια της λίμνης στα υπόλοιπα στρώματα της λίμνης. Επίσης, λόγω του σχετικά μεγάλου βάθους, οι απαιτούμενες εκτάσεις γης για το συγκεκριμένο τύπο συστημάτων είναι σημαντικά μειωμένες συγκριτικά με τις υπόλοιπες κατηγορίες λιμνών (Von Sperling, 2007). Οι αναερόβιες τεχνητές λίμνες αποτελούν τις μικρότερες σε έκταση λίμνες που χρησιμοποιούνται για την επεξεργασία των λυμάτων. Ο σχεδιασμός τους γίνεται με βάση την "ογκομετρική οργανική φόρτιση", δηλαδή την ποσότητα της οργανικής ύλης που εισέρχεται στη λίμνη, εκφραζόμενη σε χιλιόγραμμα BOD 5 ανά ημέρα και ανά μονάδα όγκου της λίμνης (kg BOD 5/m 3 /d). Οι αναερόβιες λίμνες δέχονται φορτία της τάξεως των gbod 5/m 3 /d, ανάλογα με την θερμοκρασία σχεδιασμού που χρησιμοποιείται (Peña & Mara, 2004). Όταν η οργανική φόρτιση είναι κάτω από 300 gbod 5/m 3 /d συνήθως στο εσωτερικό των λιμνών επικρατεί ουδέτερο ph που αποτρέπει την πρόκληση της δυσοσμίας, λόγω της περιορισμένης παραγωγής υδρόθειου. Αντίθετα, η υπερβολική οργανική φόρτιση δημιουργεί προβλήματα δυσοσμιών τα οποία περιορίζονται σε κάποιο βαθμό μόλις δημιουργηθεί μια παχύρευστη στρώση αφρού στην επιφάνεια της λίμνης. Ανάλογα με το είδος των λυμάτων που εφαρμόζονται και το επιθυμητό επίπεδο επεξεργασίας, ο χρόνος παραμονής των αναερόβιων λιμνών μπορεί να κυμαίνεται από 1 έως και 30 μέρες. Ενδεικτικά, για λύματα με συγκέντρωση BOD 300 mg/l και θερμοκρασία 20 ο C, η παραμονή των λυμάτων για 1 μέρα θεωρείται επαρκής. Εάν η εκροή της λίμνης εμφανίσει έντονη δυσοσμία, αυτό σημαίνει ότι ο χρόνος παραμονής των λυμάτων είναι εσφαλμένος και χρειάζεται διόρθωση. Επίσης, εάν ο χρόνος παραμονής είναι πολύ χαμηλός, η εκροή αποκτά χαμηλό ph και παρουσιάζει δυσοσμία. Η απομάκρυνση του BOD στην περίπτωση που εφαρμόζονται υψηλές οργανικές φορτίσεις και μεγάλοι χρόνοι παραμονής, 78

95 κυμαίνεται από 70% έως και 95% (σε όρους COD, 65-90%). Επίσης, στην περίπτωση των μεγάλων χρόνων παραμονής συνιστάται να χρησιμοποιούνται περισσότερα συστήματα λιμνών τοποθετημένα σε σειρά. Τέλος, η σταδιακή συσσώρευση των επεξεργασμένων στερεών στο πυθμένα των αναερόβιων λιμνών επιβάλλει την απομάκρυνσή τους κάθε 1-3 έτη. Η παχύρευστη στρώση των στερεών που σχηματίζεται στην επιφάνεια της λίμνης δεν χρειάζεται αφαίρεση (εφόσον συνεισφέρει στη διατήρηση των αναερόβιων συνθηκών της λίμνης) εκτός εάν προκαλεί οχλήσεις λόγω της εμφάνισης ανεπιθύμητων εντόμων. (Sasse, 1998, Mara, 2003) Αερόβιες λίμνες Οι αερόβιες τεχνητές λίμνες έχουν σχετικά μικρό βάθος που κυμαίνεται μεταξύ 0,3-0,6 m. Ο αερισμός τους πραγματοποιείται αφενός μέσω των φωτοσυνθετικών αλγών και αφετέρου μέσω του επιφανειακού αερισμού των λιμνών (Αγγελάκης & Tchobanoglous, 1995). Το μεγαλύτερο μέρος του απαιτούμενου οξυγόνου παρέχεται μέσω της επιφάνειας των αερόβιων λιμνών. Ενδεικτικά, για οργανικές φορτίσεις μικρότερες από 4 gbod/m 2 /d, το οξυγόνο που παρέχεται μέσω της επιφάνειας της λίμνης μπορεί να καλύψει πλήρως τις συνολικά απαιτούμενες ποσότητες οξυγόνου μιας αερόβιας λίμνης. Ο ρυθμός πρόσληψης του οξυγόνου αυξάνεται με την πτώση της θερμοκρασίας αλλά και με τις επιφανειακές αναταραχές της επιφάνειας που προκαλούνται λόγω του ανέμου και της βροχής. Η δράση των αλγών μέσω της φωτοσύνθεσης αποτελεί τη δεύτερη πηγή οξυγόνου των αερόβιων λιμνών. Ωστόσο, η υπερβολική ανάπτυξη των αλγών δημιουργεί θολότητα στα νερά των λιμνών με αποτέλεσμα να παρεμποδίζεται η διείσδυση της ηλιακής ακτινοβολίας στα κατώτερα στρώματα της λίμνης. Έτσι, η φωτοσύνθεση δεν μπορεί να λάβει χώρα, τα επίπεδα του οξυγόνου μειώνονται και επικρατούν αναερόβιες συνθήκες που προκαλούν προβλήματα δυσοσμιών. Η ύπαρξη των αλγών αποτελεί μια πολύ σημαντική παράμετρο για την αποτελεσματική επεξεργασία των λυμάτων στις αερόβιες λίμνες ωστόσο, αποτελούν επηρεάζουν την ποιότητα της τελικής εκροής. Για το λόγο αυτό, η ανάπτυξη των αλγών είναι ιδιαίτερα επιθυμητή στην αρχή της επεξεργασίας αλλά όχι στο τέλος της καθώς, τα στερεά που απαρτίζονται κυρίως από τα φωτοσυνθετικά άλγη αυξάνουν σημαντικά τη συγκέντρωση του BOD της εκροής (Sasse, 1998). Σχήμα 19: Αερόβια τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) 79

96 Η αποδοτικότητα της επεξεργασίας αυξάνει με την αύξηση του χρόνου παραμονής των λυμάτων, ενώ ο αριθμός των λιμνών επιδρά σε σχετικό μόνο βαθμό στην αποτελεσματικότητά τους. Για την ίδια συνολική επιφάνεια, η αποδοτικότητα μιας τεχνητής λίμνης μετά τη διάσπασή της σε δύο ξεχωριστές λίμνες αυξήθηκε κατά 10%, η διάσπαση σε τρείς λίμνες αντί για δύο αύξησε την αποδοτικότητα κατά 4% και σε τέσσερις αντί για τρεις κατά 2%. Αυτό αποδεικνύει ότι η εφαρμογή συστημάτων που περιλαμβάνουν πάνω από 3 τεχνητές λίμνες δεν δικαιολογούνται από οικονομικής πλευράς αφού, το ίδιο αποτέλεσμα επεξεργασίας μπορεί να επιτευχθεί απλά αυξάνοντας την επιφάνεια της λίμνης (Sasse, 1998). Οι αερόβιες λίμνες χρησιμοποιούνται κυρίως ως τριτοβάθμιο στάδιο επεξεργασίας επομένως, πρέπει να έχει προηγηθεί η δευτεροβάθμια επεξεργασία των λυμάτων πριν την είσοδό τους σε αυτές (ΥΠΕΚΑ, 2012). Στην περίπτωση αυτή, οι αερόβιες λίμνες συχνά αποκαλούνται και ως «λίμνες ωρίμανσης». Κύρια λειτουργία των τεχνητών λιμνών ωρίμανσης είναι η μείωση του αριθμού των παθογόνων (κυρίως των κολοβακτηριδίων περιττωματικής προέλευσης και των ιών) σε επίπεδα που είναι κατάλληλα για την επαναχρησιμοποίηση της παραγόμενης εκροής στη γεωργία ή τις υδατοκαλλιέργειες. Στις λίμνες αυτές, τόσο η απομάκρυνση του BOD και των αιωρούμενων στερεών, όσο και των θρεπτικών συστατικών των λυμάτων (άζωτο, φώσφορος) διατηρούνται σε χαμηλά επίπεδα. Εντούτοις, ένα καλά σχεδιασμένο σύστημα τεχνητών λιμνών (αναερόβια λίμνη-επαμφοτερίζουσα λίμνη-λίμνες ωρίμανσης) που λειτουργεί και συντηρείται σωστά μπορεί να επιτύχει ιδιαίτερα υψηλές αποδόσεις λόγω της αθροιστικής απομάκρυνσης του BOD, των αιωρούμενων στερεών και των θρεπτικών συστατικών που προσφέρει το σύνολο των λιμνών (Mara, 2003) Αεριζόμενες λίμνες Στις αεριζόμενες τεχνητές λίμνες, η παροχή του οξυγόνου γίνεται μέσω μηχανικών επιφανειακών αεριστήρων ή διαχυτήρων. Η έκταση τους είναι σημαντικά μικρότερη από την έκταση των επαμφοτεριζουσών λιμνών καθώς μπορούν να δεχτούν λύματα με υψηλότερο οργανικό φορτίο. (Αγγελάκης & Tchobanoglous, 1995). Επίσης, λόγω της πρόσθετης παροχής αερισμού, μπορούν και λειτουργούν σε ένα ευρύτερο θερμοκρασιακό φάσμα, σε σύγκριση με τα υπόλοιπα είδη τεχνητών λιμνών (Tilley et al., 2014). Οι αεριζόμενες λίμνες μπορεί να είναι είτε πλήρους μίξης, είτε ατελούς μίξης. Στην πρώτη περίπτωση, η ισχύς που παρέχεται μέσω των αεριστών της λίμνης είναι αρκετή για να διατηρεί τη βιομάζα και τα υπόλοιπα στερεά σε αιώρηση. Η απαιτούμενη αυτή ισχύς είναι της τάξεως των W/m 3 και συνήθως είναι μεγαλύτερη από αυτή που χρειάζεται για την κάλυψη των αναγκών οξυγόνου των μικροοργανισμών. Στη δεύτερη περίπτωση, η ισχύς που παρέχεται μέσω των αεριστών επαρκεί για την παροχή του 80

97 οξυγόνου που απαιτείται για τη βιολογική δραστηριότητα των μικροοργανισμών, αλλά δεν επαρκεί για την αιώρηση των στερεών του ανάμικτου υγρού (Ανδρεαδάκης, 2008). Σχήμα 20: Αεριζόμενη τεχνητή λίμνη (Tilley et al., 2014) Στις αεριζόμενες λίμνες πλήρους μίξης, μεταξύ των στερεών που διατηρούνται σε αιώρηση συμπεριλαμβάνονται και τα βακτηρίδια που συνιστούν τη βιομάζα της λίμνης (μαζί με την οργανική ύλη των ανεπεξέργαστων λυμάτων). Η επαφή των βακτηρίων με το οργανικό φορτίο των λυμάτων αυξάνει τη συγκέντρωση των μικροοργανισμών αυτών με αποτέλεσμα την αύξηση της αποδοτικότητας και την μείωση του απαιτούμενου όγκου της λίμνης. Εντούτοις, παρά την υψηλή απόδοση των αεριζόμενων λιμνών πλήρους μίξης ως προς την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου των ανεπεξέργαστων λυμάτων, η ποιότητα της παραγόμενης εκροής δεν επαρκεί για την άμεση απόρριψή της στους υδατικούς αποδέκτες λόγω της υψηλής συγκέντρωσης αιωρούμενων στερεών. Για το λόγο αυτό, συνήθως ακολουθούν πρόσθετα στάδια επεξεργασίας στα οποία πραγματοποιείται η καθίζηση και σταθεροποίηση των στερεών. Ο τυπικός χρόνος παραμονής στις αεριζόμενες λίμνες πλήρους μίξης κυμαίνεται μεταξύ 2-4 ημερών. Στις αεριζόμενες λίμνες ατελούς μίξης, τα στερεά τείνουν να καθιζάνουν σχηματίζοντας μια στρώση ιλύος στην οποία πραγματοποιείται η αναερόβια αποσύνθεση της οργανικής ύλης. Αντίθετα, το διαλυτό BOD και τα ελαφρά σωματίδια οργανικής ύλης αιωρούνται στην υγρή φάση και υφίστανται αερόβια αποσύνθεση. Επομένως, ως προς την κατανομή της ετεροτροφικής βιομάζας, οι αεριζόμενες λίμνες αυτού του είδους συμπεριφέρονται σαν επαμφοτερίζουσες λίμνες. Η διαφορά μεταξύ των δύο έγκειται στο γεγονός ότι στις αεριζόμενες λίμνες παρέχεται μεγαλύτερη ποσότητα οξυγόνου επιτρέποντας την ταχύτερη αποσύνθεση του οργανικού φορτίου των λυμάτων. Κατά συνέπεια, ο υδραυλικός χρόνος παραμονής είναι μικρότερος (5-10 μέρες) και η απαίτηση της γης χαμηλότερη. 81

98 2.3.6 Μηχανισμοί απομάκρυνσης ρυπαντών Ολικά αιωρούμενα στερεά Στις τεχνητές λίμνες, τα αιωρούμενα στερεά απομακρύνονται μέσω της καθίζησης. Τα άλγη που αναπτύσσονται κατά την επεξεργασία των λυμάτων αποτελούν την πλειονότητα των αιωρούμενων στερεών της εκροής, η οποία μπορεί να φτάσει τα 140 mg/l στην περίπτωση των αερόβιων λιμνών και τα 60 mg/l στις αεριζόμενες λίμνες. Εάν η εκροή προορίζεται να επεξεργαστεί μέσω εδαφικής εφαρμογής ή να διατεθεί απευθείας στο έδαφος, η συγκέντρωση των αλγών της εκροής δεν δημιουργεί πρόβλημα. Ωστόσο, επειδή τα άλγη απομακρύνονται με δυσκολία από την εκροή και συχνά οι συγκεντρώσεις τους δεν ξεπερνούν τα όρια διάθεσης που θέτονται από την νομοθεσία, απαιτούνται πρόσθετα στάδια επεξεργασίας (Crites & Tchobanoglous, 1998). Οργανική ύλη Η απομάκρυνση του BOD στις τεχνητές λίμνες εξαρτάται από το χρόνο παραμονής και τη θερμοκρασία των λιμνών. Σε όλους τους τύπους τεχνητών λιμνών -εκτός από τις αναερόβιες λίμνες- το διαλυτό BOD απομακρύνεται μέσω οξείδωσης που πραγματοποιούν τα βακτήρια (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στις αναερόβιες λίμνες (όπως και στις σηπτικές δεξαμενές), η απομάκρυνση του BOD επιτυγχάνεται μέσω της καθίζησης των στερεών και της επακόλουθης αναερόβιας χώνευσής τους στη στρώση ιλύος που σχηματίζεται στον πυθμένα των λιμνών. Η διεργασία αυτή είναι ιδιαίτερα έντονη όταν η θερμοκρασία της λίμνης είναι μεγαλύτερη από 15 o C. Το παραγόμενο από τη χώνευση αέριο περιέχει περίπου 70% μεθάνιο και 30% διοξείδιο του άνθρακα, ενώ η παραγωγή του μεθανίου εφταπλασιάζεται για κάθε αύξηση της θερμοκρασίας κατά 5 o C (Marais, 1970). Τα βακτήρια που αναπτύσσονται και δρουν στις αναερόβιες λίμνες συναντώνται σε κάθε είδος αναερόβιου αντιδραστήρα και επηρεάζονται ιδιαίτερα από τις περιβαλλοντικές συνθήκες, όπως για παράδειγμα από τις χαμηλές τιμές του ph (<6,2). Στην περίπτωση αυτή επιβάλλεται να προηγηθεί ένα στάδιο εξουδετέρωσης των ανεπεξέργαστων λυμάτων προτού αυτά εισέλθουν στην αναερόβια λίμνη. Στις δευτεροβάθμιες επαμφοτερίζουσες λίμνες (που δέχονται συνήθως τις εκροές των αναερόβιων λιμνών), η εναπομένουσα ποσότητα του σωματιδιακού BOD που δεν καθιζάνει οξειδώνεται από τα συνήθη ετεροτροφικά βακτήρια των λυμάτων (Pseudomonas, Flavobacterium, Archromobacter and Alcaligenes spp.) με μια σημαντική διαφορά: το απαιτούμενο οξυγόνο για τη βακτηριακή δράση, δεν παρέχεται μέσω του μηχανικού αερισμού αλλά μέσω της φωτοσυνθετικής δραστηριότητας των αλγών που αναπτύσσονται στις επαμφοτερίζουσες λίμνες (Mara, 1997). 82

99 Στις πρωτοβάθμιες επαμφοτερίζουσες λίμνες (που δέχονται ανεπεξέργαστα απόβλητα) πραγματοποιείται ένας συνδυασμός των διεργασιών που επιτελούνται στις αναερόβιες και επαμφοτερίζουσες λίμνες, όπου το 30% των εισερχόμενου BOD απομακρύνεται με τη μορφή μεθανίου (Marais, 1970). Στις λίμνες ωρίμανσης συνήθως πραγματοποιείται περιορισμένη απομάκρυνση του BOD κυρίως λόγω των μειωμένων συγκεντρώσεων αλγών, που οφείλονται στη χαμηλή παροχή των θρεπτικών συστατικών και στη δράση των πρωτόζωων, των ασπόνδυλων οργανισμών και των ψαριών που αναπτύσσονται εντός των λιμνών. Ενδεικτικά, περίπου 70-90% του περιεχόμενου BOD των λιμνών ωρίμανσης οφείλεται στην παρουσία των αλγών (Mara, 1997). Ολικό άζωτο Η απομάκρυνση του αζώτου στις τεχνητές λίμνες είναι αποτέλεσμα ενός συνδυασμού μηχανισμών που περιλαμβάνουν την εξάτμιση της αμμωνίας, την πρόσληψη από τα άλγη, την νιτροποίηση/απονιτροποίηση, τη εναπόθεση στην ιλύ και την προσρόφηση στα στερεά του πυθμένα (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στις αναερόβιες λίμνες, το οργανικό άζωτο υδρολύεται και μετατρέπεται σε αμμωνία γι αυτό και η εκροή από τις αναερόβια λίμνες συνήθως έχουν υψηλότερες συγκεντρώσεις αμμωνίας σε σχέση με τα ακατέργαστα λύματα. Στις επαμφοτερίζουσες λίμνες και τις λίμνες ωρίμανσης, η παραγόμενη αμμωνία ενσωματώνεται στη βιομάζα των αλγών. Μετά από κάποιο διάστημα τα άλγη ολοκληρώνουν τον κύκλο ζωής τους και καθιζάνουν στον πυθμένα της λίμνης. Πιο συγκεκριμένα, περίπου το 20% της μάζας των αλγών αποτελεί μη βιοαποικοδομήσιμη ύλη και το άζωτο που περιέχεται σε αυτό το κλάσμα παραμένει εγκλωβισμένο στα ιζήματα της λίμνης. Η ποσότητα του αζώτου που συμπεριλαμβάνεται στο βιοαποικοδομήσιμο κλάσμα, τελικά διαχέεται πίσω στην υδατική φάση της λίμνης και ενσωματώνεται και πάλι στα κύτταρα των αλγών. Όταν επικρατούν υψηλές τιμές του ph, η αμμωνία απομακρύνεται από τις τεχνητές λίμνες μέσω της εξαέρωσής της. Η νιτροποίηση πραγματοποιείται σε περιορισμένο βαθμό λόγω της έλλειψης των κατάλληλων βακτηρίων, τα οποία δύσκολα βρίσκουν πρόσφορο έδαφος για να αναπτυχθούν στις αερόβιες ζώνες των τεχνητών λιμνών. Το ίδιο ισχύει και για τη διεργασία της απονιτροποίησης, εκτός εάν το περιεχόμενο της λίμνης είναι πλούσιο σε νιτρικά. Τέλος, η απομάκρυνση του ολικού αζώτου και της αμμωνίας μπορεί να φτάσει το 80% και 95% αντίστοιχα (Mara, 1997). Στις επαμφοτερίζουσες λίμνες, η απομάκρυνση της αμμωνίας μπορεί να φτάσει και το 99%, με το μεγαλύτερο ποσοστό απομάκρυνσης να παρατηρείται στην πρώτη κατά σειρά λίμνη του συστήματος επεξεργασίας (USEPA, 1983). 83

100 Ολικός φώσφορος Η απομάκρυνση του φωσφόρου στις τεχνητές λίμνες σχετίζεται με την κατακρήμνιση (για τις ανόργανες μορφές του φωσφόρου), την καθίζηση (για τις οργανικές μορφές του φωσφόρου) και την πρόσληψη από τα άλγη των λιμνών. Όπως και με το άζωτο, ο φώσφορος που περιέχεται στο μη βιοδιασπάσιμο κλάσμα των αλγών παραμένει εγκλωβισμένος στα ιζήματα της λίμνης. Σύμφωνα με τον Mara (1997) η αποτελεσματικότερη μέθοδος για την απομάκρυνση μεγάλου μέρους του φωσφόρου των λυμάτων είναι η προσθήκη περισσότερων λιμνών ωρίμανσης στο τέλος της κύριας επεξεργασίας. Γενικά, τόσο το άζωτο όσο και ο φώσφορος πρέπει να απομακρύνονται πριν τη τελική διάθεση των εκροών προκειμένου να αποτρέπεται το φαινόμενο του ευτροφισμού των υδατικών αποδεκτών. Ωστόσο, τα συστήματα τεχνητών λιμνών σχεδιάζονται κυρίως με βάση την απομάκρυνση του BOD και των κολοβακτηριδίων περιττωματικής προέλευσης και όχι με βάση την απομάκρυνση των θρεπτικών συστατικών (Kayombo et al., 2004). Γενικά, στις τεχνητές λίμνες, η απομάκρυνση του φωσφόρου -χωρίς την προσθήκη χημικώνείναι αμελητέα (Crites & Tchobanoglous, 1998). Παθογόνα Στα συστήματα που περιλαμβάνουν πολλά στάδια λιμνών και χαρακτηρίζονται από μεγάλους χρόνους παραμονής, μπορεί να πραγματοποιηθεί σημαντική μείωση του αριθμού των βακτηρίων, των παρασίτων και των ιών. Η απομάκρυνση των παθογόνων στις τεχνητές λίμνες πραγματοποιείται μέσω της φυσικής παρακμής τους, της κατανάλωσής τους από άλλους οργανισμούς, της καθίζησης και της προσρόφησης. Οι κύστες και τα αυγά από τις έλμινθες και τα παράσιτα καθιζάνουν στο πυθμένα των λιμνών. (Crites & Tchobanoglous, 1998). Στον Πίνακα 6 αναγράφονται οι εκτιμώμενες απομακρύνσεις των παθογόνων στα συστήματα τεχνητών λιμνών, βάσει του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας. Βακτήρια Η απομάκρυνση των κολοβακτηριδίων περιττωματικής προέλευσης πραγματοποιείται κυρίως στις επαμφοτερίζουσες λίμνες και στις λίμνες ωρίμανσης, των οποίων το μέγεθος και ο αριθμός καθορίζουν και τον πληθυσμό των βακτηρίων στην παραγόμενη εκροή. Οι βασικές παράμετροι που επιδρούν στην απομάκρυνση των βακτηρίων στις επαμφοτερίζουσες λίμνες και στις λίμνες ωρίμανσης είναι: Ο χρόνος και η θερμοκρασία Το υψηλό ρη (> 9) Τα υψηλά επίπεδα ηλιακής ακτινοβολίας μαζί με την υψηλή συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου Τα κολοβακτηρίδια περιττωματικής προέλευσης (με την αξιοσημείωτη εξαίρεση του Vibrio cholerae) παρακμάζουν ταχύτητα όταν το ph>9 (Pearson et al., 1987). 84

101 Η επίδραση του φωτός στην απομάκρυνση των παθογόνων μελετήθηκε από τους Curtis et al. (1992), σύμφωνα με τους οποίους η ηλιακή ακτινοβολία μήκους κύματος nm μπορεί να βλάψει τα βακτηρίδια καθώς αυτά απορροφώνται από τις χουμικές ενώσεις των λυμάτων. Οι ενώσεις αυτές εισέρχονται ύστερα σε μια διεγερμένη κατάσταση κατά τη διάρκεια της οποίας πραγματοποιείται η καταστροφή των βακτηριακών κυττάρων. Η παρακμή των κυττάρων μέσω της ηλιακής ακτινοβολίας επηρεάζεται άμεσα από τη συγκέντρωση του οξυγόνου και ενισχύεται σημαντικά από τις υψηλές τιμές του ph. Έτσι, ο ήλιος επιτελεί τριπλό ρόλο στην προώθηση των διεργασιών απομάκρυνσης των βακτηρίων: πρώτον, αυξάνει τη θερμοκρασία της λίμνης, δεύτερον, παρέχει την απαιτούμενη ενέργεια για την φωτοσύνθεση των αλγών η όποια αυξάνει το ph της λίμνης πάνω από το 9 και τρίτον, αυξάνει τις συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου οι οποίες είναι απαραίτητες για την προώθηση των βλαβών του κυττάρου λόγω των φαινομένων φωτο-οξείδωσης. Ιοί Οι μηχανισμοί που επιτελούν την απομάκρυνση των ιών πιθανότατα σχετίζονται με τις διεργασίες προσρόφησης στα καθιζάνοντα στερεά (συμπεριλαμβανομένων των αλγών) και την επακόλουθη καθίζησή τους στο πυθμένα της λίμνης (Mara, 1997). Παράσιτα Οι κύστες από τα πρωτόζωα και τα αυγά από τις έλμινθες απομακρύνονται από τις τεχνητές λίμνες μέσω της καθίζησης. Οι ταχύτητες καθίζησης είναι αρκετά υψηλές (για παράδειγμα, 0,34 mm/s στην περίπτωση του Lumbricoides Ascaris) επομένως, η απομάκρυνσή τους λαμβάνει χώρα κυρίως στις αναερόβιες και επαμφοτερίζουσες λίμνες. Εάν οι παραγόμενες εκροές πρόκειται να επαναχρησιμοποιηθούν για την περιορισμένη άρδευση των καλλιεργειών, ο σχεδιασμός των λιμνών θα πρέπει να λαμβάνει υπ όψιν την απομάκρυνση των ελµινθικών παρασίτων (Mara, 1997). 2.4 Τεχνολογίες που συνδυάζονται με τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας Δεξαμενή καθίζησης Οι δεξαμενές καθίζησης χρησιμοποιούνται για τη διευκόλυνση της καθίζησης των στερεών μέσω της μείωσης της ταχύτητας και της τυρβώδους ροής των εισερχόμενων λυμάτων. Η πρωτοβάθμια καθίζηση πραγματοποιείται συνήθως ως στάδιο προεπεξεργασίας των λυμάτων πριν την κύρια επεξεργασία τους. Οι δεξαμενές μπορεί να είναι κυκλικές ή ορθογώνιες και συνήθως σχεδιάζονται για υδραυλικό χρόνο παραμονής ίσο με 1,5-2,5 ώρες, ενώ λιγότερος χρόνος απαιτείται εάν το επόμενο στάδιο βιολογικής επεξεργασίας δεν απαιτεί ιδιαίτερα χαμηλές συγκεντρώσεις σε BOD. Στο Σχήμα 21 απεικονίζονται οι 3 85

102 διαφορετικές ζώνες που σχηματίζονται εντός της δεξαμενής καθίζησης και περιλαμβάνουν την επιπλέουσα ποσότητα αφρού, την υδατική φάση και τη ζώνη των στερεών που έχουν καθιζάνει. Σχήμα 21: Δεξαμενή καθίζησης (Tilley et al., 2014) Η αποτελεσματικότητα του σταδίου της καθίζησης εξαρτάται από παράγοντες που σχετίζονται με τα χαρακτηριστικά των λυμάτων, το χρόνο παραμονής και τη συχνότητα απομάκρυνσης της ιλύος. Η απόδοση της διεργασίας μπορεί να μειωθεί λόγω της επίδρασης των ρευμάτων του ανέμου, της θερμικής συναγωγής και των ρευμάτων διαφορετικής πυκνότητας που δημιουργούνται εντός της δεξαμενής λόγω των θερμοκρασιακών μεταβολών. Επίσης, στην περίπτωση των θερμών κλιμάτων, σημαντική επίδραση στην αποτελεσματικότητα της διεργασίας έχει το φαινόμενο της θερμικής διαστρωμάτωσης. Η απόδοση των δεξαμενών καθίζησης μπορεί να ενισχυθεί είτε μέσω της εγκατάστασης κεκλιμένων ελασμάτων και σωλήνων εντός των δεξαμενών με σκοπό την αύξηση της επιφάνειας καθίζησης των δεξαμενών είτε με την προσθήκη χημικών κροκιδωτικών που θα ενισχύσουν την καθίζηση των αιωρούμενων στερεών (Tilley et al., 2014). Τα συστήματα αυτά, εφόσον έχουν σχεδιαστεί και λειτουργήσει σωστά, μπορούν να επιτύχουν απομάκρυνση των αιωρούμενων στερεών που κυμαίνεται από 50% έως 70% και απομάκρυνση BOD 5 της τάξης του 25-40% (Crites & Tchobanoglous, 1998) Σηπτική δεξαμενή Η σηπτική δεξαμενή αποτελεί το πιο κοινό και μικρό σε έκταση αποκεντρωμένο σύστημα επεξεργασίας παγκοσμίως. Πρόκειται για μια εξαιρετικά αποτελεσματική -σε σύγκριση με το κόστος κατασκευής τηςτεχνολογία η οποία αποτελεί ουσιαστικά μια δεξαμενή καθίζησης στην οποία πραγματοποιείται η αναερόβια χώνευση των στερεών που καθιζάνουν. Οι διεργασίες που λαμβάνουν χώρα σε αυτό το τύπο δεξαμενής και οι οποίες ανταγωνίζονται η μια την άλλη είναι (α) η καθίζηση και (β) η βιολογική 86

103 επεξεργασία που πραγματοποιείται μέσω της επαφής των λυμάτων με την ενεργό ιλύ της δεξαμενής. Η βέλτιστη καθίζηση των στερεών πραγματοποιείται όταν η ροή των λυμάτων είναι ομαλή και αδιατάρακτη, ενώ η βιολογική επεξεργασία βελτιστοποιείται μέσω της ταχείας και εντατικής επαφής μεταξύ της εισερχόμενης ροής των λυμάτων και της ιλύος, ιδιαίτερα στην περίπτωση που η ροή είναι τυρβώδης. Ο τρόπος με τον οποίο εισέρχονται τα ανεπεξέργαστα λύματα εντός της σηπτικής δεξαμενής καθορίζει και το είδος της επεξεργασίας που θα επικρατήσει. Όταν η ροή των λυμάτων είναι ομαλή κι αδιατάρακτη, το υπερκείμενο υγρό απομακρύνεται από τη δεξαμενή συνήθως ανεπεξέργαστο και άοσμο, γεγονός που υποδεικνύει ότι η αποσύνθεση δεν έχει ξεκινήσει ακόμα. Αντίθετα, όταν η ροή των λυμάτων είναι κατά βάση τυρβώδης, η αποσύνθεση των διαλυμένων και αιωρούμενων στερεών ξεκινά αμέσως λόγω της εντατικής επαφής των εισερχόμενων λυμάτων με την ενεργό ιλύ. Στην περίπτωση αυτή, επειδή οι συνθήκες δεν επιτρέπουν την ομαλή καθίζηση όλων των στερεών, η εκροή περιλαμβάνει περισσότερα αιωρούμενα στερεά και συνήθως μυρίζει έντονα, λόγω των ενεργών σωματιδίων που εγκαταλείπουν τη δεξαμενή προτού ολοκληρωθεί η χώνευσή τους. Στην περίπτωση των αστικών λυμάτων, μια παχύρευστη στρώση αφρού και ακαθαρσιών σχηματίζεται κοντά στην είσοδο της σηπτικής δεξαμενής, ενώ μια ακόμη μεγαλύτερη ποσότητα επιπλεόντων στερεών αποτελείται από σωματίδια που απελευθερώνονται από τον πυθμένα της δεξαμενής και οδηγούνται στην επιφάνεια μέσω των παραγόμενων αερίων της επεξεργασίας των λυμάτων. Η νέα λάσπη που σχηματίζεται ανυψώνει τα προϋπάρχοντα στερεά πάνω από την επιφάνεια των λυμάτων όπου γίνονται ελαφρότερα καθώς ξηραίνονται με το πέρασμα του χρόνου. Κατ αυτό το τρόπο, η παχύρευστη στρώση αφρού συσσωρεύεται στην επιφάνεια της δεξαμενής και πρέπει να απομακρύνεται τακτικά, τουλάχιστον κάθε 3 χρόνια. Αυτή η ποσότητα αφρού δεν επηρεάζει την απόδοση της επεξεργασίας αλλά καταλαμβάνει σημαντικό όγκο της δεξαμενής. Στο Σχήμα 22 απεικονίζεται σχηματικά ένα σύστημα σηπτικής δεξαμενής (Sasse, 1998). Σχήμα 22: Σηπτική δεξαμενή (Tilley et al., 2014) 87

104 Ο σχεδιασμός ενός συστήματος σηπτικής δεξαμενής εξαρτάται από παράγοντες που περιλαμβάνουν τον αριθμό των χρηστών, την κατανάλωση νερού ανά άτομο, την μέση ετήσια θερμοκρασία, τη συχνότητα απομάκρυνσης της λάσπης και τα χαρακτηριστικά των υγρών αποβλήτων. Ο χρόνος παραμονής των λυμάτων πρέπει να είναι μεγαλύτερος από 48 ώρες για να επιτευχθεί μια μέτρια επεξεργασία, ενώ ένα καλά σχεδιασμένο σύστημα που συντηρείται τακτικά μπορεί να επιτύχει απομακρύνσεις μέχρι και 50% για τα αιωρούμενα στερεά, 30-40% για το BOD 5 και μείωση μιας λογαριθμικής μονάδας του E. coli (Tilley et al., 2014) Δεξαμενή Imhoff Οι δεξαμενές Imhoff χρησιμοποιούνται κυρίως για την επεξεργασία αστικών ή ανάμεικτων λυμάτων με παροχή μεγαλύτερη από 3 m 3 /d. Αποτελεί ιδανική λύση στην περίπτωση που επιθυμείται η εκροή να είναι απαλλαγμένη από δυσάρεστες οσμές, όπως συμβαίνει για παράδειγμα με τις εκροές των σηπτικών δεξαμενών (Sasse, 1998). Η τεχνολογία αυτή απαρτίζεται από δύο επιμέρους διαμερίσματα: στο άνω διαμέρισμα πραγματοποιείται η καθίζηση των στερεών και στο κάτω η χώνευσή των στερεών που έχουν καθιζάνει. Η χώνευση και η απομάκρυνση των στερεών γίνεται όπως και στην περίπτωση των σηπτικών δεξαμενών. Όπως φαίνεται και στο Σχήμα 23, τα στερεά των λυμάτων διαπερνούν το άνοιγμα που βρίσκεται στο πυθμένα του διαμερίσματος καθίζησης κατευθυνόμενα προς το διαμέρισμα της χώνευσης. Τα αέρια που παράγονται από τη διαδικασία της χώνευσης διαφεύγουν μέσω των ανοιγμάτων που βρίσκονται στα άνω μέρος της δεξαμενής, όπου συσσωρεύεται επίσης και ο αφρός που δημιουργείται. Σχήμα 23: Δεξαμενή Imhoff (Tilley et al., 2014) Ο αφρός που δημιουργείται συσσωρεύεται στο άνω διαμέρισμα καθώς και στα ανοίγματα που χρησιμοποιούνται για τη διέξοδο των παραγόμενων αερίων του συστήματος. Λόγω των ειδικά 88

105 διαμορφωμένων τοιχωμάτων του άνω διαμερίσματος όπου πραγματοποιείται η καθίζηση, τα παραγόμενα αέρια καθώς και τα σωματίδια που παρασύρονται μέσω των αερίων από το πυθμένα της δεξαμενής προς τα πάνω, δεν εισέρχονται στο άνω διαμέρισμα (Crites & Tchobanoglous, 1998). Επίσης, παρά το γεγονός ότι στις δεξαμενές Imhoff παράγονται μεγαλύτερες ποσότητες βιοαερίου συγκριτικά με τις σηπτικές δεξαμενές, συνήθως το σχετικά χαμηλό οργανικό φορτίο των αστικών λυμάτων δεν επιτρέπει την εμπορική εκμετάλλευση ή την καύση των παραγόμενων αερίων με αποτέλεσμα συχνά οι ποσότητες αυτές να μένουν ανεκμετάλλευτες (Hoffmann et al., 2011). Οι δεξαμενές Imhoff επιτυγχάνουν 50-70% απομάκρυνση αιωρούμενων στερεών και 25-50% μείωση του COD, ενώ ανάλογα με το σχεδιασμό και τη λειτουργία του συστήματος, μπορεί να οδηγήσει στην παραγωγή ιλύος που είναι επαρκώς σταθεροποιημένη (Tilley et al., 2014). Η απαιτούμενη συντήρηση των συστημάτων συνήθως περιλαμβάνει τον καθαρισμό των δεξαμενών ανά δύο φορές το χρόνο. Επίσης, είναι σημαντικό να διατηρούνται τα επιμέρους διαμερίσματα των δεξαμενών καθαρά, απομακρύνοντας τακτικά τα επιπλέοντα στερεά καθώς και κάθε άλλου είδους υπόλειμμα που βρίσκεται στα κεκλιμένα τοιχώματα των διαμερισμάτων και σε όποιο άλλο σημείο ευνοεί την καθίζηση στερεών σωματιδίων (Rozkošný et al., 2014) Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) Στους αντιδραστήρες UASB τα λύματα εισέρχονται από τον πυθμένα της δεξαμενής και καθώς ρέουν προς τα επάνω διέρχονται από ένα αιωρούμενο παχύρευστο στρώμα ιλύος μέσω του οποίου επεξεργάζονται. Η στρώση αυτή της ιλύος αποτελείται από κόκκους διαμέτρου 1-3 mm, οι οποίοι αποτελούν συσσωματώματα μικροοργανισμών που λόγω του βάρους τους δεν παρασύρονται με την ανερχόμενη ροή των λυμάτων αλλά παραμένουν στη στρώση ιλύος αποικοδομώντας παράλληλα τις οργανικές ενώσεις των διερχόμενων λυμάτων. Κατ αυτό τον τρόπο πραγματοποιείται η επεξεργασία των λυμάτων και παράλληλα παράγονται ποσότητες αερίων (μεθάνιο και διοξείδιο του άνθρακα), ως αποτέλεσμα των διεργασιών αποικοδόμησης. Οι φυσαλίδες των παραγόμενων αερίων που διέρχονται προς τα πάνω, αναμειγνύουν τη στρώση ιλύος του αντιδραστήρα, χωρίς να υπάρχει ανάγκη μηχανικής υποστήριξης. Τα κεκλιμένα τοιχώματα αποτρέπουν τη διαφυγή των στερεών που φθάνει μέχρι την κορυφή της δεξαμενής και τα κατευθύνουν πάλι προς τα κάτω, ενώ η διαυγασμένη εκροή απομακρύνεται από το πάνω μέρος της δεξαμενής, πάνω από τα κεκλιμένα τοιχώματα του αντιδραστήρα (Σχήμα 24). 89

106 Σχήμα 24: Αναερόβιος αντιδραστήρας στρώματος ιλύος ανοδικής ροής (UASB) (Tilley et al., 2014) Μετά από αρκετές εβδομάδες λειτουργίας, σχηματίζονται μεγαλύτεροι κόκκοι ιλύος οι οποίοι λειτουργούν σαν φίλτρα για τα μικρότερα σωματίδια, καθώς τα λύματα ανέρχονται προς την κορυφή της δεξαμενής. Λόγω της ανοδικής ροής των λυμάτων, οι μικροοργανισμοί που έχουν την τάση να σχηματίζονται σε κόκκους συσσωρεύονται στο στρώμα ιλύος ενώ οι υπόλοιποι εκπλένονται από το σύστημα (Tilley et al., 2014). Στις χώρες όπου η θερμοκρασία των λυμάτων διατηρείται πάνω από τους 20 ο C, οι αντιδραστήρες UASB μπορούν να αποτελέσουν μια οικονομικά βιώσιμη εναλλακτική για την επεξεργασία των λυμάτων (IHE, 1990). Το γεγονός αυτό καθιστά τη συγκεκριμένη τεχνολογία ιδιαίτερα κατάλληλη για εφαρμογή στις περισσότερες αναπτυσσόμενες χώρες, που εμφανίζουν υψηλές θερμοκρασίες καθ όλη τη διάρκεια του χρόνου. Επίσης, η τεχνολογία αυτή χρησιμοποιείται και στην επεξεργασία των βιομηχανικών λυμάτων που έχουν υψηλό οργανικό φορτίο. Εντούτοις, οι αντιδραστήρες UASB δεν είναι κατάλληλοι για εφαρμογή σε μικρές ή αγροτικές κοινότητες που δεν έχουν σταθερή παροχή νερού ή ηλεκτρικής ενέργειας. Επίσης, παρά το γεγονός ότι αποτελεί μια σχετικά απλή τεχνολογία ως προς το σχεδιασμό και την κατασκευή της, η ανάπτυξη του στρώματος ιλύος μπορεί να διαρκέσει αρκετούς μήνες, ενώ στην περίπτωση που η εισερχόμενη ροή λυμάτων έχει χαμηλό οργανικό φορτίο ή υψηλή περιεκτικότητα σε στερεά, πρωτεΐνες και λίπη, ο αντιδραστήρας μπορεί να μην λειτουργήσει αποτελεσματικά (Tilley et al., 2014). Τέλος, η απόδοση του συστήματος UASB ως προς την απομάκρυνση οργανικού φορτίου μπορεί να φτάσει το 80%, σε όρους BOD (Hoffmann et al., 2011) Αναερόβιο φίλτρο Τα αναερόβια φίλτρα διαφέρουν σημαντικά από τα συστήματα σηπτικών δεξαμενών και τις δεξαμενές Imhoff που περιεγράφηκαν παραπάνω καθώς, εκτός από τα αιωρούμενα στερεά, επεξεργάζονται ακόμη 90

107 και τα διαλυτά ή μη καθιζάνοντα συστατικά των λυμάτων, φέρνοντας τα σε επαφή με μια ενεργή μάζα βακτηρίων που αφομοιώνει την οργανική ύλη σε μικρούς χρόνους παραμονής. Το μεγαλύτερο μέρος των βακτηρίων αυτών παραμένει προσκολλημένο στο υπόστρωμα φίλτρανσης ή στα τοιχώματα των δεξαμενών. Ως μέσα φίλτρανσης χρησιμοποιούνται τα χαλίκια, πέτρες, πλαστικά κομμάτια ή άλλα υλικά που παρέχουν πρόσθετη επιφάνεια για την ανάπτυξη και επιβίωση των βακτηρίων. Κατ αυτό τον τρόπο, τα ανεπεξέργαστα λύματα έρχονται σε άμεση επαφή με την ενεργή μάζα βακτηρίων καθώς διέρχονται μέσω του αναερόβιου φίλτρου. Μάλιστα, όσο μεγαλύτερη επιφάνεια διατίθεται για την ανάπτυξη των βακτηρίων, τόσο ταχύτερα γίνεται και η χώνευση των οργανικών ενώσεων. Μετά από κάποιο χρονικό διάστημα, η συνεχής ανάπτυξη των βακτηρίων αρχίζει να φράσσει τους μικρότερες πόρους του φίλτρου. Όταν η βιομάζα αποκτήσει σημαντικό πάχος, πρέπει να απομακρυνθεί από το φίλτρο. Ο καθαρισμός του φίλτρου πραγματοποιείται είτε με αντίστροφη πλύση των λυμάτων, είτε με την εξαγωγή του μέσου φίλτρανσης για καθαρισμό εκτός του αντιδραστήρα. Σχήμα 25: Αναερόβιο φίλτρο (Tilley et al., 2014) Τα αναερόβια φίλτρα που χρησιμοποιούν ως μέσο φίλτρανσης άμμο ή χαλίκια, συχνά φράσσονται λόγω των μικρών πόρων του υποστρώματος. Σε άλλες περιπτώσεις, όταν τα λύματα διέρχονται μόνο μέσω συγκεκριμένων τμημάτων και διαδρομών του υποστρώματος λόγω των ανοιχτών πόρων που βρίσκουν, η ροή τους αποκτά μεγαλύτερη ταχύτητα, η οποία τείνει να εξωθεί τη βιομάζα σε διαφορετικά τμήματα του υποστρώματος, τα οποία τελικά φράσσονται λόγω της συνεχούς συσσώρευσης των βακτηρίων. 91

108 Τα ανεπεξέργαστα λύματα, προτού διέλθουν από το αναερόβιο φίλτρο, πρέπει να έχουν απαλλαχθεί από τις μεγάλες ποσότητες στερεών που μπορεί να φράξουν το σύστημα. Ωστόσο, η έμφραξη του υποστρώματος είναι αναπόφευκτη στη διάρκεια του χρόνου. Βάσει της εμπειρίας, κατά μέσο όρο περίπου 25-30% του συνολικού όγκου του φίλτρου μπορεί να παραμένει ανενεργό λόγω των φαινομένων έμφραξης του υποστρώματος. Τα αναερόβια φίλτρα είναι κατάλληλα για την επεξεργασία των αστικών λυμάτων, καθώς και των βιομηχανικών λυμάτων που έχουν χαμηλές συγκεντρώσεις αιωρούμενων στερεών. Η απόδοση τους κυμαίνεται μεταξύ 70-90% ως προς την απομάκρυνση του BOD (Sasse, 1998). 92

109 3. Αξιολόγηση φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων Στο κεφάλαιο αυτό πραγματοποιείται η αξιολόγηση των τεχνητών υγροβιότοπων και των τεχνητών λιμνών, που αποτελούν δύο από τα πιο γνωστά και ευρύτερα χρησιμοποιούμενα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων. Η αξιολόγηση των συστημάτων βασίστηκε στις πηγές που είναι διαθέσιμες από την υπάρχουσα βιβλιογραφία, οι οποίες περιλαμβάνουν ερευνητικά άρθρα και εργασίες, πρακτικά συνεδρίων και review. Το πεδίο εφαρμογής της παρούσας έρευνας περιλαμβάνει συστήματα που εφαρμόστηκαν ή συνεχίζουν να εφαρμόζονται σε πιλοτική ή πλήρη κλίμακα, ανεξάρτητα από τη χώρα εφαρμογής τους. Συνολικά, για την εκτίμηση της απόδοσης των συστημάτων, αξιολογήθηκαν 72 δημοσιεύσεις από τις οποίες καταγράφηκαν 222 καταχωρήσεις συστημάτων από 45 χώρες, ενώ για την εκτίμηση του κόστους χρησιμοποιήθηκαν πρόσθετες πηγές λόγω έλλειψης επαρκών δεδομένων από τις προαναφερθείσες δημοσιεύσεις. Πίνακας 10: Πεδίο εφαρμογής της παρούσας έρευνας Εξεταζόμενα συστήματα Τεχνητοί υγροβιότοποι Τεχνητές λίμνες Επεξεργαζόμενα απόβλητα Λύματα αστικής προέλευσης Μέγεθος συστημάτων Χώρα εφαρμογής συστημάτων Προέλευση βιβλιογραφικών πηγών Πιλοτική κλίμακας (pilot-scale) Πλήρους κλίμακας (full-scale) Ανεπτυγμένες χώρες Αναπτυσσόμενες χώρες Ερευνητικά άρθρα και εργασίες Πρακτικά συνεδρίων Review Στα πλαίσια της παρούσας εργασίας γίνεται μια ευρύτερη αξιολόγηση των συστημάτων ως προς συγκεκριμένες παραμέτρους ποιότητας των λυμάτων, καταγράφονται οι κυριότερες σχεδιαστικές παράμετροι και πραγματοποιείται μια γενική αξιολόγηση του κόστους και της απαίτησης γης των συγκεκριμένων συστημάτων. Λόγω του μεγάλου αριθμού και της ευρείας προέλευσής των συστημάτων που καταγράφηκαν και αξιολογήθηκαν, δεν κατέστη δυνατή η ανάλυση και αξιολόγηση άλλων παραγόντων που επηρεάζουν την απόδοση των συστημάτων (επίδραση των καιρικών συνθηκών, εποχιακές διακυμάνσεις της ποιότητας και ποσότητας των λυμάτων κ.ά.) καθώς και άλλων περισσότερο λεπτομερών παραμέτρων (φαινόμενα εξατμισοδιαπνοής, επίδραση των φυτών στην πρόσληψη των θρεπτικών κ.ά.). Εντούτοις, τα αποτελέσματα σκιαγραφούν μια ευρύτερη εικόνα της απόδοσης των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων και των γενικότερων χαρακτηριστικών τους στα πλαίσια του συγκεκριμένου πεδίου εφαρμογής που εξετάζεται. Στη συνέχεια ακολουθεί η παρουσίαση και αξιολόγηση των καταγεγραμμένων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών. 93

110 3.1 Τεχνητοί υγροβιότοποι Για την αξιολόγηση της απόδοσης των τεχνητών υγροβιότοπων καταχωρήθηκαν και επεξεργάστηκαν 48 δημοσιεύσεις που περιλαμβάνουν 139 καταχωρήσεις συστημάτων πιλοτικής ή πλήρους κλίμακας από 38 χώρες (Σχήμα 26). Στον Πίνακα 11 και στο Σχήμα 27 παρουσιάζεται η κατανομή των δημοσιεύσεων και των καταχωρήσεων (διαφορετικών περιπτώσεων συστημάτων) που αντλήθηκαν από αυτές. Σχήμα 26: Χώρες στις οποίες εφαρμόστηκαν τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων Πίνακας 11: Κατανομή και αριθμός δημοσιεύσεων και καταχωρήσεων βάσει της χώρας εφαρμογής και του μεγέθους των εξεταζόμενων τεχνητών υγροβιότοπων 38 ΧΩΡΕΣ ΔΗΜΟΣΙΕΥΣΕΙΣ ΚΑΤΑΧΩΡΗΣΕΙΣ: Πλήρους κλίμακας Πιλοτικής κλίμακας Άγνωστο Αγγλία Αίγυπτος Αμερική Αυστραλία Βέλγιο Βραζιλία Γαλλία Δανία Ελ Σαλβαδόρ Ελλάδα Εσθονία Ινδία Ισπανία

111 38 ΧΩΡΕΣ ΔΗΜΟΣΙΕΥΣΕΙΣ ΚΑΤΑΧΩΡΗΣΕΙΣ: Πλήρους κλίμακας Πιλοτικής κλίμακας Άγνωστο Ιταλία Καμερούν Καναδάς Κένυα Κίνα Κούβα Κροατία Λιθουανία Μαρόκο Μεξικό Νέα Ζηλανδία Νεπάλ Νικαράγουα Ονδούρα Ουγκάντα Πολωνία Σουηδία Σρι Λάνκα Ταϊλάνδη Τανζανία Τζαμάικα Τουρκία Τσεχία Τυνησία Φιλιππίνες ΣΥΝΟΛΟ 69 (*) (*) Κάθε δημοσίευση ενδέχεται να περιλαμβάνει στοιχεία για παραπάνω από μία χώρες Κλίμακα εφαρμογής συστημάτων Προέλευση βιβλιογραφικών πηγών Πλήρης κλίμακα Πιλοτική κλίμακα Άγνωστο Ερευνητικά άρθρα Ερευνητικές εργασίες Πρακτικά συνεδρίων Review Σχήμα 27: Αριθμός καταχωρήσεων τεχνητών υγροβιότοπων ανά μέγεθος συστήματος και ανά είδος δημοσίευσης 95

112 Οι 48 βιβλιογραφικές πηγές που χρησιμοποιήθηκαν για την αξιολόγηση των συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων χρονολογούνται από το 1986 μέχρι και σήμερα, ενώ η έκταση των συστημάτων που καταχωρήθηκαν και αξιολογήθηκαν κυμαίνεται από 0,3 έως m 2. Επίσης, αξίζει να σημειωθεί πως η αρχική καταγραφή των συστημάτων περιλάμβανε 11 ακόμη δημοσιεύσεις οι οποίες μετά την περαιτέρω επεξεργασία τους κρίθηκαν ακατάλληλες για τρεις κυρίως λόγους: 1) έλλειψη σημαντικών δεδομένων (παροχή, συγκεντρώσεις εξόδου κ.λπ.), 2) οι τιμές των αποδόσεων συμπεριλάμβαναν το στάδιο της προεπεξεργασίας και 3) η διάταξη των συστημάτων διέφερε σημαντικά από τα συμβατικά συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων. Τέλος, το σύνολο των καταγεγραμμένων τεχνητών υγροβιότοπων με όλα τα δεδομένα, βρίσκονται στη βάση δεδομένων του Παραρτήματος ΙΙ Αξιολόγηση αποτελεσματικότητας τεχνητών υγροβιότοπων Στο υποκεφάλαιο αυτό πραγματοποιείται η αξιολόγηση και σύγκριση των εξεταζόμενων συστημάτων βάσει συγκεκριμένων λειτουργικών παραμέτρων και ποιοτικών χαρακτηριστικών των λυμάτων. Πιο συγκεκριμένα, αρχικά πραγματοποιείται η αξιολόγηση της απόδοσης του συνόλου των καταγεγραμμένων συστημάτων βάσει των φορτίσεών τους. Οι ποιοτικές παράμετροι που αξιολογούνται περιλαμβάνουν το περιεχόμενο οργανικό φορτίο, τα αιωρούμενα στερεά, τον ολικό φώσφορο και το ολικό άζωτο καθώς και τα παθογόνα των λυμάτων. Στη συνέχεια ακολουθεί η αξιολόγηση των διαφορετικών ειδών τεχνητών υγροβιότοπων (οριζόντιας ροής, κάθετης ροής, επιφανειακής ροής, συνδυασμένα συστήματα) και η καταγραφή των κύριων λειτουργικών παραμέτρων τους Απόδοση συστημάτων βάσει της φόρτισης Η αξιολόγηση του συνόλου των συστημάτων πραγματοποιείται μέσω των κάτωθι σχέσεων για κάθε ξεχωριστή παράμετρο ποιότητας των λυμάτων: Συγκέντρωση εξόδου, mg/l = f (Φόρτιση εισόδου, g/m 2 /d) Συγκέντρωση εξόδου, mg/l = f (Υδραυλική φόρτιση, m/d) Ο τρόπος υπολογισμού των φορτίσεων και οι παραδοχές που ελήφθησαν κατά την επεξεργασία των καταχωρήσεων αναγράφονται ακολούθως: Η υδραυλική φόρτιση καθώς και οι φορτίσεις των συστατικών των λυμάτων στα συστήματα που περιλαμβάνουν περισσότερα από ένα στάδιο επεξεργασίας (δύο ή περισσότεροι τεχνητοί υγροβιότοποι ίδιου ή διαφορετικού είδους σε σειρά ή σε παράλληλη διάταξη) υπολογίστηκαν 96

113 βάσει της συνολικής επιφάνειας των συστημάτων, ενώ η παροχή που χρησιμοποιήθηκε για τον υπολογισμό των φορτίσεων αφορά στην παροχή εισόδου των συστημάτων. Για τον υπολογισμό των φορτίσεων χρησιμοποιήθηκαν κατά βάση οι παροχές και οι αρχικές συγκεντρώσεις των συστατικών των λυμάτων από τις πραγματικές συνθήκες λειτουργίας των συστημάτων. Οι παράμετροι σχεδιασμού χρησιμοποιήθηκαν μόνο στις περιπτώσεις όπου υπήρχε έλλειψη των σχετικών δεδομένων, πράγμα που συνέβη για περιορισμένο μόνο αριθμό συστημάτων. Στις περιπτώσεις που υπήρχαν δεδομένα για την παροχή εισόδου και την παροχή εξόδου, ή στις περιπτώσεις που δίνονταν παραπάνω από μια τιμή παροχής για το ίδιο σύστημα (διαφορετική παροχή για κάθε εποχή ή μήνα λειτουργίας), χρησιμοποιήθηκε ο μέσος όρος των παροχών. Η υδραυλική φόρτιση των συστημάτων υπολογίστηκε βάσει της παρακάτω σχέσης: HRT [ m d ] = Q A όπου, HRT: η υδραυλική φόρτιση, Q: η παροχή εισόδου των συστημάτων σε πραγματικές συνθήκες λειτουργίας (m 3 /d) και Α: η συνολική επιφάνεια των συστημάτων (m 2 ). Αντίστοιχα, η οργανική φόρτιση καθώς και οι υπόλοιπες φορτίσεις που χρησιμοποιήθηκαν για την αξιολόγηση της απόδοσης των συστημάτων υπολογίστηκαν ως εξής: g LR [ m 2 d ] = HRT C 0 όπου, LR: η φόρτιση και C 0: η αρχική συγκέντρωση των εξεταζόμενων παραμέτρων από τις πραγματικές συνθήκες λειτουργίας των συστημάτων (mg/l). Ο συγκεκριμένος τρόπος υπολογισμού της φόρτισης των οργανικών, των στερεών και των υπόλοιπων συστατικών των λυμάτων υποδηλώνει ότι η κατανομή του φορτίου των λυμάτων γίνεται ομοιόμορφα σε όλη την επιφάνεια των συστημάτων. Ωστόσο, αυτό δεν ευσταθεί καθώς έχει αποδειχθεί ότι στα συγκεκριμένα συστήματα επεξεργασίας λυμάτων ένα σημαντικό μέρος του περιεχόμενου οργανικού φορτίου και των στερεών των λυμάτων απομακρύνεται στις πρώτες ζώνες των συστημάτων, όπου οι πραγματικές φορτίσεις έχουν μεγαλύτερες τιμές. Επομένως, οι τιμές των φορτίσεων που υπολογίστηκαν στα πλαίσια της παρούσας μελέτης αφορούν σε «φαινομενικές» τιμές φορτίσεων βάσει των οποίων γίνεται και η αξιολόγηση των συστημάτων. Επίσης, για την αξιολόγηση της απόδοσης των συστημάτων ως προς την απομάκρυνση των παθογόνων μικροοργανισμών, χρησιμοποιείται η λογαριθμική τιμή απομάκρυνσης (LRV Log Removal Value), η οποία υπολογίζεται από την αρχική και τελική συγκέντρωση των παθογόνων: 97

114 LRV = log 10 [ C i C e ] όπου, C i και C e: η συγκέντρωση παθογόνων μικροοργανισμών των ανεπεξέργαστων και επεξεργασμένων λυμάτων αντίστοιχα σε μονάδες CFU/100mL (Colony Forming Unit) ή MPN/100mL (Most Probable Number). Μια μονάδα LRV αντιστοιχεί σε 90% απομάκρυνση του εξεταζόμενου συστατικού, 2 μονάδες LRV σε 99% απομάκρυνση, 3 μονάδες LRV σε 99,9% απομάκρυνση κ.ο.κ. Στο σημείο αυτό αξίζει να αναφερθεί επίσης ότι από την επισκόπηση των υπαρχόντων βιβλιογραφικών πηγών και δεδομένων κρίθηκε σκόπιμο να μην πραγματοποιηθεί σύγκριση των εξεταζόμενων συστημάτων βάσει του απομακρυνόμενου φορτίου των συστατικών και του υδραυλικού χρόνου παραμονής καθώς, τα υπάρχοντα σχετικά στοιχεία από τις καταγραφές των συστημάτων θεωρήθηκαν ανεπαρκή. Πιο συγκεκριμένα, για τον υπολογισμό του απομακρυνόμενου φορτίου απαιτείται η γνώση της παροχής εξόδου των συστημάτων. Ωστόσο, στην πλειονότητα των περιπτώσεων δίνεται μόνο η παροχή εισόδου των συστημάτων και όχι η παροχή εξόδου, η οποία ενδέχεται να διαφέρει σημαντικά από την πρώτη, λόγω των φαινομένων της εξατμισοδιαπνοής και των κατακρημνίσεων που ενίοτε διαφοροποιούν την ποσότητα όγκου που εισέρχεται και εξέρχεται από το εκάστοτε σύστημα. Επομένως, εφόσον συνήθως δεν δίνεται η παροχή εξόδου των συστημάτων που θεωρείται σημαντική για τον υπολογισμό του απομακρυνόμενου φορτίου (π.χ. σε μονάδες gbod/m 2 /d), η σύγκριση των συστημάτων δεν μπορεί να βασιστεί στη συγκεκριμένη παράμετρο. Αναφορικά με τον υδραυλικό χρόνο παραμονής, γενικά έχει παρατηρηθεί ότι στα φυσικά συστήματα επεξεργασίας, ο θεωρητικός χρόνος παραμονής διαφοροποιείται αισθητά από τον πραγματικό χρόνο παραμονής επομένως, δεν μπορεί να γίνει σύγκριση της απόδοσης των συστημάτων βάσει των θεωρητικών τιμών που δίνονται συνήθως. Παρά το γεγονός ότι σε ορισμένες πηγές αναφέρεται ο πραγματικός χρόνος παραμονής των συστημάτων κρίθηκε σκόπιμο να μην γίνει αξιολόγηση της απόδοσης των συστημάτων βάσει της συγκεκριμένης παραμέτρου λόγω έλλειψης ομοιόμορφων και αξιόπιστων στοιχείων. Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της επεξεργασίας των καταγεγραμμένων τεχνητών υγροβιότοπων υπό μορφή διαγραμμάτων. Όπως είναι αναμενόμενο, τα συστήματα που καταγράφηκαν ενδέχεται να εξετάζουν διαφορετικές παραμέτρους ποιότητας επομένως, για να γίνεται κατανοητό το μέγεθος του δείγματος που μελετάται κάθε φορά, σε κάθε διάγραμμα αναγράφεται ο αριθμός των καταχωρήσεων που παρουσιάζονται (n). 98

115 NH4-Nout (mg/l) TPout (mg/l) TSSout (mg/l) TNout (mg/l) BODout (mg/l) CODout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 1. Υδραυλική φόρτιση Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση BOD εκροής (n=87) ,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση COD εκροής (n=68) 0 0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση αιωρούμενων στερεών εκροής (n=93) 0 0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση ολικού αζώτου εκροής (n=62) 0 0,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) 100 Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση αμμωνιακών εκροής (n=61) 20 Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση ολικού φωσφόρου εκροής (n=64) ,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) ,00 0,10 0,20 0,30 0,40 0,50 0,60 HLR (m/d) Σχήμα 28: Συγκέντρωση BOD, COD, TSS, TN, ΝΗ4-Ν & ΤP συναρτήσει της υδραυλικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων 99

116 Η υδραυλική φόρτιση του συνόλου των συστημάτων κυμαίνεται μεταξύ του εύρους 0,01-0,52 m/d με μέση τιμή τα 0,096 m/d. Όπως παρατηρείται και στα σχετικά διαγράμματα, η υδραυλική φόρτιση δεν φαίνεται να παρουσιάζει μεγάλη συσχέτιση με τις συγκεντρώσεις εξόδου των συστατικών των λυμάτων ωστόσο, μπορούν να καταγραφούν ορισμένες παρατηρήσεις αναφορικά με τα χαρακτηριστικά και την ποιότητα εξόδου των εξεταζόμενων συστημάτων. Ως προς τη συγκέντρωση του οργανικού φορτίου, η πλειονότητα των καταχωρήσεων εμφανίζει συγκέντρωση BOD εξόδου χαμηλότερη από 30 mg/l για τιμές υδραυλικής φόρτισης μικρότερες από 0,1 m/d. Παρατηρούνται επίσης χαμηλές συγκεντρώσεις BOD για σχετικά υψηλές υδραυλικές φορτίσεις (>0,3 m/d) αλλά και υψηλές τιμές BOD εξόδου για χαμηλές τιμές υδραυλικής φόρτισης (<0,03 m/d). Αντίστοιχα, αναφορικά με τη συγκέντρωση COD της εξόδου παρατηρείται ότι στα περισσότερα συστήματα που καταγράφηκαν εφαρμόζεται υδραυλική φόρτιση χαμηλότερη από 0,15 m/d ωστόσο, η ποιότητα εξόδου παρουσιάζει τιμές που μπορεί να φτάνουν μέχρι και τα 300 mgcod/l, ενώ οι περισσότερες καταχωρήσεις εμφανίζουν τιμές χαμηλότερες από 100 mg/l. Σχετικά με τη συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών, η πλειονότητα των καταχωρήσεων εμφανίζει συγκεντρώσεις χαμηλότερες από 35 mg/l για υδραυλικές φορτίσεις χαμηλότερες από 0,2 m/d. Και σε αυτήν την περίπτωση, παρατηρείται το φαινόμενο κατά το οποίο χαμηλές υδραυλικές φορτίσεις (0,04 m/d) εμφανίζουν υψηλές συγκεντρώσεις στερεών εξόδου, που φτάνουν μέχρι και τα 80 mg/l. Τέλος, παρόμοια ασταθή εικόνα παρουσιάζουν και τα διαγράμματα ολικού αζώτου, αμμωνιακών και ολικού φωσφόρου που εμφανίζουν μέγιστες συγκεντρώσεις 80 mgtn/l, 57 mgnh 4-N/L και 14 mgtp/l για υδραυλικές φορτίσεις 0,11 m/d, 0,34 m/d και 0,02 m/d αντίστοιχα. Σύμφωνα με τη βιβλιογραφία, οι συνιστάμενες τιμές υδραυλικής φόρτισης διαφοροποιούνται βάσει του είδους του τεχνητού υγροβιότοπου. Έτσι, στους τεχνητούς υγροβιότοπους οριζόντιας ροής η εφαρμοζόμενη υδραυλική φόρτιση συνιστάται να κυμαίνεται μεταξύ 0,06-0,08 m/d στην περίπτωση επεξεργασίας γκρι νερού, ενώ για τα λύματα αστικής προέλευσης συνίστανται χαμηλότερες τιμές (0,04 m/d). Στους υγροβιότοπους κάθετης ροής, η υδραυλική φόρτιση δεν θα πρέπει να ξεπερνά τα 0,1-0,12 m/d στις περιοχές με χαμηλές θερμοκρασίες, ενώ στα θερμότερα κλίματα μπορούν να εφαρμοστούν φορτίσεις που φτάνουν μέχρι και τα 0,2 m/d για προεπεξεργασμένα λύματα (Hoffmann et al., 2011). Στα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων που μελετώνται στα πλαίσια της παρούσας εργασίας, η πλειονότητα των καταχωρήσεων που παρουσιάζονται παραπάνω εμφανίζει τιμές υδραυλικής φόρτισης χαμηλότερες από 0,15 m/d και πιο συγκεκριμένα, στους υγροβιότοπους οριζόντιας ροής η μέση υδραυλική φόρτιση ισούται με 0,11 m/d, στους υγροβιότοπους κάθετης ροής με 0,14 m/d, στους υγροβιότοπους επιφανειακής ροής με 0,08 m/d και στα συνδυασμένα συστήματα με 0,06 m/d. Στα παραπάνω διαγράμματα παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της καταγραφής του συνόλου των υγροβιότοπων των 100

117 BOD removal (%) BODout - CODout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες οποίων οι συγκεντρώσεις εξόδου των εξεταζόμενων παραμέτρων ποικίλουν από πολύ χαμηλές σε υψηλές τιμές. Για το λόγο αυτό, δεν μπορούν να εξαχθούν ασφαλή συμπεράσματα αναφορικά με την επίδραση της υδραυλικής φόρτισης στην συγκέντρωση των ποιοτικών χαρακτηριστικών των επεξεργασμένων λυμάτων για τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων. 2. Οργανική φόρτιση Η οργανική φόρτιση αποτελεί σημαντική παράμετρο για το σχεδιασμό και τη λειτουργία των τεχνητών υγροβιότοπων. Στα συστήματα οριζόντιας ροής συνιστάται να μην ξεπερνά τα 16 gcod/m 2 /d και τα 4-10 gcod/m 2 /d στις περιοχές που επικρατούν χαμηλές θερμοκρασίες. Αντίστοιχα, στα συστήματα κάθετης ροής οι οργανικές φορτίσεις συνιστάται να περιορίζονται μέχρι τα 20 gβod/m 2 /d για τις περιοχές με χαμηλές θερμοκρασίες και στα θερμά κλίματα να κυμαίνονται μεταξύ gcod/m 2 /d (30-35 gβod/m 2 /d) (Hoffmann et al., 2011) Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (BOD: n=88, COD: n=68) R² = 0,5668 R² = 0, BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) [BODloading, BODout] [CODloading, CODout] Σχήμα 29: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων 100 Οργανική φόρτιση - Απομάκρυνση οργανικού φορτίου (BOD: n=88, COD: n=68) BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) Σχήμα 30: Απομάκρυνση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων 101

118 TSSout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Στα εξεταζόμενα συστήματα, ο μεγαλύτερος αριθμός των καταχωρήσεων εμφανίζει τιμές συγκέντρωσης BOD εξόδου κάτω από 30 mg/l για οργανικές φορτίσεις μέχρι και 10 gbod/m 2 /d. Για φορτίσεις μεγαλύτερες από 10 gbod/m 2 /d, η συγκέντρωση εξόδου εμφανίζει αυξητική τάση με υψηλότερη τιμή τα 72 mg BOD/L (HLR= 50 gbod/m 2 /d). Αντίθετα, οι φορτίσεις COD εμφανίζουν μεγαλύτερη διασπορά στις τιμές τους με την πλειονότητα των καταχωρήσεων να κυμαίνονται μεταξύ 0-30 gcod/m 2 /d και μεταξύ gcod/ m 2 /d οι συγκεντρώσεις εξόδου. Αναφορικά με την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου, το εύρος των ποσοστών απομάκρυνσης για το σύνολο των συστημάτων κυμαίνεται μεταξύ 25 90% για το BOD με μέση τιμή το 78,7% και 32 94% για το COD με μέση τιμή το 73,2% Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση αιωρούμενων στερεών εξόδου (BOD: n=77, COD: n=52) R² = 0,2464 R² = 0, BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) [BODloading, TSSout] [CODloading, TSSout] Σχήμα 31: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Η συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών κυμαίνεται κυρίως σε τιμές χαμηλότερες από 40 mg/l ανεξάρτητα από την εφαρμοζόμενη οργανική φόρτιση. Όπως φαίνεται και στο σχετικό διάγραμμα, συγκεντρώσεις στερεών χαμηλότερες από 30 mg/l αντιστοιχούν σε οργανικές φορτίσεις μεγαλύτερες από 50 gbod/m 2 /d και 100 gcod/m 2 /d γεγονός που αποδεικνύει ότι η οργανική φόρτιση δεν συσχετίζεται απόλυτα με τα περιεχόμενα αιωρούμενα στερεά των εκροών για τα συγκεκριμένα συστήματα που αξιολογήθηκαν. 102

119 TNout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση ολικού αζώτου εκροής (BOD: n=48, COD: n=30) R² = 0,5783 R² = 0, BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) [BODloading, TNout] [CODloading, TNout] Σχήμα 32: Συγκέντρωση TN συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων TPout (mg/l) Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση ολικού φωσφόρου εκροής (BOD: n=67, COD: n=36) R² = 0,1032 R² = 0,4343 [BODloading, TPout] CODloading, TPout] BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) Σχήμα 33: Συγκέντρωση TP συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Αναφορικά με τη συγκέντρωση των θρεπτικών, για οργανικές φορτίσεις μέχρι τα 10 gbod/m 2 /d, η συγκέντρωση ολικού αζώτου των συστημάτων εμφανίζει τιμές που φτάνουν περίπου μέχρι και τα 40 mg/l. Αντίστοιχα, για φορτίσεις μέχρι και τα 40 gcod/m 2 /d η συγκέντρωση ολικού αζώτου στην έξοδο των συστημάτων εμφανίζει τιμές χαμηλότερες από 30 mg/l. Βέβαια, ο συνολικός αριθμός των καταχωρήσεων οργανικής φόρτισης/συγκέντρωσης αζώτου είναι συγκριτικά χαμηλότερος σε σχέση με τις υπόλοιπες καταχωρήσεις (n=49 για τη φόρτιση BOD και n=30 για τη φόρτιση COD) επομένως δεν μπορεί να αποτυπωθεί και να ερμηνευτεί η ολοκληρωμένη εικόνα της επίδρασης της φόρτισης στη συγκέντρωση ολικού αζώτου της εξόδου των εξεταζόμενων συστημάτων. Η συγκέντρωση ολικού φωσφόρου παρουσιάζει περισσότερο διάσπαρτες τιμές ως προς την εφαρμοζόμενη οργανική φόρτιση 103

120 TC - FC - E.coli removal (LRV) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες των συστημάτων καθώς χαμηλές φορτίσεις (<10 gβod/m 2 /d) αντιστοιχούν σε υψηλές συγκεντρώσεις ολικού φωσφόρου (>10 mg/l), ενώ για υψηλότερες φορτίσεις (>50 gβod/m 2 /d) εμφανίζονται χαμηλότερες συγκεντρώσεις (<6 mg/l). Η φόρτιση COD ακόμη και για υψηλές τιμές (>100 gcod/m 2 /d) εμφανίζει συγκεντρώσεις φωσφόρου 6 mg/l αλλά και σε αυτή την περίπτωση ο αριθμός των καταχωρήσεων είναι περιορισμένος επομένως δεν μπορούν να διατυπωθούν ολοκληρωμένα συμπεράσματα για το σύνολο των περιπτώσεων Οργανική φόρτιση - Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli (TC: n=14, FC: n=29, Ε.coli: n=8) [BODloading, TCremoval] [BODloading, FCremoval] [BODloading, Ecoli removal] BOD loading (gbod/m 2 /d) Σχήμα 34: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μικροοργανισμών E.coli συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών υγροβιότοπων Αναφορικά με τη συγκέντρωση των ολικών κολοβακτηριδίων (ΤC), των περιττωματικών κολοβακτηριδίων (FC) και των παθογόνων μικροοργανισμών E.coli, υψηλότερες απομακρύνσεις (>3,5 LRV) εμφανίζονται για οργανικές φορτίσεις που κυμαίνονται μεταξύ 0,1-11 gβod/m 2 /d. Ωστόσο, στο ίδιο εύρος φορτίσεων παρατηρούνται και απομακρύνσεις χαμηλότερες από 1 LRV. Σε κάθε περίπτωση, για το συγκεκριμένο αριθμό καταχωρήσεων που εμφανίζονται στο παραπάνω διάγραμμα, όταν εφαρμόζονται οργανικές φορτίσεις που ξεπερνούν τα 25 gβod/m 2 /d, η απομάκρυνση των παθογόνων δεν ξεπερνά τις 4 λογαριθμικές μονάδες. 104

121 BODout - CODout (mg/l) TSSout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 3. Φόρτιση στερεών Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση αιωρούμενων στερεών εκροής (n=89) TSS loading (gss/m 2 /d) Σχήμα 35: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Για φορτίσεις των αιωρούμενων στερεών μέχρι τα 25 gtss/m 2 /d η συγκέντρωση εξόδου των στερεών ανέρχεται περίπου μέχρι τα 30 mg/l, με εξαίρεση μόνο δύο καταχωρήσεις που εμφανίζουν συγκεντρώσεις εξόδου > 60 mgss/l. Για υψηλότερες φορτίσεις στερεών, η συγκέντρωση των στερεών εξόδου αυξάνει με εξαίρεση μια μόνο τιμή. 250 Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (BOD: n=71, COD: n=45) R² = 0,4828 R² = 0,2942 [TSSloading, BODout] [TSSloading, CODout] TSS loading (gss/m 2 /d) Σχήμα 36: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Η φόρτιση των αιωρούμενων στερεών δεν φαίνεται να επηρεάζει έντονα τη συγκέντρωση του οργανικού φορτίου στην έξοδο των συστημάτων αφού, η πλειονότητα των περιπτώσεων εμφανίζει συγκέντρωση χαμηλότερη από 40 mgbod/l ακόμη και για φορτίσεις στερεών που ξεπερνούν τα 60 gtss/m 2 /d. Παρατηρείται επίσης ότι στα περισσότερα συστήματα εφαρμόζονται φορτίσεις χαμηλότερες από 20 gtss/m 2 /d. 105

122 TC - FC - E.coli removal (LRV) TNout (mg/l) TPout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 100 Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση ολικού αζώτου εκροής (n=54) 20 Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση ολικού φωσφόρου εκροής (n=63) TSS loading (gss/m 2 /d) TSS loading (gss/m 2 /d) Σχήμα 37: Συγκέντρωση TN & TP συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Αντίστοιχα, δεν φαίνεται να παρουσιάζεται ιδιαίτερη συσχέτιση μεταξύ της φόρτισης στερεών και της συγκέντρωσης του ολικού αζώτου και φωσφόρου στην έξοδο των συστημάτων. Ενδεικτικά, για φορτίσεις που κυμαίνονται κάτω από τα 8 gtss/m 2 /d, οι συγκεντρώσεις ολικού αζώτου και φωσφόρου εμφανίζουν τιμές που ξεπερνούν τα 40 mgtn/l και 10mgTP/L αντίστοιχα Φόρτιση στερεών - Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli (TC: n=11, FC: n=27, Ε.coli: n=8) TSS loading (gss/m 2 /d) [TSSloading, TCremoval] [TSSloading, FCremoval] [TSSloading, Ecoli removal] Σχήμα 38: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Αναφορικά με την απομάκρυνση των ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και των παθογόνων μ/ων E.coli, φορτίσεις στερεών κάτω από τα 10 gtss/m 2 /d αντιστοιχούν σε απομακρύνσεις που ξεπερνούν τις 5 λογαριθμικές μονάδες, ενώ για φορτίσεις πάνω από τα 20 gtss/m 2 /d η απομάκρυνση των παθογόνων στα καταγεγραμμένα συστήματα δεν ξεπερνά τις 2 λογαριθμικές μονάδες. 106

123 ΤΝremoval (%) ΤΝout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Και σε αυτήν την περίπτωση ο αριθμός των καταχωρήσεων είναι περιορισμένος, συγκριτικά με το σύνολο των καταγεγραμμένων συστημάτων. 4. Φόρτιση αζώτου & φωσφόρου Φόρτιση αζώτου - Συγκ/ση ολικού αζώτου εκροής (n=62) R² = 0, ΤΝ loading (gτν/m 2 /d) Σχήμα 39: Συγκέντρωση TN συναρτήσει της φόρτισης αζώτου των τεχνητών υγροβιότοπων Φόρτιση αζώτου - Απομάκρυνση ολικού αζώτου (n=62) ΤΝloading (gτν/m 2 /d) Σχήμα 40: Απομάκρυνση TN συναρτήσει της φόρτισης αζώτου των τεχνητών υγροβιότοπων Αναφορικά με τη φόρτιση ολικού αζώτου, η πλειονότητα των καταχωρήσεων εμφανίζει συγκεντρώσεις χαμηλότερες από 30 mg/l σε εύρος φορτίσεων που κυμαίνεται μεταξύ 0,1-8 gtn/m 2 /d. Επίσης, η απομάκρυνση του αζώτου κυμαίνεται μεταξύ του εύρους 4 96 % για το σύνολο των συστημάτων και εμφανίζει πτωτική τάση με την αύξηση της φόρτισης αζώτου. Σχετικά με τη φόρτιση φωσφόρου, στις περισσότερες καταχωρήσεις εφαρμόζονται φορτίσεις χαμηλότερες 2 gtp/m 2 /d, ενώ η συγκέντρωση του ολικού φωσφόρου στην έξοδο κυμαίνεται μεταξύ του εύρους 0,3-14 mgtp/l. Αντίθετα, τα αποτελέσματα 107

124 ΤPout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες της απομάκρυνσης φωσφόρου συναρτήσει της φόρτισης φωσφόρου δεν δείχνουν την ίδια πτωτική τάση που εμφανίζεται στο αντίστοιχο διάγραμμα αζώτου αλλά περισσότερο διάσπαρτες τιμές. Φόρτιση αζώτου - Συγκ/ση ολικού φωσφόρου εκροής (n=64) ,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 3,5 4,0 ΤP loading (gτp/m 2 /d) Σχήμα 41: Συγκέντρωση TP συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών υγροβιότοπων Απόδοση συστημάτων ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Ακολούθως, παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της αξιολόγησης των τεχνητών υγροβιότοπων ανά είδος συστήματος. Ο διαχωρισμός των συστημάτων γίνεται λαμβάνοντας υπ όψιν τη βασική κατηγοριοποίηση των τεχνητών υγροβιότοπων σε συστήματα υπο-επιφανειακής ροής (οριζόντιας ή κάθετης ροής), επιφανειακής ροής και σε συνδυασμένα συστήματα που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα είδος υγροβιότοπου. Η κατηγοριοποίηση των τεχνητών υγροβιότοπων περιγράφεται λεπτομερώς στο Κεφάλαιο 2. Για τις περιπτώσεις των συστημάτων που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα στάδιο επεξεργασίας (ίδιου είδους υγροβιότοπου), η απόδοση υπολογίζεται βάσει της συγκέντρωσης εισόδου και της συγκέντρωσης εξόδου του τελικού σταδίου επεξεργασίας. Ο αριθμός των καταχωρήσεων για τα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων ίδιου είδους αναγράφεται στον Πίνακα 12, ενώ τα συστήματα που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα είδος υγροβιότοπου (σε δύο ή περισσότερα στάδια επεξεργασίας) ενοποιήθηκαν σε μια κατηγορία (συνδυασμένα συστήματα) η οποία περιλαμβάνει τις διατάξεις που φαίνονται στον Πίνακα

125 Πίνακας 12: αριθμός καταχωρήσεων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων ίδιου είδους Είδος τεχνητού υγροβιότοπου Αριθμός καταχωρήσεων Οριζόντιας ροής 64 Κάθετης ροής 16 Επιφανειακής ροής 41 Σύνολο καταχωρήσεων 121 Πίνακας 13: Διάταξη σταδίων και αριθμός καταχωρήσεων συνδυασμένων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων Διάταξη σταδίων συνδυασμένων συστημάτων Αριθμός καταχωρήσεων HF VF 5 Δύο διαφορετικά στάδια υγροβιότοπου σε σειρά VF HF 4 HF FWS 1 FWS HF 2 SSF FWS 3 Τρία διαφορετικά στάδια υγροβιότοπου σε σειρά FWS HF VF 1 VF HF FWS 2 Σύνολο καταχωρήσεων συνδυασμένων συστημάτων 18 HF: Οριζόντιας ροής, VF: Κάθετης ροής, FWS: Επιφανειακής ροής, SSF: Υπο-επιφανειακής ροής (χωρίς να διευκρινίζει εάν πρόκειται για σύστημα οριζόντιας ή κάθετης ροής) Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα διαγράμματα των αποδόσεων των διαφορετικών ειδών υγροβιότοπων, μαζί με την απόδοση του συνόλου των συστημάτων που εξετάζονται. Για κάθε κατηγορία συστήματος, απεικονίζονται οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων εισόδου και εξόδου των εξεταζόμενων παραμέτρων, η μέση τιμή της απομάκρυνσης, οι μέγιστες και ελάχιστες τιμές των συγκεντρώσεων εξόδου καθώς και ο συνολικός αριθμός των εξεταζόμενων καταχωρήσεων (n). Οι εξεταζόμενες παράμετροι περιλαμβάνουν το οργανικό φορτίο, τα ολικά στερεά, το ολικό άζωτο & τα αμμωνιακά, τον ολικό φώσφορο και τα παθογόνα. 109

126 BOD (mg/l) BOD απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 1. Οργανικό φορτίο Απομάκρυνση οργανικού φορτίου (BOD) ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου 140 BODin BODout min & max values (BODout) BOD removal Οριζόντιας ροής (n=43) Κάθετης ροής (n=13) Επιφανειακής ροής (n=37) Συνδυασμένα συστήματα (n=14) Σύνολο συστημάτων (n=107) 0 Σχήμα 42: Απομάκρυνση BOD ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Τα συστήματα παρουσιάζουν μέσες τιμές ποσοστών απομάκρυνσης του οργανικού φορτίου των λυμάτων που κυμαίνονται μεταξύ του εύρους %, με τα συνδυασμένα συστήματα να καταγράφουν την υψηλότερη απόδοση απομάκρυνσης BOD. Η συγκέντρωση εξόδου των συστημάτων παρουσιάζει τιμές κάτω από 30 mg/l για το σύνολο των διαφορετικών ειδών υγροβιότοπων, με χαμηλότερη τιμή αυτή των συνδυασμένων συστημάτων (12 mg/l) και υψηλότερη αυτή των υγροβιότοπων οριζόντιας ροής (26 mg/l). Εξίσου καλή ποιότητα εξόδου εμφανίζουν και τα συστήματα επιφανειακής ροής. Γενικά, οι διεργασίες που λαμβάνουν χώρα στα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων, όπως είναι η αποσύνθεση των υπολειμμάτων της φυτικής βλάστησης, συντελούν στην παραγωγή πρόσθετου οργανικού φορτίου επομένως, δεν είναι δυνατό να παραχθεί εκροή με πολύ χαμηλές συγκεντρώσεις, όπως συμβαίνει σε άλλα συστήματα επεξεργασίας λυμάτων. Βάσει του παραπάνω διαγράμματος, τα συνδυασμένα συστήματα που καταγράφηκαν στα πλαίσια της παρούσας εργασίας εμφανίζουν την καλύτερη απόδοση ως προς την απομάκρυνση του BOD. Ωστόσο, δεν θα πρέπει να παραληφθεί το γεγονός ότι τα συστήματα αυτά απαριθμούν χαμηλότερο αριθμό περιπτώσεων σε σύγκριση με τα συστήματα οριζόντιας ροής που είναι τριπλάσια σε μέγεθος δείγματος. Επίσης, διαφορές παρατηρούνται και στο εισερχόμενο οργανικό φορτίο των λυμάτων καθώς στους υγροβιότοπους οριζόντιας ροής η μέση συγκέντρωση BOD της εισερχόμενων λυμάτων ισούται με 170 mg/l, ενώ στα συνδυασμένα συστήματα είναι ίση με 105 mg/l. Τέλος, μια ακόμη παράμετρος που ενδέχεται να επιδρά στις διεργασίες απομάκρυνσης οργανικού φορτίου είναι η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου, η οποία στα συστήματα υπο-επιφανειακής οριζόντιας ροής κυμαίνεται σε χαμηλότερα επίπεδα συγκριτικά με τα συστήματα υπο-επιφανειακής κάθετης ροής και επιφανειακής ροής. 110

127 TSS (mg/l) TSS απομάκρυνση (%) COD (mg/l) COD απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Απομάκρυνση οργανικού φορτίου (COD) ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου CODin CODout min & max values (CODout) COD removal Οριζόντιας ροής (n=43) Κάθετης ροής (n=13) Επιφανειακής ροής (n=10) Συνδυασμένα συστήματα (n=14) Σύνολο συστημάτων (n=80) Σχήμα 43: Απομάκρυνση COD ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Η απομάκρυνση του COD πραγματοποιείται σε παρόμοια επίπεδα για το σύνολο των καταγεγραμμένων συστημάτων με εύρος που κυμαίνεται μεταξύ των τιμών % (εύρος μέσων τιμών κάθε είδους συστήματος). Παρόμοια είναι και η συγκέντρωση του εισερχόμενου φορτίου των συστημάτων με χαμηλότερη τιμή τα 211 mg/l (υγροβιότοποι επιφανειακής ροής) και υψηλότερη τιμή τα 280 mg/l (υγροβιότοποι οριζόντιας ροής). Αντίστοιχα, η έξοδος εμφανίζει συγκεντρώσεις από 46 έως 74 mg/l. 2. Ολικά στερεά Απομάκρυνση αιωρούμενων στερεών ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου TSSin TSSout min & max values (TSSout) TSSremoval Οριζόντιας ροής (n=50) Κάθετης ροής (n=13) Επιφανειακής ροής (n=34) Συνδυασμένα συστήματα (n=13) Σύνολο συστημάτων (n=110) Σχήμα 44: Απομάκρυνση TSS ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Αναφορικά με την απομάκρυνση των αιωρούμενων στερεών, τα συστήματα επιφανειακής ροής εμφανίζουν την μεγαλύτερη συγκέντρωση των περιεχόμενων στερεών, με μέση τιμή τα 19 mg/l, ενώ η χαμηλότερη συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών εξόδου επιτυγχάνεται στα συνδυασμένα συστήματα 111

128 TN (mg/l) TN απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες και ισούται με 10,3 mg/l. Το αποτέλεσμα αυτό δικαιολογείται από το γεγονός ότι στα συστήματα υποεπιφανειακής ροής (οριζόντιας ή κάθετης) το υπόστρωμα λειτουργεί ως μέσο φίλτρανσης των λυμάτων με αποτέλεσμα να επιτυγχάνονται πολύ καλές αποδόσεις ως προς την απομάκρυνση των στερεών. Επίσης, τα συστήματα αυτού του είδους προστατεύονται από τα ρεύματα του αέρα που προκαλούν επαναιώρηση των περιεχόμενων στερεών λόγω της έλλειψης ελεύθερης επιφάνειας νερού. Αντίθετα, στους υγροβιότοπους επιφανειακής ροής, η επίδραση των καιρικών συνθηκών είναι περισσότερο έντονη, ενώ λόγω της έλλειψης υποστρώματος τα αιωρούμενα στερεά των λυμάτων αλλά και αυτά που παράγονται μέσω των φυσικών διεργασιών που λαμβάνουν χώρα (αποσύνθεση οργανισμών, παραγωγή αλγών κ.λπ.) καταλήγουν με περισσότερη ευκολία στην έξοδο των συστημάτων, σε σύγκριση με τα συστήματα υπο-επιφανειακής ροής. Επίσης, όπως φαίνεται και στο διάγραμμα, εξίσου υψηλή συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών στην έξοδο εμφανίζουν και τα συστήματα οριζόντιας ροής στα οποία ωστόσο η μέση συγκέντρωση εισόδου έχει την υψηλότερη τιμή (127 mg/l) σε σχέση με τα υπόλοιπα συστήματα γεγονός που ενδέχεται να επιδρά στην ποιότητα των παραγόμενων εκροών τους. 3. Ολικό άζωτο - Αμμωνιακά Απομάκρυνση ολικού αζώτου ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Οριζόντιας ροής (n=32) TNin TNout min & max values (TNout) TNremoval Κάθετης ροής (n=7) Επιφανειακής ροής (n=28) Συνδυασμένα συστήματα (n=24) Σύνολο συστημάτων (n=78) Σχήμα 45: Απομάκρυνση TN ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου 112

129 NH 4 -N (mg/l) NH4-N απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Απομάκρυνση αμμωνιακού αζώτου ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου NH4-Nin NH4-Nout min & max values (NH4-Nout) NH4-Nremoval Οριζόντιας ροής (n=29) Κάθετης ροής (n=12) Επιφανειακής ροής (n=21) Συνδυασμένα συστήματα (n=11) Σύνολο συστημάτων (n=72) Σχήμα 46: Απομάκρυνση NH4-N ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Στους τεχνητούς υγροβιότοπους, η απομάκρυνση του αζώτου επιτυγχάνεται εν μέρει μέσω των διεργασιών νιτροποίησης και απονιτροποίησης, ενώ πρόσθετη απομάκρυνση πραγματοποιείται μέσω της πρόσληψης αζώτου από τα φυτά, αφού το άζωτο αποτελεί σημαντικό θρεπτικό συστατικό για την ανάπτυξή τους. Όπως είναι γνωστό, η νιτροποίηση των αμμωνιακών απαιτεί την ύπαρξη οξυγόνου γι αυτό και πραγματοποιείται μόνο στις περιοχές που υπάρχουν διαθέσιμες ποσότητες οξυγόνου. Στα συστήματα υποεπιφανειακής ροής, η ροή των λυμάτων γίνεται διαμέσου του υποστρώματος συνήθως υπό αναερόβιες ή ανοξικές συνθήκες, γεγονός που αναχαιτίζει τη διεργασία της νιτροποίησης και συνολικά την απομάκρυνση αζώτου. Παρόμοια εικόνα εμφανίζει και η απόδοση των καταγεγραμμένων συστημάτων όπως φαίνεται και στο σχετικό διάγραμμα καθώς τα συστήματα υποεπιφανειακής ροής (οριζόντιας και κάθετης) εμφανίζουν τις υψηλότερες συγκεντρώσεις αμμωνιακών στην έξοδο (19,3 mg/l και 12,4 mg/l αντίστοιχα), σε σχέση με τα συστήματα επιφανειακής ροής και τα συνδυασμένα συστήματα, η συγκέντρωση των οποίων είναι κατά προσέγγιση 7 mg/l. Το φαινόμενο αυτό ενδεχομένως να υποδηλώνει ότι η διεργασία της νιτροποίησης δεν πραγματοποιείται στο βέλτιστο βαθμό στα συστήματα υποεπιφανειακής ροής. Επίσης, σύμφωνα με τη βιβλιογραφία, τα επίπεδα της νιτροποίησης μειώνονται στα συστήματα που δέχονται υψηλές οργανικές φορτίσεις. Στα συγκεκριμένα συστήματα που καταγράφηκαν, η μέση οργανική φόρτιση των υπο-επιφανειακών συστημάτων εμφανίζει μεγαλύτερες τιμές συγκριτικά με τη φόρτιση των υπόλοιπων συστημάτων όπως φαίνεται και στον Πίνακα 13 γεγονός που όπως φαίνεται επιδρά στο ποσοστό απομάκρυνσης των αμμωνιακών. Μάλιστα, στα συνδυασμένα συστήματα τα αμμωνιακά απομακρύνονται κατά μέσο όρο σε ποσοστό 76%, τη στιγμή που στα συστήματα υποεπιφανειακής ροής η απομάκρυνση τους κυμαίνεται μεταξύ 47 56%. Και σε αυτή την περίπτωση, οι συγκεντρώσεις των αμμωνιακών στην είσοδο των συστημάτων είναι χαμηλότερη στα 113

130 TP (mg/l) TP απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες συνδυασμένα συστήματα (22 mg/l) σε σχέση με τα συστήματα υποεπιφανειακής ροής (27 29 mg/l) γεγονός που ενδέχεται να επιδρά κατά ένα μέρος στην απομάκρυνση των αμμωνιακών. Ειδικότερα στην περίπτωση των συστημάτων οριζόντιας ροής, παρατηρούμε ότι η μέση συγκέντρωση των αμμωνιακών σχεδόν ισούται με τη μέση συγκέντρωση του ολικού αζώτου στην έξοδο για τον ίδιο περίπου αριθμό καταχωρήσεων (n=29 και n=32 αντίστοιχα), που σημαίνει ότι το άζωτο στην έξοδο των συγκεκριμένων συστημάτων αποτελείται κυρίως από αμμωνιακά που δεν έχουν νιτροποιηθεί. Αναφορικά με τη συγκέντρωση ολικού αζώτου των συστημάτων, υψηλότερο ποσοστό απομάκρυνσης εμφανίζουν και πάλι τα συνδυασμένα συστήματα ωστόσο, η εκροή των συστημάτων αυτών έχει υψηλότερη μέση συγκέντρωση ολικού αζώτου στην έξοδο, σε σχέση με τα συστήματα επιφανειακής και κάθετης ροής. 4. Ολικός φώσφορος Απομάκρυνση ολικού φωσφόρου ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Οριζόντιας ροής (n=23) TPin TPout min & max values (TPout) TPremoval Κάθετης ροής (n=13) Επιφανειακής ροής (n=30) Συνδυασμένα συστήματα (n=12) Σύνολο συστημάτων (n=78) Σχήμα 47: Απομάκρυνση TP ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Γενικά, η απομάκρυνση του φωσφόρου στους τεχνητούς υγροβιότοπους είναι περιορισμένη, γεγονός που επαληθεύεται και στα εξεταζόμενα συστήματα καθώς το εύρος απομάκρυνσης κυμαίνεται μεταξύ των τιμών 42 55% και οι συγκεντρώσεις του ολικού φωσφόρου στην έξοδο των συστημάτων μεταξύ 2,1 4,4 mg/l. Τα συνδυασμένα συστήματα εμφανίζουν τη χαμηλότερη συγκέντρωση εξόδου, ενώ τα συστήματα κάθετης ροής εμφανίζουν εξίσου χαμηλές συγκεντρώσεις ολικού φωσφόρου, μικρότερες από 3 mg/l. Η απομάκρυνση φωσφόρου στα δύο αυτά είδη συστημάτων εμφανίζει τις μέγιστες τιμές της ωστόσο, ο περιορισμένος αριθμός των καταχωρήσεων (n=12 και n=13 αντίστοιχα) δεν θεωρείται επαρκής για να εξαχθούν βάσιμα συμπεράσματα για το σύνολο των καταγεγραμμένων συστημάτων. 114

131 TC - FC - E.coli removal (LRV) TC (LRV) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 5. Παθογόνα 6,0 Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου TC removal (LRV) min & max values 5,0 4,0 3,0 2,0 1,0 0,0 Οριζόντιας ροής (n=23) Κάθετης ροής (n=4) Επιφανειακής ροής (n=14) Συνδυασμένα συστήματα (n=10) Σχήμα 48: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων ανά είδος τεχνητού υγροβιότοπου Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli για το σύνολο των συστημάτων TC removal (n=22) FC removal (n=40) E.coli removal (n=14) Σχήμα 49: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli για το σύνολο των τεχνητών υγροβιότοπων Οι καταχωρήσεις των τεχνητών υγροβιότοπων που αξιολογούνται περιλαμβάνουν δεδομένα αναφορικά με την απομάκρυνση των ολικών κολοβακτηριδίων, των περιττωματικών κολοβακτηριδίων και των παθογόνων μικροοργανισμών E.coli. Λόγω έλλειψης επαρκών δεδομένων, για την περίπτωση της αξιολόγησης των διαφορετικών ειδών τεχνητών υγροβιότοπων, οι συγκεντρώσεις των ολικών και περιττωματικών κολοβακτηριδίων ενοποιήθηκαν και συγκεντρώθηκαν σε ένα διάγραμμα. Ακόμη και σε αυτήν την περίπτωση όμως, ο αριθμός των συνολικών καταχωρήσεων για κάθε διαφορετικό είδος συστήματος είναι αρκετά περιορισμένος. Επίσης, ακόμη πιο περιορισμένες είναι οι καταχωρήσεις των συγκεντρώσεων των παθογόνων E.coli για τα διαφορετικά είδη υγροβιότοπων, γι αυτό παρουσιάζονται μόνο τα δεδομένα του συνόλου των συστημάτων. Σύμφωνα με τη βιβλιογραφία, οι τεχνητοί υγροβιότοποι επιτυγχάνουν απομάκρυνση των βακτηρίων ίση με 0,5 3 λογαριθμικές μονάδες (LRV). Για τον περιορισμένο αριθμό των καταγεγραμμένων συστημάτων 115

132 που παρουσιάζονται στα παραπάνω διαγράμματα, η απομάκρυνση των παθογόνων κυμαίνεται στο εύρος τιμών 1,4 2,3 LRV. Πιο συγκεκριμένα, οι τεχνητοί υγροβιότοποι επιφανειακής ροής επιτυγχάνουν τη χαμηλότερη απομάκρυνση των ολικών κολοβακτηριδίων που ισούται με 1,4 λογαριθμικές μονάδες, ενώ τα υπόλοιπα είδη συστημάτων πραγματοποιούν απομακρύνσεις παθογόνων μεγαλύτερες από 2 λογαριθμικές μονάδες. Στην ανάλυση που έγινε για το σύνολο των συστημάτων (με μεγαλύτερο δείγμα καταχωρήσεων) πραγματοποιείται απομάκρυνση των ολικών και περιττωματικών βακτηριδίων κατά 2 λογαριθμικές μονάδες και απομάκρυνση των παθογόνων E.coli κατά 2,8 λογαριθμικές μονάδες. Τέλος, στο Παράρτημα Ι παρουσιάζονται σε πίνακα τα συγκεντρωτικά αποτελέσματα των αποδόσεων των συστημάτων που καταγράφηκαν στα πλαίσια της παρούσας εργασίας. Περιλαμβάνονται οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων εξόδου, των φορτίσεων και των απομακρύνσεων καθώς και οι μέγιστες τιμές, οι ελάχιστες τιμές και οι τυπικές αποκλίσεις των συγκεντρώσεων εξόδου για κάθε εξεταζόμενη παράμετρο Καταγραφή κόστους, απαίτησης γης και λοιπών στοιχείων Στον Πίνακα 14 παρουσιάζονται τα δεδομένα κόστους και απαίτησης γης των εξεταζόμενων συστημάτων αλλά και πρόσθετων υγροβιότοπων που δεν συμπεριλαμβάνονται στην αξιολόγηση του κεφαλαίου Τα δεδομένα που συλλέχθηκαν από το σύνολο των τεχνητών φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων που εξετάστηκαν κατηγοριοποιήθηκαν σε 3 κατηγορίες ανάλογα με το μέγεθος του ισοδύναμου πληθυσμού (0-100 ι.π., ι.π., ι.π.), προκειμένου να διαπιστωθεί εάν παρατηρούνται οικονομίες κλίμακας. Από την ανάλυση των δεδομένων παρατηρήθηκε ότι τα στοιχεία κόστους παρουσιάζουν αρκετές διαφοροποιήσεις αλλά αυτό είναι αναμενόμενο καθώς αφορούν σε συστήματα που εφαρμόζονται τόσο σε ανεπτυγμένες όσο και σε αναπτυσσόμενες χώρες. Επίσης, οι αναγραφόμενες τιμές κόστους για κάθε σύστημα αφορούν στη χρονική περίοδο εφαρμογής της κάθε τεχνολογίας. Αναφορικά με τα δεδομένα κόστους, περισσότερες πληροφορίες συλλέχθηκαν για τα κόστη κατασκευής των συστημάτων και λιγότερες για τα κόστη λειτουργίας και συντήρησης. Το κόστος κατασκευής των τεχνητών υγροβιότοπων εμφανίζεται αρκετά μειωμένο (59 /κατ.) όταν τα συστήματα σχεδιάζονται για ισοδύναμο πληθυσμό μεγαλύτερο από 1000 κατοίκους. Για ισοδύναμο πληθυσμό μέχρι και τους 1000 κατοίκους δεν παρατηρούνται οικονομίες κλίμακας και το κόστος κατασκευής κυμαίνεται μεταξύ του εύρους /κατ.. Επίσης, παρατηρείται ότι το κόστος κατασκευής μεταβάλλεται ανάλογα με τη χώρα εφαρμογής του εκάστοτε συστήματος. Πιο συγκεκριμένα, στις ευρωπαϊκές χώρες τα κόστη κατασκευής των τεχνητών υγροβιότοπων κυμαίνονται μεταξύ /κατ. τη στιγμή που στις υπόλοιπες χώρες της Αφρικής και λατινικής Αμερικής κυμαίνονται μεταξύ /κατ. Τα κόστη λειτουργίας και συντήρησης των τεχνητών υγροβιότοπων ανέρχονται περίπου στα 42 /κατ./έτος για 116

133 ισοδύναμο πληθυσμό μέχρι και τους 1000 κατοίκους, ενώ για την περίπτωση περισσότερων κατοίκων έχουν καταγραφεί μόνο τρεις περιπτώσεις συστημάτων με μέσο κόστος τα 8 /κατ./έτος. Αναφορικά με την απαιτούμενη επιφάνεια των τεχνητών υγροβιότοπων, λαμβάνοντας υπ όψιν τα δεδομένα από το σύνολο των συστημάτων προκύπτει ότι η ειδική επιφάνεια των εξεταζόμενων υγροβιότοπων κυμαίνεται στο εύρος 0,1 12,4 m 2 /κατ. με μέση τιμή τα 2,6 m 2 /κατ.. Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 14, η ειδική επιφάνεια μειώνεται όσο αυξάνεται ο ισοδύναμος πληθυσμός. Πίνακας 14: Ειδική επιφάνεια και κόστος κατασκευής, λειτουργίας και συντήρησης ανά ισοδύναμο κάτοικο για τα εξεταζόμενα συστήματα Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) Κόστος κατασκευής ( /κατ.) Κόστος λειτουργίας και συντήρησης ( /κατ./έτος) Ειδική επιφάνεια (m 2 /κατ.) ,3 2, ,6 2, ,4 Επίσης, αξιοσημείωτο είναι το γεγονός ότι οι μεγαλύτερες τιμές της ειδικής επιφάνειας των συστημάτων παρατηρούνται σε βόρειες -ανεπτυγμένες- χώρες, όπως φαίνεται και στον Πίνακα 15. Αντίστοιχα, οι χαμηλότερες τιμές ειδικής επιφάνειας παρατηρούνται σε χώρες του αναπτυσσόμενου κόσμου όπου επικρατούν κατά βάση θερμά κλίματα. Μια εξήγηση του φαινομένου αυτού αποδίδεται στο γεγονός ότι στις υψηλότερες θερμοκρασίες οι διεργασίες επεξεργασίας των φυσικών συστημάτων επιτελούνται με ταχύτερους ρυθμούς κι έτσι απαιτείται μικρότερη επιφάνεια συγκριτικά με την περίπτωση εφαρμογής της ίδιας τεχνολογίας σε περιοχές όπου επικρατούν χαμηλότερες θερμοκρασίες. Χώρα Πίνακας 15: Ειδική επιφάνεια τεχνητών υγροβιότοπων ανά χώρα εφαρμογής Ειδική επιφάνεια (m 2 /κατ.) Χώρα Ειδική επιφάνεια (m 2 /κατ.) Χώρα Ειδική επιφάνεια (m 2 /κατ.) Πολωνία 12,4 Νικαράγουα 2 Γαλλία 1 Πολωνία 9,1 Κένυα 1,9 Τζαμάικα 0,9 Πολωνία 7,5 Νικαράγουα 1,8 Κίνα 0,8 Βέλγιο 7 Ελ Σαλβαδόρ 1,5 Φιλιππίνες 0,8 Εσθονία 6,75 Ονδούρα 1,5 Νεπάλ 0,75 Βέλγιο 5 Περού 1,4 Τζαμάικα 0,7 Βέλγιο 4,8 Νικαράγουα 1,3 Ελλάδα 0,5 Ελλάδα 4,6 Νικαράγουα 1,3 Συρία 0,4 Τουρκία 4,5 Περού 1,2 Τυνησία 0,3 Βέλγιο 3,8 Νικαράγουα 1,2 Κολομβία 0,2 Ιταλία 2,4 Νικαράγουα 1,1 Βραζιλία 0,1 117

134 Πηγή A/A Χώρα WSP (2008) Mburu et al. (2013) Torrens et al. (2009) Oovel et al. (2007) WSP (2008) Puigagut et al. (2007) Puigagut et al. (2007) Stewart (2009) Masi & Martinuzzi (2007) Rousseau et al. (2004) Rousseau et al. (2004) Stewart (2009) Πίνακας 16: Κόστος και απαίτηση γης των εξεταζόμενων τεχνητών υγροβιότοπων Είδος υγροβιότοπου Δυναμ/τα (m 3 /d) Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) Συνολική επιφάνεια (m 2 ) Ειδική επιφάνεια (m 2 /ΚΑΤ.) Κόστος κατασκευής ( /m 2 ) Κόστος κατασκευής /επένδυσης ( /κατ.) 1 Νικαράγουα HF ,3 Κόστος λειτουργίας & συντήρησης ( /κατ./έτος) 2 Κένυα HF 11,6 22,5 1,9 91,0 8,6 3 Γαλλία VF Εσθονία VF-HF ,75 5 Νικαράγουα HF 7, ,6 1,8 91,7 6 Ισπανία VF ι.π. 2,7 181,0 18,3 7 Ισπανία HF Τζαμάικα HF 1, ,6 0,7 80,3 56,2 9 Ιταλία HF-VF ,4 10 Βέλγιο VF ,4 3, Βέλγιο FWS Τζαμάικα HF 2, ,9 66,4 58,3 13 Βέλγιο HF ,8 4,8 1258

135 Πηγή A/A Χώρα Rousseau et al. (2004) WSP (2008) Singh et al. (2009) WSP (2008) Puigagut et al. (2007) WSP (2008) Kouki et al. (2009) Tsihrintzis et al. (2007) WSP (2008) Tsihrintzis et al. (2007) WSP (2008) 14 Βέλγιο Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Είδος υγροβιότοπου Άλλος συνδυασμός Δυναμ/τα (m 3 /d) Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) 119 Συνολική επιφάνεια (m 2 ) Ειδική επιφάνεια (m 2 /ΚΑΤ.) Κόστος κατασκευής ( /m 2 ) Κόστος κατασκευής /επένδυσης ( /κατ.) Νικαράγουα HF ,1 72,5 16 Νεπάλ HF-VF ,75 17 Νικαράγουα HF ,6 1,1 52,7 18 Ισπανία Άλλος συνδυασμός Κόστος λειτουργίας & συντήρησης ( /κατ./έτος) Κολομβία HF ,5 0,2 12,9 20 Τυνησία VF-HF ,3 21 Ελλάδα VF , ,8 22 Νικαράγουα HF ,3 37, ι.π. 2,1 73,4 346,2 57,6 23 Ελλάδα FWS , ,1 24 Ελ Σαλβαδόρ HF ,5 1,5 44,8 25 Νικαράγουα HF ,2 51,1 26 Περού HF ,4 60,7 27 Βραζιλία HF ,1 9,8 28 Περού HF ,2 60,7 29 Περού HF ,2 60,7 30 Νικαράγουα HF ,2 37,2

136 Πηγή A/A Χώρα Guino-o et al. (2010) Mohamed et al. (2005) WSP (2008) Billore et al. (1999), Vymazal (2010) Obarska- Pempkowia k et al. (2007) Gunes et al. (2012) Brix et al. (2011) Zhai et al. (2011) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Είδος υγροβιότοπου Δυναμ/τα (m 3 /d) Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) Συνολική επιφάνεια (m 2 ) Ειδική επιφάνεια (m 2 /ΚΑΤ.) Κόστος κατασκευής ( /m 2 ) Κόστος κατασκευής /επένδυσης ( /κατ.) 31 Ονδούρα HF ,5 29,3 Κόστος λειτουργίας & συντήρησης ( /κατ./έτος) 32 Φιλιππίνες VF-HF ,8 47 1,0 33 Συρία VF ,4 13, Νικαράγουα HF ,3 40, ι.π. 35 Ινδία HF 41,8 25,9 36 Πολωνία HF-VF-HF 24, ,5 37 Πολωνία HF-VF 29, ,1 38 Πολωνία HF-VF-HF 18, ,4 39 Τουρκία FWS ,5 40 Ταϋλάνδη VF-HF-FWS Κίνα VF-HF 0,8 Μέσος όρος συστημάτων: 1,4 59,2 8,0 2,6 m 2 /κατ. 57,5 /m 2 201,4 /κατ. 29,4 /κατ./έτος Τυπική απόκλιση: 2,9 28,3 290,4 27,6 120

137 Στη συνέχεια παρουσιάζονται μερικές πρόσθετες πληροφορίες που προέκυψαν από την επεξεργασία των εξεταζόμενων συστημάτων και αφορούν στο είδος της εφαρμοζόμενης προεπεξεργασίας των λυμάτων, στα συνηθέστερα χρησιμοποιούμενα είδη φυτικής βλάστησης και υποστρώματος των υγροβιότοπων καθώς και σε ορισμένα λειτουργικά και κατασκευαστικά προβλήματα που εμφανίστηκαν κατά την εφαρμογή των τεχνητών υγροβιότοπων. Αναφορικά με το είδος της προεπεξεργασίας των λυμάτων, για την πλειονότητα των περιπτώσεων που εξετάστηκαν δεν υπάρχουν διαθέσιμα δεδομένα. Για τα υπόλοιπα συστήματα, η καθίζηση αποτελεί το συνηθέστερο είδος προεπεξεργασίας (18 περιπτώσεις συστημάτων). Ακολουθούν οι τεχνητές λίμνες (12 περιπτώσεις), οι σηπτικές δεξαμενές (10 περιπτώσεις), οι αντιδραστήρες UASB (9 περιπτώσεις) και τα υπόλοιπα είδη δευτεροβάθμιας επεξεργασίας που απεικονίζονται στο Σχήμα 50. Προεπεξεργασία λυμάτων Δεξαμενή καθίζησης UASB Τεχνητή λίμνη Άλλο είδος 2 βάθμιας επεξεργασίας Σηπτική δεξαμενή Δεξαμενή Imhoff Φυσικοχημική επεξεργασία Άγνωστο Σχήμα 50: Είδος προεπεξεργασίας λυμάτων πριν την είσοδό τους στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών υγροβιότοπων Το είδος του υποστρώματος που χρησιμοποιήθηκε στην πλειονότητα των συστημάτων είναι ο συνδυασμός χαλικιού και άμμου, ενώ σε τρεις περιπτώσεις εφαρμόστηκαν ελαφρά πρόσθετα άλλου είδους και σε άλλες δύο περιπτώσεις υλικά πλούσια σε σίδηρο. Επιπλέον, τα είδη φυτών που χρησιμοποιήθηκαν περισσότερο για το σύνολο των τεχνητών υγροβιότοπων που εξετάστηκαν περιλαμβάνουν τα είδη Phragmites australis, Phragmites mauritianus, Typha latifolia, Typha angustifolia, Cyperus papyrus, Canna, Heliconia. Σε λιγότερο βαθμό χρησιμοποιήθηκαν τα είδη Lemna gibba, Colocasia esculenta, Arundo donax, Typha domingensis, Eichhornia azurea, Miscanthidium violaceum, water hyacinth, Scirpusgrossus, Hydrilla verticillata, Strelitzia reginae, Anthurium andreanum, Zizaniopsis bonariensis, Pennisetum purpureum, Phalaris arundinacea. Τέλος, αναγράφονται ορισμένα από τα προβλήματα που εμφανίστηκαν κατά την εφαρμογή και λειτουργία των τεχνητών υγροβιότοπων πλήρους κλίμακας: Δημιουργία κενών περιοχών στο υπόστρωμα διαμέσου των οποίων διέρρεαν τα λύματα ανεπεξέργαστα λόγω της λανθασμένης τοποθέτησης του πορώδους υποστρώματος. (υγροβιότοπος υπο-επιφανειακής οριζόντιας ροής) 121

138 Ανάπτυξη των φυτών στην μια μόνο πλευρά του υγροβιότοπου, επειδή το τελευταίο στάδιο δεν ήταν σωστά σταθμισμένο ως προς τη ροή των λυμάτων και τα λύματα έρρεαν μόνο από συγκεκριμένες μόνο κατευθύνσεις (υγροβιότοπος υπο-επιφανειακής οριζόντιας ροής) Παρεμπόδιση της ροής και υπερχείλιση του συστήματος λόγω της ανάπτυξης φυτών στο εσωτερικό μέρος των σωληνώσεων εξόδου που δεν απομακρύνονταν (υγροβιότοπος υποεπιφανειακής οριζόντιας ροής) Έμφραξη του υποστρώματος λόγω (i) της ελλιπούς προεπεξεργασίας των λυμάτων, (ii) της εσφαλμένης τοποθέτησης των επιμέρους στρώσεων του υποστρώματος και (iii) της πρόσμιξης του υποστρώματος με ποσότητες χώματος που δεν απομακρύνθηκαν κατά τη φάση της κατασκευής του συστήματος Εφαρμογή μεγαλύτερου οργανικού φορτίου στο σύστημα από αυτήν που είχε εκτιμηθεί λόγω της εισροής περισσότερο συμπυκνωμένων λυμάτων Εφαρμογή μεγαλύτερων παροχών σε σχέση με την παροχή σχεδιασμού του συστήματος λόγω των νέων και των παράνομων συνδέσεων στο σύστημα, των ταχέων ρυθμών οικοδόμησης της περιοχής και της ραγδαίας αύξησης της επισκεψιμότητας της περιοχής Έμφραξη του υποστρώματος και υπερχείλιση λόγω της χρήσης άμμου ως μέσο φίλτρανσης Ανάπτυξη προνυμφών κουνουπιών στους υγροβιότοπους με χαμηλό βάθος (<0,2m) και υψηλή συγκέντρωση αλγών (υγροβιότοπος επιφανειακής ροής) Δυσοσμία 122

139 3.2 Τεχνητές λίμνες Για την αξιολόγηση της απόδοσης των τεχνητών λιμνών καταχωρήθηκαν και επεξεργάστηκαν 23 δημοσιεύσεις που περιλαμβάνουν 82 καταχωρήσεις συστημάτων πιλοτικής ή πλήρους κλίμακας από 17 χώρες (Σχήμα 51). Στον Πίνακα 17 παρουσιάζεται η κατανομή των δημοσιεύσεων και των καταχωρήσεων (διαφορετικών περιπτώσεων συστημάτων) που αντλήθηκαν από αυτές. Σχήμα 51: Χώρες στις οποίες εφαρμόστηκαν τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών Πίνακας 17: Κατανομή και αριθμός δημοσιεύσεων και καταχωρήσεων βάσει της χώρας εφαρμογής τους και του μεγέθους των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών 17 ΧΩΡΕΣ: ΔΗΜΟΣΙΕΥΣΕΙΣ ΚΑΤΑΧΩΡΗΣΕΙΣ: Πλήρους κλίμακας Πιλοτικής κλίμακας Αίγυπτος Αργεντινή Βραζιλία Ελ Σαλβαδόρ Ιαπωνία Ινδία Ιράκ Ιράν Καραϊβική Κένυα Μαλαισία

140 17 ΧΩΡΕΣ: ΔΗΜΟΣΙΕΥΣΕΙΣ ΚΑΤΑΧΩΡΗΣΕΙΣ: Πλήρους κλίμακας Πιλοτικής κλίμακας Μεξικό Νιγηρία Πακιστάν Ταϊλάνδη Τανζανία Τυνησία ΣΥΝΟΛΟ 23 (*) (*) Κάθε δημοσίευση ενδέχεται να περιλαμβάνει στοιχεία για παραπάνω από μία χώρες Κλίμακα εφαρμογής συστημάτων Προέλευση βιβλιογραφικών πηγών Ερευνητικά άρθρα Πρακτικά συνεδρίων Πλήρους κλίμακας Πιλοτικής κλίμακας Ερευνητικές εργασίες Σχήμα 52: Αριθμός καταχωρήσεων τεχνητών λιμνών ανά μέγεθος συστήματος και ανά είδος δημοσίευσης Οι 23 βιβλιογραφικές πηγές που χρησιμοποιήθηκαν για την αξιολόγηση των συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων χρονολογούνται από το 1984 μέχρι και σήμερα, ενώ η έκταση των συστημάτων που καταχωρήθηκαν και αξιολογήθηκαν κυμαίνεται από 7 έως m 2. Επίσης, η αρχική καταγραφή των συστημάτων περιλάμβανε 6 ακόμη δημοσιεύσεις οι οποίες μετά την περαιτέρω επεξεργασία τους κρίθηκαν ακατάλληλες κυρίως λόγω της έλλειψης σημαντικών δεδομένων (υδραυλικός χρόνος παραμονής, συγκεντρώσεις εξόδου κ.λπ.). Τέλος, το σύνολο των καταγεγραμμένων τεχνητών λιμνών με όλα τα δεδομένα, βρίσκονται στη βάση δεδομένων του Παραρτήματος ΙΙ Αξιολόγηση αποτελεσματικότητας τεχνητών λιμνών Ομοίως με την περίπτωση των τεχνητών υγροβιότοπων, στο υποκεφάλαιο αυτό πραγματοποιείται η αξιολόγηση και σύγκριση των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών βάσει συγκεκριμένων λειτουργικών παραμέτρων και ποιοτικών χαρακτηριστικών των λυμάτων. Πιο συγκεκριμένα, αρχικά πραγματοποιείται η αξιολόγηση της απόδοσης του συνόλου των καταγεγραμμένων συστημάτων βάσει των υδραυλικών και 124

141 οργανικών φορτίσεων, των φορτίσεων στερεών και του υδραυλικού χρόνου παραμονής. Οι ποιοτικές παράμετροι που παρουσιάζονται υπο μορφή διαγραμμάτων περιλαμβάνουν το περιεχόμενο οργανικό φορτίο, τα αιωρούμενα στερεά, και τα παθογόνα των λυμάτων. Στη συνέχεια ακολουθεί η αξιολόγηση των διαφορετικών κατηγοριών τεχνητών λιμνών (επαμφοτερίζουσες, αναερόβιες, αερόβιες, συνδυασμένα συστήματα) και η καταγραφή των κύριων λειτουργικών παραμέτρων τους Απόδοση συστημάτων βάσει της φόρτισης και του υδραυλικού χρόνου παραμονής Η αξιολόγηση του συνόλου των συστημάτων πραγματοποιείται μέσω των κάτωθι σχέσεων για κάθε ξεχωριστή παράμετρο ποιότητας των λυμάτων: Συγκέντρωση εξόδου, mg/l = f (Φόρτιση εισόδου, g/m 2 /d) Συγκέντρωση εξόδου, mg/l = f (Υδραυλική φόρτιση, m/d) Συγκέντρωση εξόδου, mg/l = f (Υδραυλικός χρόνος παραμονής, d) Ο τρόπος υπολογισμού των φορτίσεων και οι παραδοχές που ελήφθησαν κατά την επεξεργασία των καταχωρήσεων αναγράφονται ακολούθως: Η υδραυλική και οργανική φόρτιση καθώς και η φόρτιση στερεών των συστημάτων που περιλαμβάνουν περισσότερα από ένα στάδιο επεξεργασίας (δύο ή περισσότερες τεχνητές λίμνες ίδιου ή διαφορετικού είδους σε σειρά ή σε παράλληλη διάταξη) υπολογίστηκαν βάσει της συνολικής επιφάνειας των συστημάτων. Οι τιμές των παροχών που χρησιμοποιήθηκαν για τον υπολογισμό των φορτίσεων προέκυψαν από τον υδραυλικό χρόνο παραμονής των συστημάτων καθώς, όπως παρατηρήθηκε, τα δεδομένα της παροχής των συστημάτων δεν ήταν διαθέσιμα σχεδόν για το σύνολο των συστημάτων που μελετήθηκαν, σε αντίθεση με τα δεδομένα του υδραυλικού χρόνου παραμονής. Για τον υπολογισμό των φορτίσεων χρησιμοποιήθηκαν οι υδραυλικοί χρόνοι παραμονής και οι αρχικές συγκεντρώσεις των συστατικών των λυμάτων κυρίως από τις πραγματικές συνθήκες λειτουργίας των συστημάτων. Οι παράμετροι σχεδιασμού χρησιμοποιήθηκαν μόνο στις περιπτώσεις όπου υπήρχε έλλειψη των σχετικών δεδομένων, πράγμα που συνέβη για περιορισμένο μόνο αριθμό συστημάτων. Στις περιπτώσεις που υπήρχαν δεδομένα για την παροχή εισόδου και την παροχή εξόδου, ή στις περιπτώσεις που δίνονταν παραπάνω από μια τιμή παροχής για το ίδιο σύστημα (διαφορετική παροχή για κάθε εποχή ή μήνα λειτουργίας), χρησιμοποιήθηκε ο μέσος όρος των παροχών. Οι φορτίσεις και οι υπόλοιπες παράμετροι που εξετάζονται για την αξιολόγηση των συστημάτων υπολογίστηκαν βάσει των σχέσεων που αναγράφονται στο υποκεφάλαιο 4.1.1, με εξαίρεση την 125

142 περίπτωση των αναερόβιων λιμνών, στις οποίες χρησιμοποιήθηκε η ογκομετρική φόρτιση βάσει της παρακάτω σχέσης: g VLR [ m 3 d ] = Q C 0 V όπου, Q: η παροχή των συστημάτων (m 3 /d), C 0: η αρχική συγκέντρωση των εξεταζόμενων παραμέτρων από τις πραγματικές συνθήκες λειτουργίας των συστημάτων (mg/l) και V: ο συνολικός όγκος των λιμνών (m 3 ). Επίσης, η παροχή των συστημάτων στην πλειονότητα των περιπτώσεων υπολογίστηκε βάσει του πραγματικού υδραυλικού χρόνου παραμονής, σύμφωνα με τη γνωστή σχέση: t = V Q όπου, t: ο υδραυλικός χρόνος παραμονής (d), V: ο συνολικός όγκος των τεχνητών λιμνών (m 3 ) και Q: η παροχή συστημάτων (m 3 /d). Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της επεξεργασίας των καταγεγραμμένων τεχνητών λιμνών υπό μορφή διαγραμμάτων, ενώ για να γίνεται κατανοητό το μέγεθος του δείγματος που μελετάται κάθε φορά, σε κάθε διάγραμμα αναγράφεται ο αριθμός των καταχωρήσεων που παρουσιάζονται (n). 1. Υδραυλικός χρόνος παραμονής Ο υδραυλικός χρόνος παραμονής αποτελεί κρίσιμη παράμετρο σχεδιασμού των συστημάτων που κυμαίνεται σε διαφορετικά εύρη τιμών για κάθε είδος λίμνης και μεταβάλλεται ανάλογα με την παροχή που εφαρμόζεται. Γενικά, στις επαμφοτερίζουσες λίμνες ο χρόνος παραμονής κυμαίνεται συνήθως μεταξύ μέρες, στις αναερόβιες λίμνες μεταξύ μέρες και στις αερόβιες λίμνες μεταξύ 3 5 μέρες. Στα παρακάτω διαγράμματα παρουσιάζονται τα δεδομένα της συγκέντρωσης του οργανικού φορτίου και των αιωρούμενων στερεών στην έξοδο των συστημάτων, συναρτήσει του εφαρμοζόμενου υδραυλικού χρόνου παραμονής, για το σύνολο των τεχνητών λιμνών που καταγράφηκαν. 126

143 TSSout (mg/l) BODout - CODout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Υδραυλικός χρόνος παραμονής - Συγκέντρωση οργανικού φορτίου εκροής (BOD: n=74, COD: n=69) [HRT, BODout] [HRT, CODout] HRT (d) Σχήμα 53: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών Υδραυλικός χρόνος παραμονής - Συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών εκροής (n=67) HRT (d) Σχήμα 54: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών Στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών, ο υδραυλικός χρόνος παραμονής κυμαίνεται μεταξύ μέρες για τις επαμφοτερίζουσες λίμνες, 1 12 μέρες για τις αναερόβιες λίμνες και 1 20 μέρες για τις αερόβιες λίμνες. Όπως φαίνεται και στο σχετικό διάγραμμα, η συγκέντρωση του οργανικού φορτίου εξόδου των περισσότερων συστημάτων κυμαίνεται σε επίπεδα χαμηλότερα από 250 mgbod/l και 350 mgcod/l, χωρίς να παρατηρείται άμεση συσχέτιση μεταξύ του εφαρμοζόμενου χρόνου παραμονής και της ποιότητας εξόδου των εκροών. Παρόμοια εικόνα εμφανίζεται και στην περίπτωση των αιωρούμενων στερεών, η συγκέντρωση των οποίων κυμαίνεται σε τιμές χαμηλότερες από 200 mg/l για τις περισσότερες καταχωρήσεις. 127

144 TC - FC - E.coli removal (LRV) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Υδραυλικός χρόνος παραμονής - Απομάκρυνση παθογόνων μικροοργανισμών (ΤC: n=18, FC: n=37, E.coli: n=9) HRT (d) [HRT, TC removal] [HRT, FC removal] [HRT, E.coli removal] Σχήμα 55: Απομάκρυνση παθογόνων συναρτήσει του υδραυλικού χρόνου παραμονής των τεχνητών λιμνών Σύμφωνα με τη βιβλιογραφία, τα συστήματα των τεχνητών λιμνών επιτυγχάνουν υψηλές απομακρύνσεις των παθογόνων που φτάνουν έως τα 6 LRV για τα βακτήρια και 4 LRV για τους ιούς και τα πρωτόζωα, ενώ όσο μεγαλύτεροι είναι οι εφαρμοζόμενοι χρόνοι παραμονής τόσο περισσότερο ενισχύεται η απομάκρυνση των παθογόνων. Στα εξεταζόμενα συστήματα, η απομάκρυνση των ολικών κολοβακτηριδίων κυμαίνεται σε εύρος 1,4 6 LRV με μέση τιμή τα 3 LRV για συνολικά 18 καταχωρήσεις. Αντίστοιχα, η απομάκρυνση των περιττωματικών βακτηριδίων κυμαίνεται μεταξύ 0,5 6 LRV και μέση τιμή τα 2,4 LRV συνολικά για 37 καταχωρήσεις, ενώ τα δεδομένα απομάκρυνσης των μικροοργανισμών E.coli απαριθμούν μόνο 9 περιπτώσεις που εμφανίζουν μέση απομάκρυνση τα 2,3 LRV. Όπως φαίνεται και στο σχετικό διάγραμμα, απομακρύνσεις μεγαλύτερες από 4 LRV επιτυγχάνονται όταν εφαρμόζονται χρόνοι παραμονής μεγαλύτεροι από τις 10 μέρες, ενώ στην περίπτωση των κολοβακτηριδίων παρατηρούνται απομακρύνσεις έως και τα 6 LRV για χρόνους παραμονής ίσους με 19 (περιττωματικά κολοβακτηρίδια) και 33 μέρες (ολικά κολοβακτηρίδια). 128

145 BODout - CODout (mg/l) TSSout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 2. Υδραυλική φόρτιση Υδρ. φόρτιση - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (BOD: n=67, COD: n=62) [HLR, BODout] [HLR, CODout] 0 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 HLR (m/d) Υδρ. φόρτιση - Συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών εκροής (n=60) 0 0,0 0,5 1,0 1,5 2,0 2,5 3,0 HLR (m/d) Σχήμα 56: Συγκέντρωση BOD, COD & TSS συναρτήσει της υδραυλικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Η υδραυλική φόρτιση του συνόλου των καταγεγραμμένων συστημάτων κυμαίνεται μεταξύ του εύρους 0,03 4,6 m/d, με μέση τιμή τα 0,36 m/d. Η μέση συγκέντρωση εξόδου για το σύνολο των συστημάτων ισούται με 95 mgbod/l και 232 mgcod/l. Όπως φαίνεται και στο σχετικό διάγραμμα, στην πλειονότητα των καταχωρήσεων η εφαρμοζόμενη υδραυλική φόρτιση δεν ξεπερνά τα 0,5 m/d ωστόσο, δεν παρατηρείται κάποια συσχέτιση μεταξύ της φόρτισης και της συγκέντρωσης του οργανικού φορτίου στην έξοδο των συστημάτων. Παρόμοια εικόνα παρουσιάζουν και το διάγραμμα της συγκέντρωσης των αιωρούμενων στερεών, χωρίς να εμφανίζεται ιδιαίτερη συσχέτιση με την εφαρμοζόμενη υδραυλική φόρτιση. Η μέση συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών στην έξοδο για το σύνολο των συστημάτων ισούται με 104 mgss/l. Για κάθε μια από τις υπόλοιπες παραμέτρους (ΤΝ, ΤP, NH 3-N, NH 4-N, 3- PO 4 -P) ο αριθμός των καταχωρήσεων είναι περιορισμένος (n<20) και τα αντίστοιχα διαγράμματα δεν εμφανίζουν κάποια συσχέτιση μεταξύ των αποτελεσμάτων. 2. Οργανική φόρτιση Η οργανική φόρτιση αποτελεί μια εξίσου σημαντική παράμετρο που χρησιμοποιείται για το σχεδιασμό των τεχνητών λιμνών η τιμή της οποίας διαφοροποιείται ανάλογα με το είδος της τεχνητής λίμνης που εξετάζεται κάθε φορά (αερόβια, αναερόβια, επαμφοτερίζουσα). Στις αερόβιες και επαμφοτερίζουσες τεχνητές λίμνες, η οργανική φόρτιση υπολογίζεται βάσει της έκτασης των λιμνών, σε μονάδες g/m 2 /d. Τα συνήθη εύρη φορτίσεων για το σχεδιασμό των λιμνών είναι 4 12 gbod/m 2 /d για τις αερόβιες λίμνες και 2,5 6,5 gbod/m 2 /d για τις επαμφοτερίζουσες λίμνες, ενώ οι συγκεντρώσεις των παραγόμενων εκροών συνήθως κυμαίνονται μεταξύ mgbod/l και mgbod/l για τις αερόβιες και 129

146 BODout - COD out (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες επαμφοτερίζουσες λίμνες αντίστοιχα, στην περίπτωση που χρησιμοποιούνται για τη δευτεροβάθμια επεξεργασία των λυμάτων. Αντίθετα, για το σχεδιασμό των αναερόβιων λιμνών χρησιμοποιείται η ογκομετρική φόρτιση (g/m 3 /d) ώστε να λαμβάνεται υπ όψιν ο συνολικός όγκος των συστημάτων. Οι φορτίσεις που εφαρμόζονται στις αναερόβιες λίμνες κυμαίνονται σε υψηλότερα επίπεδα με τιμές που συνήθως ξεπερνούν τα 100 gbod/m 3 /d και μπορεί να φτάσουν μέχρι τα 350 gbod/m 3 /d για θερμοκρασίες των 25 0 C. Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα δεδομένα της οργανικής φόρτισης ξεχωριστά για τις αναερόβιες λίμνες και για το σύνολο των υπόλοιπων συστημάτων που καταχωρήθηκαν Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (BOD: n=59, COD: n=53) Σύνολο συστημάτων (εκτός των αναερόβιων λιμνών) BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) [BODloading, BODout] [CODloading, CODout] Σχήμα 57: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών (εκτός των αναερόβιων λιμνών) Στο παραπάνω διάγραμμα φαίνεται ότι στα συστήματα που εφαρμόζονται φορτίσεις περίπου μέχρι και τα 10 gbod/m 2 /d, η συγκέντρωση του οργανικού φορτίου στην έξοδο κυμαίνεται σε τιμές mgbod/l. Το ίδιο εύρος συγκεντρώσεων εμφανίζουν και ορισμένα συστήματα στα οποία εφαρμόζονται σημαντικά μεγαλύτερες φορτίσεις (> 50 gbod/m 2 /d), ενώ μεγαλύτερες συγκεντρώσεις οργανικού φορτίου στην έξοδο των συστημάτων παρατηρούνται για φορτίσεις που κυμαίνονται μεταξύ gbod/m 2 /d. Δηλαδή, στην περίπτωση που εφαρμόζονται οργανικές φορτίσεις που ξεπερνούν τις συνήθεις τιμές που χρησιμοποιούνται κατά το σχεδιασμό των συστημάτων, η συγκέντρωση του BOD της εκροής κυμαίνεται από χαμηλές έως πολύ υψηλές τιμές. Επίσης, αξίζει να σημειωθεί ότι η πλειονότητα των καταχωρήσεων εμφανίζει συγκεντρώσεις οργανικού φορτίου που κυμαίνονται εκτός του τυπικού εύρους τιμών για τα συγκεκριμένα συστήματα επεξεργασίας (20 40 mgbod/l) γεγονός που υποδηλώνει ότι η επεξεργασία που παρέχεται από την πλειονότητα των εξεταζόμενων συστημάτων δεν πραγματοποιείται στο βέλτιστο δυνατό επίπεδο, τουλάχιστον όσον αφορά την απομάκρυνση του BOD. Η περιορισμένη αποτελεσματικότητα των τεχνητών λιμνών ως προς την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου πιθανότατα σχετίζεται με τις υψηλές εφαρμοζόμενες φορτίσεις των συστημάτων, οι οποίες ξεπερνούν 130

147 BODout - COD out (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες κατά πολύ τα εύρη των τιμών που χρησιμοποιούνται κατά το σχεδιασμό των συστημάτων. Ενδεικτικά, για το σύνολο των τεχνητών λιμνών που καταγράφηκαν (εκτός των αναερόβιων λιμνών), η μέση φόρτιση που εφαρμόζεται ισούται με 32 gbod/m 2 /d. Αναφορικά με το περιεχόμενο COD των λυμάτων, η συγκέντρωση εξόδου αποκτά τις χαμηλότερες τιμές (75 85 mgcod/l) σε ευρύ φάσμα οργανικών φορτίσεων ( gcod/m 2 /d) με την υψηλότερη τιμή της να ανέρχεται στα 320 mgcod/l για οργανική φόρτιση ίση με 43 gcod/m 2 /d. Χαρακτηριστικό είναι το γεγονός ότι και σε αυτή την περίπτωση εμφανίζονται χαμηλές συγκεντρώσεις COD (<80 mgcod/l) σε συστήματα όπου εφαρμόζονται υψηλές οργανικές φορτίσεις (>140 gcod/m 2 /d) Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (n=9) Αναερόβιες λίμνες BOD loading - COD loading (g/m 3 /d) [BODloading, BODout] [CODloading, CODout] Σχήμα 58: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των αναερόβιων τεχνητών λιμνών Αναφορικά με την περίπτωση των αναερόβιων λιμνών, τα δεδομένα που συλλέχθηκαν είναι αρκετά περιορισμένα, όπως φαίνεται και στο παραπάνω διάγραμμα, επομένως οι μόνες παρατηρήσεις που μπορούν να διατυπωθούν είναι ότι οι εφαρμοζόμενες φορτίσεις κυμαίνονται σε εύρος τιμών gbod/m 3 /d, ενώ η μέγιστη συγκέντρωση εξόδου ισούται με 240 mgbod/l για φόρτιση ίση με 32 gbod/m 3 /d και 464 mgcod/l για φόρτιση ίση με 64 gcod/m 3 /d. 131

148 NH3-Nout (mg/l) TPout (mg/l) TSSout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση αιωρούμενων στερεών εκροής (BOD: n=51, COD: n=51) [BODloading, TSSout] [CODloading, TSSout] BODloading - CODloading (g/m 2 /d) Σχήμα 59: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Αναφορικά με την συγκέντρωση των στερεών, από το παραπάνω διάγραμμα φαίνεται ότι για οργανικές φορτίσεις χαμηλότερες από 65 g/m 2 /d, η συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών της εκροής κυμαίνεται σε εύρος τιμών mgss/l χωρίς να παρατηρείται κάποια συσχέτιση μεταξύ των δύο παραμέτρων, ενώ για φορτίσεις μεγαλύτερες από 65 g/m 2 /d η συγκέντρωση στερεών περιορίζεται σε εύρος τιμών mgss/l, με εξαίρεση δύο μόνο περιπτώσεις συστημάτων. 80 Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση αμμωνίας εξόδου (n=18) 20 Οργανική φόρτιση - Συγκ/ση ολικού φωσφόρου εξόδου (n=21) BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) BOD loading - COD loading (g/m 2 /d) Σχήμα 60: Συγκέντρωση NH3-N & TP συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Στα παραπάνω διαγράμματα παρουσιάζονται οι συγκεντρώσεις του αμμωνιακού αζώτου και του ολικού φωσφόρου των εκροών, συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των συστημάτων. Όπως φαίνεται, δεν μπορεί να αποτυπωθεί κάποια συσχέτιση μεταξύ των καταγεγραμμένων περιπτώσεων αφενός λόγω της ανομοιογένειας που παρουσιάζουν τα αποτελέσματα των εξεταζόμενων συστημάτων και αφετέρου λόγω του σχετικά περιορισμένου αριθμού δεδομένων. 132

149 TC - FC - E.coli removal (LRV) TC - FC - E.coli removal (LRV) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Οργανική φόρτιση - Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli (ΤC: n=18, FC: n=36, E.coli: n=9) BODloading (g/m 2 /d) [BODloading, TC removal] [BODloading, FC removal] [BODloading, E.coli removal] Σχήμα 61: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της οργανικής φόρτισης των τεχνητών λιμνών Αναφορικά με τους παθογόνους μικροοργανισμούς, βάσει των δεδομένων που παρουσιάζονται στο παραπάνω διάγραμμα, φαίνεται ότι οι μεγαλύτερες απομακρύνσεις (3,5 6 LRV) παρατηρούνται για οργανικές φορτίσεις που δεν ξεπερνούν τα 10 gbod/m 2 /d. Για φορτίσεις μεγαλύτερες των 10 gbod/m 2 /d, η απομάκρυνση των παθογόνων ποικίλει από 0,5 6 LRV. 3. Φόρτιση στερεών Φόρτιση στερεών - Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli (TC: n=18, FC: n=27, E.coli: n=8) [TSSloading, TC removal] [TSSloading, FC removal] [TSSloading, E.coli removal] TSSloading (g/m 2 /d) Σχήμα 62: Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και παθογόνων μ/ων E.coli συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Αναφορικά με τη συσχέτιση της φόρτισης των στερεών με την μείωση των ολικών κολοβακτηριδίων, περιττωματικών κολοβακτηριδίων και των παθογόνων μ/ων E.coli, απομακρύνσεις μεγαλύτερες από 3 LRV παρατηρούνται για φορτίσεις που δεν ξεπερνούν τα 20 gss/m 2 /d, με εξαίρεση ορισμένες περιπτώσεις που εμφανίζουν χαμηλή μείωση παθογόνων (1 2 LRV). Για φορτίσεις μεγαλύτερες από 20 gss/m 2 /d, η απομάκρυνση των παθογόνων μειώνεται σταδιακά μέχρι και τα 0,7 LRV, ενώ για εύρος 133

150 TSSout (mg/l) BODout - CODout (mg/l) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες φορτίσεων gss/m 2 /d, η απομάκρυνση των παθογόνων, και ειδικότερα των περιττωματικών βακτηριδίων, κυμαίνεται γύρω στα 2 LRV Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση οργανικού φορτίου εκροής (BOD n=50, COD: n=51) TSS loading (gss/m 2 /d) [TSSloading, BODout] [TSSloading, CODout] Σχήμα 63: Συγκέντρωση BOD & COD συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Φόρτιση στερεών - Συγκ/ση αιωρούμενων στερεών εκροής (n=51) TSS loading (gss/m 2 /d) Σχήμα 64: Συγκέντρωση TSS συναρτήσει της φόρτισης στερεών των τεχνητών λιμνών Η φόρτιση των στερεών δεν φαίνεται να επηρεάζει τη συγκέντρωση εξόδου των αιωρούμενων στερεών και του οργανικού φορτίου όπως φαίνεται και από τα σχετικά διαγράμματα. Παρατηρείται ωστόσο ότι οι μέγιστες συγκεντρώσεις του οργανικού φορτίου (180 mgbod/l και 320 mgcod/l) και των αιωρούμενων στερεών (180 mgss/l) των εκροών παρατηρούνται για φορτίσεις στερεών που κυμαίνονται μεταξύ του εύρους gss/m 2 /d. Στο σημείο αυτό πρέπει να σημειωθεί ότι οι μέγιστες συγκεντρώσεις που εμφανίζονται στα παραπάνω διαγράμματα δεν αφορούν στο σύνολο των συστημάτων που καταγράφηκαν στα πλαίσια της παρούσας εργασίας, αλλά μόνο στα συστήματα εκείνα που έχουν διαθέσιμα δεδομένα συγκεντρώσεων συναρτήσει της φόρτισης που εξετάζεται κάθε φορά. Για παράδειγμα, η μέγιστη συγκέντρωση των αιωρούμενων 134

151 στερεών της εκροής για το σύνολο των συστημάτων που καταγράφηκαν ισούται με 342 mgss/l. Ωστόσο, για την συγκεκριμένη καταχώρηση συστήματος, δεν υπάρχουν διαθέσιμα δεδομένα ως προς την εφαρμοζόμενη των στερεών επομένως η καταχώρηση δεν εμφανίζεται στο αντίστοιχο διάγραμμα Απόδοση συστημάτων ανά είδος τεχνητής λίμνης Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της αξιολόγησης των τεχνητών λιμνών ανά είδος συστήματος. Ο διαχωρισμός των συστημάτων γίνεται λαμβάνοντας υπ όψιν τη βασική κατηγοριοποίηση των τεχνητών λιμνών σε επαμφοτερίζουσες λίμνες, αναερόβιες λίμνες, αερόβιες λίμνες και σε συνδυασμένα συστήματα που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα είδος λίμνης. Η κατηγοριοποίηση των τεχνητών λιμνών περιγράφεται λεπτομερώς στο Κεφάλαιο 2. Η κατηγορία των αεριζόμενων λιμνών δεν εξετάζεται στα πλαίσια της παρούσας εργασίας καθώς οι δημοσιεύσεις που εξετάστηκαν περιλαμβάνουν περιορισμένα στοιχεία για το συγκεκριμένο είδος λίμνης. Για τις περιπτώσεις των συστημάτων που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα στάδιο επεξεργασίας (ίδιου είδους), η απόδοση υπολογίζεται βάσει της συγκέντρωσης εισόδου και της συγκέντρωσης εξόδου του τελικού σταδίου επεξεργασίας. Στον Πίνακα 18 παρουσιάζεται η κατηγοριοποίηση και ο αριθμός των συστημάτων που περιλαμβάνουν παραπάνω από ένα είδος λίμνης (σε δύο ή περισσότερα στάδια επεξεργασίας) μαζί με το σύνολο των υπόλοιπων καταχωρήσεων. Πίνακας 18: Διάταξη σταδίων και αριθμός καταχωρήσεων του συνόλου των συστημάτων τεχνητών λιμνών Είδος τεχνητής λίμνης Χαρακτηρισμός Αριθμός καταχωρήσεων 1 είδος λίμνης 2 διαφορετικά είδη λίμνης σε σειρά 3 διαφορετικά είδη λίμνης σε σειρά Σύνολο καταχωρήσεων Επαμφοτερίζουσα FP 17 Αναερόβια AnP 11 Αερόβια AP 22 Επαμφοτερίζουσα & αερόβια λίμνη σε σειρά Αναερόβια & επαμφοτερίζουσα λίμνη σε σειρά Αναερόβια, επαμφοτερίζουσα & αερόβια λίμνη σε σειρά FP AP 13 AnP FP 11 AnP FP AP 8 82 Στη συνέχεια παρουσιάζονται τα διαγράμματα των αποδόσεων των διαφορετικών ειδών τεχνητών λιμνών, μαζί με την απόδοση του συνόλου των συστημάτων που εξετάζονται. Για κάθε κατηγορία 135

152 COD out (mg/l) Απομάκρυνση (%) BOD out (mg/l) Απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες συστήματος, απεικονίζονται οι μέσες τιμές των συγκεντρώσεων εισόδου και εξόδου των εξεταζόμενων παραμέτρων, η μέση τιμή της απομάκρυνσης, οι μέγιστες και ελάχιστες τιμές των συγκεντρώσεων εξόδου καθώς και ο συνολικός αριθμός των εξεταζόμενων καταχωρήσεων (n). Οι παράμετροι που εξετάζονται περιλαμβάνουν το οργανικό φορτίο, τα ολικά στερεά και τα παθογόνα. Τέλος, στο Παράρτημα Ι περιλαμβάνεται σε πίνακα το σύνολο των αποτελεσμάτων από την αξιολόγηση των εξεταζόμενων συστημάτων. 1. Οργανικό φορτίο Απομάκρυνση οργανικού φορτίου (BOD) ανά είδος τεχνητής λίμνης BODin FP (n=16) AnP (n=11) AP (n=20) AnP - FP - AP (n=8) BODout FP - AP (n=12) AnP - FP (n=11) Σύνολο συστημάτων (n=78) Απομάκρυνση οργανικού φορτίου (CΟD) ανά είδος τεχνητής λίμνης CODin FP (n=14) AnP (n=11) AP (n=19) AnP - FP - AP (n=8) CODout FP - AP (n=11) AnP - FP (n=11) Σχήμα 65: Απομάκρυνση BOD & COD ανά είδος τεχνητής λίμνης Σύνολο συστημάτων (n=74)

153 Αναφορικά με την απόδοση των διαφορετικών ειδών τεχνητών λιμνών ως προς την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου παρατηρείται ότι τα συστήματα που περιλαμβάνουν ένα είδος λίμνης εμφανίζουν χαμηλότερα ποσοστά απομάκρυνσης BOD (38 45%) συγκριτικά με τα συνδυασμένα συστήματα (68 73%). Παρόμοια εικόνα εμφανίζεται και στην περίπτωση του περιεχόμενου COD των εκροών, με εξαίρεση τα συστήματα που συνδυάζουν τις επαμφοτερίζουσες και αερόβιες λίμνες, τα οποία πραγματοποιούν απομάκρυνση COD μόνο κατά 44%. Γενικά, παρατηρείται ότι η ύπαρξη δύο ή περισσότερων ειδών τεχνητών λιμνών σε σειρά ενισχύει την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου των λυμάτων ωστόσο, για το σύνολο των συστημάτων οι παραγόμενες εκροές εμφανίζουν σχετικά υψηλές συγκεντρώσεις οργανικού φορτίου με μεγάλες τυπικές αποκλίσεις, όπως φαίνεται και στο σχετικό πίνακα του Παραρτήματος Ι που περιλαμβάνει το σύνολο των αποτελεσμάτων. Οι αναερόβιες λίμνες εμφανίζουν την υψηλότερη μέση συγκέντρωση οργανικού φορτίου στην έξοδο (176 mgbod/l και 350 mgcod/l) γεγονός που είναι αναμενόμενο για το συγκεκριμένο είδος λίμνης. Γενικά, οι αναερόβιες λίμνες εμφανίζουν ικανοποιητικές αποδόσεις όταν επεξεργάζονται απόβλητα υψηλού οργανικού φορτίου (βιομηχανικά κ.λπ). Τα λύματα αστικής προέλευσης ανήκουν στην κατηγορία των ασθενών λυμάτων επομένως οι διεργασίες αποδόμησης των οργανικών εντός των αναερόβιων λιμνών πραγματοποιούνται με αργούς ρυθμούς. Επίσης, η μέση οργανική φόρτιση των εξεταζόμενων συστημάτων αναερόβιων λιμνών ισούται με 87 gbod/m 3 /d. Η τιμή αυτή θεωρείται χαμηλή για το συγκεκριμένο είδος τεχνητών λιμνών, οι οποίες σχεδιάζονται για οργανικές φορτίσεις μεγαλύτερες από 100 gbod/m 3 /d που φτάνουν μέχρι και τα 300 gbod/m 3 /d. Συνήθως οι εκροές των αναερόβιων λιμνών είναι ακατάλληλες για διάθεση και απαιτείται περαιτέρω επεξεργασία τους. Στα εξεταζόμενα συστήματα, ο συνδυασμός των αναερόβιων λιμνών με επαμφοτερίζουσες ή/και αερόβιες λίμνες βελτιώνει τα χαρακτηριστικά των εκροών ως προς το περιεχόμενο οργανικό φορτίο και τα αιωρούμενα στερεά. Επίσης, τόσο στις επαμφοτερίζουσες όσο και στις αερόβιες τεχνητές λίμνες που εξετάζονται, εφαρμόζονται οργανικές φορτίσεις που ξεπερνούν τις συνιστάμενες τιμές σχεδιασμού, γεγονός που ενδεχομένως επιδρά στην απόδοση τους. Εκτός από τη φόρτιση των συστημάτων, η απόδοση των τεχνητών λιμνών επηρεάζεται από τη θερμοκρασία και το ph των λυμάτων. Παρά το γεγονός ότι η πλειονότητα των εξεταζόμενων συστημάτων εφαρμόζεται σε χώρες με θερμά κλίματα, η επίδραση της θερμοκρασίας στην απόδοση των τεχνητών λιμνών δεν εξετάζεται λεπτομερώς στα πλαίσια της παρούσας εργασίας. 137

154 TSS out (mg/l) Απομάκρυνση (%) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες 400 Απομάκρυνση αιωρούμενων στερεών ανά είδος τεχνητής λίμνης TSSin TSSout max & min values TSS removal FP (n=13) AnP (n=11) AP (n=18) AnP - FP - AP (n=8) FP - AP (n=11) AnP - FP (n=11) Σύνολο συστημάτων (n=72) 0 Σχήμα 66: Απομάκρυνση TSS ανά είδος τεχνητής λίμνης Η τυπική συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών στις εκροές των τεχνητών λιμνών κυμαίνεται μεταξύ mgss/l για τις αερόβιες λίμνες, και mgss/l για τις επαμφοτερίζουσες λίμνες. Όπως φαίνεται και από το σχετικό διάγραμμα, η μέση συγκέντρωση των στερεών στα εξεταζόμενα συστήματα ισούται με 111 mgss/l, 80 mgss/l και 170 mgss/l για τις επαμφοτερίζουσες, αερόβιες και αναερόβιες λίμνες δηλαδή, τα περιεχόμενα στερεά στην έξοδο κυμαίνονται στα συνήθη εύρη τιμών. Από τα συνδυασμένα συστήματα, χαμηλότερη συγκέντρωση εμφανίζουν αυτά που συνδυάζουν τις επαμφοτερίζουσες και αερόβιες λίμνες (65 mgss/l) ωστόσο παρατηρείται ότι στα συγκεκριμένα συστήματα εφαρμόζεται η χαμηλότερη φόρτιση στερεών (μέση τιμή: 10 gss/m 2 /d) αλλά και η χαμηλότερη οργανική φόρτιση (μέση τιμή: 54 gbod/m 2 /d) συγκριτικά με τα υπόλοιπα συστήματα. Για τις υπόλοιπες δύο κατηγορίες συνδυασμένων συστημάτων η μέση συγκέντρωση στερεών έχει τιμή περίπου στα 100 mgss/l και οι εφαρμοζόμενες φορτίσεις στερεών έχουν μέση τιμή τα 32 gss/m 2 /d (συνδυασμός αναερόβιων επαμφοτεριζουσών αερόβιων λιμνών) και 48 gss/m 2 /d (συνδυασμός αναερόβιων και επαμφοτεριζουσών λιμνών). Γενικά, η βασική παράμετρος που καθορίζει τη συγκέντρωση των αιωρούμενων στερεών στα συστήματα τεχνητών λιμνών είναι τα άλγη, τα οποία όσο αυξάνονται τόσα περισσότερα στερεά εμφανίζει η έξοδος των συστημάτων. Στις αναερόβιες λίμνες συνήθως δεν παράγονται σημαντικές ποσότητες αλγών ωστόσο, στα εξεταζόμενα συστήματα οι αναερόβιες λίμνες εμφανίζουν τη μεγαλύτερη συγκέντρωση αιωρούμενων στερεών στην έξοδο. 138

155 TC removal (LRV) Αξιολόγηση Φυσικών Συστημάτων Επεξεργασίας Λυμάτων στις Αναπτυσσόμενες Χώρες Απομάκρυνση ολικών κολοβακτηριδίων ανά είδος τεχνητής λίμνης FP (n=7) AnP (n=4) AP (n=15) AnP - FP - AP (n=4) FP - AP (n=7) AnP - FP (n=3) Σχήμα 67: Απομάκρυνση TC ανά είδος τεχνητής λίμνης Αναφορικά με την απομάκρυνση των ολικών κολοβακτηριδίων, τα συνδυασμένα συστήματα που περιλαμβάνουν και τα τρία είδη τεχνητών λιμνών εμφανίζουν την υψηλότερη τιμή (LRV=5). Στα συστήματα αυτού του είδους, το μεγαλύτερο ποσοστό απομάκρυνσης των παθογόνων πραγματοποιείται συνήθως στα τελευταία στάδια (αερόβια ή επαμφοτερίζοντα) μέσω του αυξημένου ph και της επίδρασης της ηλιακής ακτινοβολίας, ενώ στα πρώτα στάδια (αναερόβια) πραγματοποιείται κυρίως η αποδόμηση του οργανικού φορτίου των λυμάτων μέσω της δράσης των αναερόβιων βακτηρίων. Γενικά, το δείγμα των καταγεγραμμένων συστημάτων θεωρείται αρκετά περιορισμένο και δεν μπορούν να διατυπωθούν ασφαλή συμπεράσματα ως προς την απόδοση κάθε διαφορετικού είδους λίμνης. Σε κάθε περίπτωση, όπως φαίνεται και στο παραπάνω διάγραμμα, ο συνδυασμός περισσότερων σταδίων επεξεργασίας ενισχύει την απομάκρυνση των παθογόνων μικροοργανισμών. Τέλος, τα δεδομένα του ολικού αζώτου, των αμμωνιακών, του ολικού φωσφόρου και των φωσφορικών για κάθε είδος τεχνητής λίμνης που εξετάστηκε είναι περιορισμένα, γι αυτό και δεν παρουσιάζονται υπό μορφή διαγραμμάτων Καταγραφή κόστους, απαίτησης γης και λοιπών στοιχείων Όπως φαίνεται και στον Πίνακα 20, τα δεδομένα κόστους που είναι διαθέσιμα από τα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών είναι πολύ περιορισμένα και δεν μπορεί να αποτυπωθεί κάποια ξεκάθαρη συσχέτιση μεταξύ αυτών και του μεγέθους πληθυσμού που εξυπηρετούν, ενώ περισσότερες πληροφορίες παρέχονται για την έκταση των συστημάτων. Πιο συγκεκριμένα, από την επεξεργασία των υπαρχόντων στοιχείων προκύπτει ότι η απαιτούμενη επιφάνεια των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών κυμαίνεται στα 3 m 2 ανά κάτοικο ή αλλιώς 8,4 m 2 ανά κυβικό λυμάτων και δεν φαίνεται να επηρεάζεται από το μέγεθος του ισοδύναμου πληθυσμού. 139

156 Πληροφορίες για το κόστος κατασκευής παρέχονται μόνο για δύο περιπτώσεις συστημάτων βάσει των οποίων αντιστοιχεί σε 260 /κατ. και 712 /κατ., ενώ στην μια περίπτωση παρέχεται και το λειτουργικό κόστος που αναλογεί σε 0,1 /κατ./έτος. Για λόγους σύγκρισης, στον Πίνακα 19, παρουσιάζονται τα αποτελέσματα της έρευνας των Gratziou et al. (2006) για ένα σύστημα τεχνητών λιμνών που περιλαμβάνει μια αναερόβια, μια επαμφοτερίζουσα και δύο αερόβιες λίμνες σε σειρά. Ο υπολογισμός του κόστους πραγματοποιήθηκε μέσω του καταμερισμού των επιμέρους συνιστωσών του (κατανάλωση ενέργειας και χημικών, μισθοί προσωπικού, κόστος γης και υλικών κατασκευής, κ.λπ.), βάσει των τυπικών τιμών της Ελλάδας (2006). Περισσότερες πληροφορίες αναφορικά με την μεθοδολογία που ακολουθήθηκε παρέχονται από τη σχετική δημοσίευση (Gratziou et al., 2006). Πίνακας 19: Κόστος κατασκευής, λειτουργίας και συντήρησης συστήματος τεχνητών λιμνών (Gratziou et al., 2006) Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) Κόστος κατασκευής ( /κατ.) Κόστος λειτουργίας και συντήρησης ( /κατ./έτος) ,5 231, ,5 31, ,5 8, ,5 4, ,5 2,96 Βάσει του Πίνακα 19, το κόστος κατασκευής για μέγεθος πληθυσμού κατ. κυμαίνεται μεταξύ του εύρους /κατ. και το κόστος λειτουργίας και συντήρησης μεταξύ 8 31 /κατ./έτος. Όπως παρατηρείται, οι τιμές αυτές αποκλίνουν από τα κόστη των εξεταζόμενων συστημάτων ωστόσο, για να γίνει σωστή ερμηνεία των αποτελεσμάτων θα πρέπει να ληφθούν υπ όψιν οι διαφορές που υπάρχουν μεταξύ των χωρών εφαρμογής. Αναφορικά με το είδος την προεπεξεργασίας που εφαρμόζεται στα λύματα προτού εισέλθουν στα συστήματα των τεχνητών λιμνών, παρατηρείται ότι και σε αυτή την περίπτωση τα υπάρχοντα δεδομένα είναι περιορισμένα για την πλειονότητα των περιπτώσεων αφού διατίθενται στοιχεία μόνο για τις 31 από 82 καταχωρήσεις συστημάτων (Σχήμα 68). 140

157 Αντιδραστήρας UASB Προεπεξεργασία λυμάτων Αναερόβια λίμνη Σηπτική δεξαμενή Επαμφοτερίζουσα λίμνη Συνδυασμός αναερόβιας & επαμφοτερίζουσας λίμνης Άγνωστο Σχήμα 68: Είδος προεπεξεργασίας λυμάτων πριν την είσοδό τους στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών Τέλος, παρουσιάζονται ορισμένα λειτουργικά και κατασκευαστικά προβλήματα που εντοπίστηκαν στα εξεταζόμενα συστήματα τεχνητών λιμνών πλήρους κλίμακας: Αναποτελεσματική διασπορά των λυμάτων και ανεπαρκής ανάμειξη τους με τη βιομάζα της λίμνης είτε λόγω της έλλειψης επαρκών σημείων διανομής των λυμάτων, είτε λόγω της τοποθέτησής τους στην ίδια πλευρά της λίμνης Μείωση της αποδοτικότητας των λιμνών λόγω της μείωσης του πληθυσμού των βακτηρίων της λίμνης που προκλήθηκε από την αύξηση του χρόνου παραμονής των λυμάτων Μειωμένη αποτελεσματικότητα των αναερόβιων λιμνών λόγω των σηπτικών δεξαμενών που χρησιμοποιούνται για την προεπεξεργασία των λυμάτων, στις οποίες κατακρατούνται σημαντικές ποσότητες στερεών και αφρού με αποτέλεσμα να μειώνεται ο συνολικός αριθμός των ενεργών βακτηρίων που εισέρχονται στις αναερόβιες λίμνες και να παρεμποδίζεται η επικράτηση των αναερόβιων συνθηκών Μειωμένη απόδοση των λιμνών λόγω της ανεπαρκούς συντήρησής τους (π.χ. απουσία καθαρισμού των σημείων εισόδου και εξόδου των λυμάτων στις λίμνες από τα συσσωρευμένα στερεά που παρεμποδίζουν την ομαλή ροή των λυμάτων) Μειωμένη απόδοση των λιμνών λόγω της εφαρμογής μεγαλύτερων φορτίσεων από τις φορτίσεις σχεδιασμού 141

158 Πίνακας 20: Κόστος και απαίτηση γης των εξεταζόμενων τεχνητών λιμνών Πηγή Χώρα Είδος Dias et al. (2014) Moham med (2006) Mburu et al. (2013) El-Deeb Ghazy et al. (2008) Nasr (2014) Δυναμ/τα (m 3 /d) Μέγεθος πληθυσμού (ι.π.) Συνολική επιφάνεια (m 2 ) Ειδική επιφάνεια (m 2 /κατ.) Βραζιλία AP ,6 Ειδική επιφάνεια (m 2 / m 3 ) Νιγηρία FP-AP 122, ,8 10,6 Κόστος κατασκευής ( /m 2 ) Κόστος λειτουργίας & συντήρησης ( /κατ./έτος) Κένυα FP-AP ,3 32,0 261,1 0,1 Αίγυπτος AnP-FP-AP ,4 19,2 Αίγυπτος AnP-FP-AP ,9 712,4 Κόστος λειτουργίας & συντήρησης ( /έτος) ι.π. 3 20,6 487 Ujang et al. (2002) Naddafi et al. (2009) Hayati et al. (2013) Μαλαισία FP-AP ,7 Ιράν AnP-FP ,5 Ιράν AnP-FP-AP ,5 15,3 142

159 Naddafi et al. (2009) Iran AnP-FP , ι.π. 2,9 15,3 - Khan, & Khan (2007) Türker et al. (2009) Goyal & Mohan (2013) Khan et al. (2014) Πακιστάν FP 567, , Κύπρος AnP-FP-AP ,7 Ινδία AnP-FP ,3 Ινδία AP ,67 Ινδία AP ,81 Ινδία AP ,98 Ινδία AP ,77 Μέσος όρος συστημάτων 3,0 m 2 /κατ. 8,4 m 2 / m 3 Τυπική απόκλιση 2,3 10,4 143

160 4. Συμπεράσματα Η παρούσα εργασία είχε ως βασικό στόχο την αξιολόγηση της απόδοσης των τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών, που ανήκουν στην κατηγορία των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων. Η αξιολόγηση πραγματοποιήθηκε μέσω ενός συνόλου καταγεγραμμένων συστημάτων πλήρους και πιλοτικής κλίμακας τα οποία εφαρμόστηκαν ή συνεχίζουν να εφαρμόζονται σε περιοχές που ανήκουν είτε σε αναπτυσσόμενες, είτε σε ανεπτυγμένες χώρες. Παράλληλα, πραγματοποιήθηκε μια εκτενής επισκόπηση της σημερινής κατάστασης των αναπτυσσόμενων χωρών ως προς τις προκλήσεις που αντιμετωπίζουν στο τομέα του νερού και της υγιεινής, τις εφαρμοζόμενες τεχνολογίες συλλογής και επεξεργασίας λυμάτων καθώς και την έκταση της επαναχρησιμοποίησης των λυμάτων. Αναφορικά με την κατάσταση των αναπτυσσόμενων χωρών, τα σημαντικότερα συμπεράσματα που προκύπτουν από την ανάλυση που προηγήθηκε, συνοψίζονται ως εξής: Παρά τις υψηλές φιλοδοξίες και την πολιτική δέσμευση των χωρών για εξασφάλιση του δικαιώματος πρόσβασης σε πόσιμο νερό και αξιοπρεπείς συνθήκες υγιεινής, στην πραγματικότητα, μεγάλο μέρος του πληθυσμού αδυνατεί να καλύψει τις στοιχειώδεις ανάγκες του. Οι ελλιπείς συνθήκες υγιεινής σε συνδυασμό με την ανεπαρκή εξασφάλιση των υπολοίπων στοιχειωδών αναγκών (σίτιση κ.λπ.) οδηγεί στην εξάπλωση ασθενειών που συχνά αποβαίνουν μοιραίες για τις ασθενέστερες πληθυσμιακές ομάδες. Η έλλειψη ορθών πρακτικών διαχείρισης των λυμάτων αποτελεί συχνό φαινόμενο το οποίο πηγάζει από ένα σύνολο παραγόντων που σχετίζονται με τις κοινωνικοοικονομικές συνθήκες, το θεσμικό πλαίσιο αλλά και τη επίπεδο τεχνογνωσίας των αναπτυσσόμενων χωρών. Η αδυναμία και η ανικανότητα των κυβερνήσεων να υλοποιήσουν αποτελεσματικές στρατηγικές διαχείρισης λυμάτων αποτελούν ουσιαστικά ζητήματα που χρήζουν άμεσης αντιμετώπισης. Η επαναχρησιμοποίηση των ανεπεξέργαστων λυμάτων στο γεωργικό τομέα αποτελεί πρακτική που εφαρμόζεται εκτεταμένα κυρίως λόγω των οικονομικών οφελών που προσφέρει, παρά το γεγονός ότι ελλοχεύει σημαντικούς κινδύνους για την υγεία. Τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας λυμάτων αποτελούν βιώσιμες εναλλακτικές για τις αναπτυσσόμενες περιοχές, ιδιαίτερα όταν δεν τίθενται περιορισμοί ως προς τη χρήση γης. Μεταξύ των χαρακτηριστικών που τα καθιστούν κατάλληλα για εφαρμογή συμπεριλαμβάνονται η χαμηλή κατανάλωση ενέργειας και χρήση μηχανολογικού εξοπλισμού, η απλότητα στη λειτουργία και συντήρηση και η δυνατότητα παραγωγής εκροής κατάλληλη για επαναχρησιμοποίηση στο γεωργικό τομέα. Παράλληλα, τα θερμά κλίματα και οι υψηλές θερμοκρασίες που επικρατούν σε 144

161 πολλές από τις αναπτυσσόμενες χώρες, π.χ. στην Αφρική και τη Λατινική Αμερική, ευνοούν τη χρήση των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων και αυξάνουν τα πολλαπλά οφέλη τους. Από την αξιολόγηση των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας λυμάτων που συμπεριλαμβάνονται στις 72 δημοσιεύσεις που εξετάστηκαν στα πλαίσια της παρούσας εργασίας, προκύπτουν τα κάτωθι συμπεράσματα για κάθε είδος συστήματος: Τεχνητοί υγροβιότοποι Τα συστήματα που εξετάστηκαν εφαρμόστηκαν σε ένα σύνολο 38 χωρών (αναπτυσσόμενων ή ανεπτυγμένων) και η πλειονότητά τους αφορούσε σε συστήματα πιλοτικής κλίμακας. Η μέση απομάκρυνση του οργανικού φορτίου και των αιωρούμενων στερεών των συστημάτων φτάνει μέχρι και το 80%, ενώ η απομάκρυνση του ολικού αζώτου, του ολικού φωσφόρου και των επιμέρους μορφών τους κυμαίνεται μεταξύ του εύρους 45 55%. Η απομάκρυνση των ολικών και περιττωματικών κολοβακτηριδίων έχει μέση τιμή τα 2 LRV και των παθογόνων E.coli τα 2,8 LRV. Από την σύγκριση της απόδοσης των διαφορετικών ειδών τεχνητών υγροβιότοπων προέκυψε ότι τα συνδυασμένα συστήματα εμφανίζουν καλύτερες αποδόσεις ως προς την απομάκρυνση των BOD, TSS, NH 4-N, TP και των παθογόνων, ενώ τα συστήματα επιφανειακής ροής εμφάνισαν υψηλότερες απομακρύνσεις για το COD και TN. Οι τεχνητοί υγροβιότοποι οριζόντιας ροής παρουσίασαν τη χαμηλότερη απόδοση σχεδόν για το σύνολο των παραμέτρων που εξετάστηκαν. Η ειδική επιφάνεια, το κόστος κατασκευής και το κόστος λειτουργίας και συντήρησης των εξεταζόμενων συστημάτων ανέρχονται στα 2,6 m 2 /κατ., 201 /κατ. και 29 /κατ./έτος αντιστοίχως, για το σύνολο των συστημάτων. Επίσης, εμφανίζονται θετικές οικονομίες κλίμακας για τα κόστη κατασκευής, λειτουργίας και συντήρησης για ισοδύναμο πληθυσμό άνω των 1000 κατοίκων. Τεχνητές λίμνες Τα συστήματα που εξετάστηκαν εφαρμόστηκαν σε ένα σύνολο 17 αναπτυσσόμενων χωρών και η πλειονότητά τους αφορούσε σε συστήματα πλήρους κλίμακας. Η μέση απομάκρυνση του οργανικού φορτίου και των αιωρούμενων στερεών των συστημάτων κυμαίνεται περίπου μεταξύ του εύρους 40 50%, του ολικού αζώτου και των μορφών του μεταξύ 30 40%, ενώ η απομάκρυνση του ολικού φωσφόρου ανέρχεται στο 20%. Γενικά, η απομάκρυνση των εξεταζόμενων παραμέτρων χαρακτηρίζεται από μέτρια έως χαμηλή, με εξαίρεση την περίπτωση των παθογόνων μικροοργανισμών, η απομάκρυνση των οποίων φτάνει τα 3,1 LRV για τα ολικά κολοβακτηρίδια και 2,4 LRV για τα περιττωματικά κολοβακτηρίδια και τους παθογόνους μικροοργανισμούς. 145

162 Από την σύγκριση της απόδοσης των διαφορετικών ειδών τεχνητών λιμνών προέκυψε ότι τα συνδυασμένα συστήματα εμφανίζουν καλύτερες απομακρύνσεις στην BOD, TSS και παθογόνων ενώ τη χαμηλότερη απόδοση και ποιότητα εκροής παρουσιάζουν οι αναερόβιες λίμνες. Η μέση ειδική των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών λιμνών ισούται με 3 m 2 /κατ.. Τα διαθέσιμα στοιχεία κόστους είναι περιορισμένα και δεν επιτρέπουν τη διατύπωση συμπερασμάτων. Τέλος, για το σύνολο των συστημάτων που αξιολογήθηκαν προκύπτει ότι: Γενικά, η απόδοση των συστημάτων είναι απρόβλεπτη και εμφανίζει έντονες διακυμάνσεις, γεγονός που είναι αναμενόμενο καθώς τα φυσικά συστήματα επεξεργασίας επηρεάζονται από ένα ευρύ σύνολο παραμέτρων (καιρικές συνθήκες, κλίμα περιοχής κ.λπ.) που δεν επιτρέπουν την παραγωγή επεξεργασμένης εκροής σταθερής ποιότητας. Οι εξεταζόμενοι τεχνητοί υγροβιότοποι εμφανίζουν υψηλότερα ποσοστά απομάκρυνσης για το σύνολο των παραμέτρων, με εξαίρεση τους παθογόνους μικροοργανισμούς, η απομάκρυνση των οποίων είναι αποτελεσματικότερη στα συστήματα των τεχνητών λιμνών. Λαμβάνοντας υπ όψιν τα χαρακτηριστικά των παραγόμενων εκροών προκύπτει ότι τα συστήματα παρουσιάζουν μέτρια απόδοση ως προς την απομάκρυνση των ρυπαντών ενώ οι υψηλές συγκεντρώσεις των περιττωματικών κολοβακτηριδίων στις επεξεργασμένες εκροές (μέσες τιμές: 2,8*10 5 και 1,1*10 8 CFU ανά 100 ml για τους τεχνητούς υγροβιότοπους και τεχνητές λίμνες αντίστοιχα) καθιστά τις παραγόμενες εκροές ακατάλληλες για επαναχρησιμοποίηση στο γεωργικό τομέα, ακόμη και για την απεριόριστη άρδευση που θέτει ως όριο τα 1000 FC ανά 100 ml, βάσει της οδηγίας του Παγκόσμιου Οργανισμού Υγείας (WHO, 1989). 146

163 Βιβλιογραφία Ξενόγλωσση βιβλιογραφία Abou-Elela, S.I., Golinielli, G., Abou-Taleba, E.M. & Hellal, M.S. (2013) Municipal wastewater treatment in horizontal and vertical flows constructed wetlands, Ecological Engineering 61, Alcocer, J., Lugo, A., Lopez, A. & Sanchez, M.R. (1993) Efficiency of a waste stabilization pond system in a subtropical area of Mexico, Rev. Int. Contam. Ambient. 9 (l), Al-Hashimi, M.A.I. & Hussain, H.T. (2013) Stabilization pond for wastewater treatment, European Scientific Journal, Vol.9, No.14, Ansola, G., González, J.M., Cortijo, R. & de Luis, E. (2003) Experimental and full scale pilot plant constructed wetlands for municipal wastewaters treatment, Ecological Engineering 21, Archer, H.E. & Donaldson, S.A. (2003). Waste stabilization ponds upgrading at Blenheim and Seddon, New Zealand - case studies, Wat. Sci. Tech., 48(2), Αvila, C., Bayona, J.M., Martin, I., Salas, J.J. & Garcia, J. (2015) Emerging organic contaminant removal in a full-scale hybrid constructed wetland system for wastewater treatment and reuse, Ecological Engineering 80, Bal Krishna, K.C. & Polprasert, C. (2008) An integrated kinetic model for organic and nutrient removal by duckweed-based wastewater treatment (DUBWAT) system, Ecological Engineering 34, Barros, P., Ruiz, I. & Soto, M. (2008) Performance of an anaerobic digester-constructed wetland system for a small community, Ecological Engineering 33, Bartram, J., Fewtrell, L. & Stenström, T.-A. (2001) Harmonised assessment of risk and risk management for water-related infectious disease: an overview, In: Water Quality: Guidelines, Standards for Health; Assessment of Risk and Risk Management for Water-related Infectious Disease (Fewtrell L & Bartram J, eds), 2 16, IWA Publishing, London, UK. Belila, A., Abbas, B., Fazaa, I., Saidi, N., Snoussi, M., Hassen, A. & Muyzer, G. (2013) Sulfur bacteria in wastewater stabilization ponds periodically affected by the red-water phenomenon, Appl. Microbiol. Biotechnol., 97: Belmont, M.A., Cantellano, E., Thompson, S., Williamson, M., Sanchez, A. & Metcalfe, C.D. (2004) Treatment of domestic wastewater in a pilot-scale natural treatment system in central Mexico, Ecological Engineering 23, Billore, S.K., Singh, N., Sharma, J.K., Dass, P. & Nelson, R.M. (1999) Horizontal subsurface flow gravel bed constructed wetland with Phragmites karka in Central India, Water Science and Technology, Vol. 40, Issue 3, 1999, Bista, K. R. & Khatiwada, N.R. (n.d.) Performance study on reed bed wastewater treatment units in Nepal, 147

164 Kathmandu, Nepal. Brissaud, F. (2007) Low technology systems for wastewater treatment: perspectives, Water Science & Technology Vol. 55, No. 7, 1-9, IWA Publishing. Brix, H. (1993) Wastewater treatment in constructed wetlands: system design, removal processes, and treatment performance, in: Constructed Wetlands for Water Quality Improvement, 9-22, A.G. Moshiri, ed., CRC Press, Boca Raton, Florida, US. Brix, H., Koottatep, T., Fryd, O. & Laugesen, C.H. (2011) The flower and the butterfly constructed wetland system at Koh Phi Phi System design and lessons learned during implementation and operation Ecological Engineering 37, Caselles-Osorio, A. & Garcia, J. (2007) Effect of physico-chemical pretreatment on the removal efficiency of horizontal subsurface-flow constructed wetlands, Environmental Pollution 146, Cavalcanti, P.F.F. (2003) Integrated application of the UASB reactor and ponds for domestic sewage treatment in tropical regions, PhD Thesis Wageningen University, Wageningen, The Netherlands. CETESB (1989) Operacao e manutencao de lagoas anaerobias e facultativas, Companhia de Tecnologia de Saneamento Ambiental, p.91 (in Portuguese), Sao Paulo, Brazil. Chorus, I. & Bartram, J. (1999) Toxic cyanobacteria in wastewater: a guide to their public health consequences, monitoring and management, London, E & FN Spon on behalf of the World Health Organisation, Geneva, Switzerland. Comprehensive Assessment of Water Management in Agriculture (2007) Water for Food, Water for Life: A Comprehensive Assessment of Water Management in Agriculture, London: Earthscan and Colombo: International Water Management Institute. Cooper, P.F. (2001) Nitrification and denitrification in hybrid constructed wetlands systems, In: Transformations of Nutrients in Natural and Constructed Wetlands, J. Vymazal, ed., Backhuys Publishers, Leiden, The Netherlands, Cooper, P.F. (1999) A review of the design and performance of vertical flow and hybrid reed bed treatment systems, Wat. Sci. Tech., 40(3), 1-9. Cooper P.F., Griffin P., Humphries S., Pound, A. (1999) Design of a hybrid reed bed system to achieve complete nitrification and denitrification of domestic sewage, Water Science and Technology, 40(3), Cooper P.F., Job G.D., Green M.B. & Shutes R.B.E. (1996) Reed Beds and Constructed Wetland for Wastewater Treatment, WRc Swindon, UK. Copin, Y., Brouillet, J.L., Riviere, Y. & Brissaud, F. (2004) Waste stabilisation ponds in the wastewater management strategy of a French department, 6th Int. IWA Conf. on Waste Stabilisation Ponds, 29-35, Avignon, France. 148

165 Corcoran, E., Nellemann, C., Baker, Ε., Bos, R., Osborn, D., Savelli, H. (2010) Sick Water? The central role of wastewater management in sustainable development, A Rapid Response Assessment, United Nations Environment Programme, UN-HABITAT. Craggs, R., Golding, L., Clearwater, S., Susarla, L. & Donovan, W. (2005) Control of chironomid midge larvae in wastewater stabilisation ponds: comparison of five compounds, Wat. Sci. Tech., 51(12), Crites, R. & Tchobanoglous, G. (1998) Small and decentralized wastewater management systems, The McGraw-Hill Companies, US. Curtis, T.P., Mara, D.D. & Silva, S.A. (1992) Influence of ph, oxygen, and humic substances on ability of sunlight to damage faecal coliforms in waste stabilization pond water, Applied and Environmental Microbiology, 58 (4), Dias, F.C., Possmoser-Nascimento, T.E., Rodrigues, A.J. & von Sperling, M. (2014) Overall performance evaluation of shallow maturation ponds in series treating UASB reactor effluent: Ten years of intensive monitoring of asystem in Brazil, Ecological Engineering 71, Diemont, S.A.W. (2006) Mosquito larvae density and pollutant removal in tropical wetland treatment systems in Honduras, Environment International 32, El-Deeb Ghazy, M.M., El-Senousy, W.M., Abdel-Aatty, A.M. & Kamel, M. (2008) Performance Evaluation of a Waste Stabilization Pond in a Rural Area in Egypt, American Journal of Environmental Sciences 4 (4), El Hamouri, B., Nazih, J. & Lahjouj, J. (2007) Subsurface-horizontal flow constructed wetland for sewage treatment under Moroccan climate conditions, Desalination 215, El-Khateeb, M.A. & El-Bahrawy, A.Z. (2013) Extensive Post Treatment Using Constructed Wetland, Life Science Journal, 10(2). El-Khateeb, M. & El-Gohary, F.A. (2003) Combining UASB technology and constructed wetland for domestic wastewater reclamation and reuse, Water Science and Technology: Water Supply Vol. 3 No. 4, El-Khateeb, M.A., Al-Herrawy,A.Z., Kamel, M.M. & El-Gohary, F.A. (2009) Use of wetlands as posttreatment of anaerobically treated effluent, Desalination 245, Ellis, K.V. & Rodrigues, P.C.C. (1993) Verification of two design approaches for stabilization ponds, War. Res. Vol. 27, No. 9, Faleschini, M., Esteves, J.L. & Camargo Valero, M.A. (2012) The Effects of Hydraulic and Organic Loadings on the Performance of a Full-Scale Facultative Pond in a Temperate Climate Region (Argentine Patagonia), Water Air Soil Pollution, DOI /s

166 FAO (2012) Coping with water scarcity: An action framework for agriculture and food security, Food and Agriculture Organization of the United Nations, Rome, Italy. FAO/AQUASTAT (2015) Proportion of total water withdrawal withdrawn for agriculture, Global map, Food and Agriculture Organization of the United Nations, Global information system on water and agriculture. Available from: Farzadkia, M., Ehrampoush, M.H., Sadeghi, S., Kermani, M., Ghaneian, M.T., Ghelmani, V. & Mehrizi, E.A. (2014) Performance evaluation of wastewater stabilization ponds in Yazd-Iran, Environmental Health Engineering and Management Journal, 1(1), Fonkou, T., Balock Sako, I., Lekeufack, M., Mekontso Tankoua, F. & Amougou, A. (2011) Potential of Cyperus Papyrus in Yard-Scale Horizontal Flow Constructed Wetlands for Wastewater Treatment in Cameroon, Universal Journal of Environmental Research and Technology, Volume 1, Issue 2: Foster, S. et al. (2004) Urban wastewater as groundwater recharge - Evaluating and managing the risks and benefits, World Health Organization, Washington, US. Gate Information Service (2001) Decentralised wastewater treatment methods for developing countries, Technical information W8e, GTZ, Eschborn, Germany. Gauss, M. (2008) Constructed Wetlands: A promising wastewater treatment system for small localities, Experiences from Latin America, Water & Sanitation Program. Gikas, P. & Tchobanoglous, G. (2009) The role of satellite and decentralized strategies in water resources management, J. Environ. Manage. 90, Gomez Cerezo, R., Suarez, M.L. & Vidal-Abarca, M.R. (2001) The performance of a multi-stage system of constructed wetlands for urban wastewater treatment in a semiarid region of SE Spain, Ecological Engineering 16, Goyal, B. & Mohan, D. (2013) Case study on evaluation of the performance of waste stabilization pond system of Jodhpur, Rajasthan, India, Water Practice & Technology, Vol. 8, No 1. Gratziou, M.K., Tsaklatidou, M. & Kotsovinos, N.E. (2006) Economic evaluation of small capacity sewage processing units, Global NEST Journal, Vol 8, No 1, 52-60, Xanthi, Greece. Guino-o, R.S., Aguilar, A.S. & Oracion, E.G. (2010) The efficiency and social acceptability of the constructed wetland of Bayawan city, Negros Oriental. Gunes, K., Tuncsiper, B., Ayaz, S. & Drizo, A. (2012) The ability of free water surface constructed wetland system to treat high strength domestic wastewater: A case study for the Mediterranean, Ecological Engineering 44,

167 Hayati, H., Reza Doosti, M. & Sayadi, M. (2013) Performance evaluation of waste stabilization pond in Birjand, Iran for the treatment of municipal sewage, Proceedings of the International Academy of Ecology and Environmental Sciences, 2013, 3(1): Hegazy, B.E.D.E. (2013) Evaluation Of Waste Stabilization Ponds Performance In Egypt, Journal of Applied Sciences Research, 9(1): Ho, G. (2005) Technology for sustainability: the role of onsite, small and community scale technology, Water Science and Technology 51 (10), Hoffmann, Η., Platzer, C., Winker, M. & Von Muench, E. (2011) Technology review of constructed wetlands: Subsurface flow constructed wetlands for greywater and domestic wastewater treatment, Deutsche Gesellschaft für Internationale Zusammenarbeit (GIZ) GmbH Sustainable sanitation - ecosan program, Eschborn, Germany. Hophmayer-Tokich, S. (n.d.) Wastewater Management Strategy: centralized v. decentralized technologies for small communities, The Center for Clean Technology and Environmental Policy, University of Twente, Netherlands. IHE (1990) Feasibility of Anaerobic sewage treatment in Sanitation Strategies in Developing Countries, International Institute for Hydraulic and Environmental Engineering, Delft, Netherlands. Jimenez, B. (2012) Turning Brown Water into Green Produce: Wastewater reuse in 22 Nicaraguan cities, World Bank s Water and Sanitation Program. Jiménez, B. (2006) Irrigation in Developing Countries Using Wastewater, International Review for Environmental Strategies, Vol. 6, No. 2, Jiménez, B., Drechsel, P., Kone, D., Bahri, A., Rashid-Sally, L. & Qadir, M. (2010) General wastewater, sludge and excreta use situation, In: Wastewater Irrigation and Health: Assessing and Mitigating Risks in Low-Income Countries (P. Drechsel & C. Scott, eds.), Earthscan Press, London, UK, Jiménez, B. & Asano, T. (2008) Water reclamation and reuse around the World. In: Water Reuse: An International Survey of Current Practice, Issues and Needs (B. Jiménez & T. Asano, eds.), IWAP, London, UK, Jiménez, B., Mara, D.D., Carr, R. & Brissaud, F. (2004) Wastewater Treatment for Pathogen Removal and Nutrient Conservation: Suitable Systems for Use in Developing Countries, In: Wastewater Use in Irrigated Agriculture, CAB International, Oxfordshire, UK. Kadlec, R. H. (1994) Overview: surface flow constructed wetlands, in: Proc. 4th Internat. Conf. Wetland Systems for Water Pollution Control, 1-12, ICWS Secretariat, Guangzhou, P.R.China. Kadlec, R.H. & Wallace, S.D. (2009) Treatment Wetlands, 2 nd Edition, CRC Press, Taylor & Francis Group, Boca Raton, Florida, US. 151

168 Kadlec, R.H., Knight, R.L., Vymazal, J., Brix, H., Cooper, P. F. & Haberl, R. (2000) Constructed Wetlands for Water Pollution Control: Processes, Performance, Design and Operation, IWA Scientific and Technical Report No. 8, London. Kadlec, R.H. & Knight, R.L. (1996) Treatment Wetlands, CRC Press LLC, Boca Raton, Florida, US. Kaseva, M.E. (2004) Performance of a sub-surface flow constructed wetland in polishing pre-treated wastewater - a tropical case study, Water Research 38, Katsenovich, Y.P., Hummel-Batista, A., Ravinet, A.J. & Miller, J.F. (2009) Performance evaluation of constructed wetlands in a tropical region, Ecological Engineering 35, Kayombo, S., Mbwette, T.S.A., Katima, J.H.Y, Ladegaard, Ν. & Jørgensen, S.E. (2004) Waste Stabilization Ponds and Constructed Wetlands: Design Manual, Dar es Salaam/Copenhagen: United Nations Environmental Program - International Environmental Technology Centre (UNEP IETC) and Danish International Development Agency (Danida). Keffala, C. & Ghrabi, A. (2005) Nitrogen and bacterial removal in constructed wetlands treating domestic waste water, Desalination 185, Kengne Noumsi, I.M., Brissaud, F., Akoa, A., Atangan Eteme, R., Nya, J., Ndikefor, A. & Fonkou, T. (2005) Microphyte and macrophyte based lagooning in tropical regions, Wat. Sci. Tech., 51(12), Khan, A.A., Gaur, R.Z., Mehrotra, I. Diamantis, V., Lew, B. & Kazmi, A.A. (2014) Performance assessment of different STPs based on UASB followed by aerobic post treatment systems, Journal of Environmental Health Science & Engineering 2014, 12:43. Khan, M.A & Khan, M.A. (2007) The potential of waste stabilization ponds effluent as a liquid fertilizer, Pak. J. Bot., 39(3), Kipasika, H.J. Buza, J., Lyimo, B., Miller, W.A. & Njau, K.N. (2014) Efficiency of a constructed wetland in removing microbial contaminants from pre-treated municipal wastewater, Physics and Chemistry of the Earth 72-75, Kouki, S., Mhiri, F., Saidi, N., Belaid, S. & Hassen, A. (2009) Performances of a constructed wetland treating domestic wastewaters during a macrophytes life cycle, Desalination 246, Krekeler, T. (2008) Decentralised sanitation and wastewater treatment, Bundesanstalt für Geowissenschaften und Rohstoffe (BGR), Federal Institute for Geosciences and Natural Resources, Hannover, Germany. Keraita, B., Jiménez, B. & Drechsel, P. (2008) Extent and implications of agricultural reuse of untreated, partly treated and diluted wastewater in developing countries. CAB Rev. 3, Konnerup, D., Koottatep, T. & Brix, H. (2009) Treatment of domestic wastewater in tropical, subsurface flow constructed wetlands planted with Canna and Heliconia, Ecological Engineering 35,

169 Korkusuz, E.A., Beklioglu, M. & Demirer, G.N. (2004) Treatment Efficiencies of the Vertical Flow Pilot- Scale Constructed Wetlands for Domestic Wastewater Treatment, Turkish J. Eng. Env. Sci., 28, Kyambadde, J., Kansiime, F., Gumaelius, L. & Dalhammar, G. (2004) A comparative study of Cyperus papyrus and Miscanthidium violaceum-based constructed wetlands for wastewater treatment in a tropical climate, Water Research 38, Leite, V.D.,Athayde Jr, G.B., de Sousa, J.T., Lopes, W.S. & Irsael Nunes Henrique, Treatment of domestic wastewater in shallow waste stabilization ponds for agricultural irrigation reuse, Journal of Urban and Environmental Engineering, Vol.3, No.2, Liebe, J. & Ardakanian, R. (2013) Proceedings of the UN-Water project: Safe Use of Wastewater in Agriculture, UN-Water Decade Programme on Capacity Development (UNW-DPC), United Nations University, Bonn, Germany. Lienard, A. (1987) Domestic wastewater treatment in tanks with emergent hydrophytes: Latest results of a recent plant in France, Water Sci. Tech., 19(12), Lüthi, C., Panesar, A., Schütze, T., Norström, A., McConville, J., Parkinson, J., Saywel, D. and Ingle, R. (2011) Sustainable Sanitation in Cities: A Framework for Action, Sustainable Sanitation Alliance SuSanA Rijswijk, Netherlands. Mahmood, Q., Pervez, A., Saima Zeb, B., Zaffar, H., Yaqoob, H., Waseem, M., Zahidullah, Afsheen, S. (2013) Natural Treatment Systems as Sustainable Ecotechnologies for the Developing Countries, Hindawi Publishing Corporation, BioMed Research International, Vol Available from Mara, D.D. (2008a) Quantifying health risks in wastewater irrigation, In: UNESCO Encyclopedia of Life Support Systems, EOLSS Publishers, Oxford, UK. Mara, D.D. (2008b) A numerical guide to Volume 2 of the guidelines and practical advice on how to transpose them into national standards, In: Using human waste safely for livelihoods, food production and health: information kit on the 3 rd edition of the Guidelines for the safe use of wastewater, excreta and greywater in agriculture and aquaculture, World Health Organisation, Geneva, Switzerland. Mara, D.D. (2003) Domestic wastewater treatment in developing countries, Earthscan, UK & USA. Mara, D.D. (1997) Wastewater treatment in WSP, In: Design Manual for Waste Stabilization Ponds in India, Lagoon Technology International Ltd., Leeds, UK. Mara, D.D. (1996) Unconventional Sewerage Systems: Their Role in Low-Cost Urban Sanitation, in: D. Mara (Ed.), Low-Cost Sewerage, Chichester: John Wiley & Sons. 153

170 Marais, G.v.R. (1970) Dynamic behaviour of oxidation ponds, In: Proceedings of the Second International Symposium on Waste Treatment Lagoons (ed. R.E. McKinney), Laurence, KS: University of Kansas, US. Masi, F. & Martinuzzi, N. (2007) Constructed wetlands for the Mediterranean countries: hybrid systems for water reuse and sustainable sanitation, Desalination 215, Massoud, M.A., Tarhini, A., Nasr, J.A. (2009) Decentralized approaches to wastewater treatment and management: Applicability in developing countries, Journal of Environmental Management 90, Mbuligwe, S.E. (2004) Comparative effectiveness of engineered wetland systems in the treatment of anaerobically pre-treated domestic wastewater, Ecological Engineering 23, Mburu, N., Tebitendwa, S.M., van Bruggen, J.A., Rousseau, P.L. & Lens, N.L. (2013) Performance comparison and economics analysis of waste stabilization ponds and horizontal subsurface flow constructed wetlands treating domestic wastewater: A case study of the Juja sewage treatment works, Journal of Environmental Management 128, Metcalf & Eddy (2003) Wastewater engineering, 4 th ed., McGraw-Hill, Inc., New York, US. Metcalf & Eddy (1991) Wastewater engineering, 3 rd ed., McGraw-Hill, Inc., New York, US. Mohamed, A., Klingel, F., Bracken, P. & Werner, C. (2005) Constructed wetland Haran-Al-Awamied, Syria: data sheets for ECOSAN projects, GTZ, Eschborn, Germany. Mohammed, B. (2006) Design and Performance Evaluation of a Wastewater Treatment Unit, AU J.T. 9(3), Molle, P., Lienard, A., Boutin, C., Merlin, G., Iwema, A. (2005) How to treat raw sewage with constructed wetlands: an overview of the French systems, Water Science and Technology, 51(9): Murphy, H.M., McBean, E.A., Farahbakhsh, K. (2009) Appropriate technology A comprehensive approach for water and sanitation in the developing world, Technology in Society 31, Naddafi, K., Hassanvan, M.S., Dehghanifar, E., Faezi Razi, D., Mostofi, S., Kasae, N. Nabizadeh, R. & Heidari, M. (2009) Performance evaluation of wastewater stabilization ponds in Arak-Iran, Iran. J. Environ. Health. Sci. Eng., Vol. 6, No. 1, Nasr, M. (2014) Application of Stabilization Ponds in the Nile Delta of Egypt, nd International Conference on Sustainable Environment and Agriculture IPCBEE, Vol. 76, IACSIT Press, Singapore. Nelson, K.L. and Murray, A. (2008) Sanitation for Unserved Populations: Technologies, Implementation Challenges and Opportunities, Annu. Rev. Environ. Resour., 33: Obarska-Pempkowiak, H., Gajewska, M. & Wojciechowska, E. (2007) Application, design and operation of constructed wetland systems: case studies of systems in the Gdańsk region, Poland, Ecohydrology & Hydrobiology, Vol. 7, No 3-4,

171 Otis, R. J. (1996) Small Diameter Gravity Sewers: Experience in the Unites States, in: D. Mara (Ed.), Low-Cost Sewerage, Chichester: John Wiley & Sons. Oovel, M., Tooming, A., Mauring, T. & Mander, U. (2007) Schoolhouse wastewater purification in a LWAfilled hybrid constructed wetland in Estonia, Ecological Engineering 29, Orth, H.M. & Sapkota, D.P. (1988) Upgrading a facultative pond by implanting water hyacinth, Wat. Res. Vol. 22, No. 12, Parkinson, J. & Tayler, K. (2003) Decentralized wastewater management in peri-urban areas in lowincome countries, Environment & Urbanization, Vol. 15, No. 1. Pearson, H.W., Mara, D.D., Smallman, D.J. & Mills, S. (1987) Physicochemical parameters influencing faecal coliform survival in waste stabilization ponds, Water Science and Technology, 19(12), Pedescoll, A., Corzo, A., Αlvarez, E., Puigagut, J. & Garcia, J. (2011) Contaminant removal efficiency depending on primary treatment and operational strategy in horizontal subsurface flow treatment wetlands, Ecological Engineering 37, Peña, Μ. & Mara, D.D. (2004) Waste Stabilisation Ponds, IRC International Water and Sanitation Centre. Pérez, M. M., Hernández, J.M., Bossens, J., Jiménez, T., Rosa E. & Tack, F. (2014) Vertical flow constructed wetlands: kinetics of nutrient and organic matter removal, Water Science & Technology, Philippi, L. S., Sezerino, P.H., Panceri, B., Olijnyk, D.P. & Kossatz, B. (2015) Root zone system to treat wastewater in rural areas in south of Brazil, Picot, B., Sambuco, J.P., Brouillet, J.L. and Riviere, Y. (2005) Waste stabilisation ponds: sludge accumulation technical and financial study on desludging and sludge disposal, case studies in France, Wat. Sci. Tech., 51(12), Pinkham, R.D., Hurley, Ε., Watkins, K., Lovins, Α.Β., Magliaro, J., Etnier, C., Nelson, V. (2004) Valuing Decentralized Wastewater Technologies: A Catalog of Benefits, Costs, and Economic Analysis Techniques, Rocky Mountain Institute, Colorado, USA. Puigagut, J., Villasen, J. Salas,J.J., Becares, E. & Garcıa, J. (2007) Subsurface-flow constructed wetlands in Spain for the sanitation of small communities: A comparative study, Ecological Engineering 30, Randall, C.W. (2003) Changing needs for appropriate excreta disposal and small wastewater treatment methodologies or the future technology of small wastewater treatment systems, Water Sci. Technol. 48, 1-6. Raschid-Sally, L. & Jayakody, P. (2008) Drivers and characteristics of wastewater agriculture in developing countries: Results from a global assessment, IWMI Research Report 127, International Water Management Institute, Colombo, Sri Lanka. 155

172 Reed, R. A. (1996) Selecting Communities for Sewerage, in: D.D. Mara (Ed.), Low-Cost Sewerage, Chichester: John Wiley & Sons. Reed, S.C., Middlebrooks, E.J. & Crites, R.W. (1988) Natural Systems for Waste Management and Treatment, 1st ed., McGraw-Hill Book Company, New York, US. Rose, G.D. (1999) Community-Based Technologies for Domestic Wastewater Treatment and Reuse: options for urban agriculture, Cities Feeding People, CFP Report Series, Report 27. Rousseau, D.P.L., Vanrolleghem, P.A. & De Pauw, N. (2004) Constructed wetlands in Flanders: a performance analysis, Ecological Engineering 23, Rozkošný, M., Kriška, M., Šálek, J., Bodík, I. & Istenič, D. (2014) Natural Technologies of Wastewater Treatment, Global Water Partnership Central and Eastern Europe (GWP CEE). Sasse, L. (1998) DEWATS: Decentralised Wastewater Treatment in Developing Countries, Bremen Overseas Research and Development Association, Bremen, Germany. Scott, C.A., Drechsel, P., Raschid-Sally, L., Bahri, A., Mara, D.D., Redwood, M. & Jiménez, B. (2010) Wastewater Irrigation and Health: Challenges and Outlook for Mitigating Risks in Low-Income Countries, In: Wastewater Irrigation and Health Assessing and Mitigating Risk in Low-Income Countries, International Water Management Institute & International Development Research Centre, UK. Scott, C.A., Faruqui, N.I., Raschid-Sally, L. (2004) Management Challenges in Developing Countries, In: Wastewater Use in Irrigated Agriculture, CAB International, Oxfordshire, UK. Senzia, M.A., Mashauri, D.A. & Mayo, A.W. (2003) Suitability of constructed wetlands and waste stabilisation ponds in wastewater treatment: nitrogen transformation and removal, Physics and Chemistry of the Earth 28, Singh, S., Haberl, R., Moog, O., Shresth, R.R., Shresth, P.D. & Shresth, R. (2009) Performance of ananaerobic baffled reactor and hybrid constructed wetland treating high-strength wastewater in Nepal A model for DEWATS, Ecological Engineering 35, Solano, M.L., Soriano, P. & Ciria, M.P. (2004) Constructed Wetlands as a Sustainable Solution for Wastewater Treatment in Small Villages, Biosystems Engineering, 87 (1), Somiya, I. & Fugii, S. (1984) Material balance of organics and nutrients in an oxidation pond, Vol. 18, No. 3, Song, Z., Zheng, Z., Li, J., Sun, X., Hana, X., Wang, W. & Xu, M. (2006) Seasonal and annual performance of a full-scale constructed wetland system for sewage treatment in China, Ecological Engineering 26, Stewart, E. (2009) Evaluation of Septic Tank and Subsurface Flow Wetland for Jamaican Public School Sewage Treatment, Master thesis, Michigan Technological University, US. 156

173 Sweeney, D.G., O Brien, M.J., Cromar, N.J. & Fallowfield, H.J. (2005) Changes in waste stabilisation pond performance resulting from the retrofit of activated sludge treatment upstream: Part II management and operation issues, Wat. Sci. Tech., 51(12), Tanner, C.C., Craggs, R.J., Sukias, J.P.S. & Park, J.B.K. (2005) Comparison of maturation ponds and constructed wetlands as the final stage of an advanced pond system, Wat. Sci. Tech., 51(12), Torrens, A., Molle, P., Boutin, C. & Salgot, M. (2009) Impact of design and operation variables on the performance of vertical-flow constructed wetlands and intermittent sand filters treating pond effluent, Water Research 43, Truppel, A., Camargos, J.L.M., da Costa, R.H.R. & Belli Filho, P. (2005) Reduction of odors from a facultative pond using two different operation practices, Wat. Sci. Tech., 51(12), Tilley, E., Ulrich, L., Lüthi, C., Reymond, P. & Zurbrügg, C. (2014) Compendium of Sanitation Systems and Technologies, 2 nd Revised Edition, Eawag, Swiss Federal Institute of Aquatic Science and Technology, Department of Water and Sanitation in Developing Countries, Dübendorf, Switzerland. Tilley, E. & Peters, S. (2008) Sanitation Systems & Technologies: Sandec Training Tool Module 4, Eawag, Swiss Federal Institute of Aquatic Science and Technology, Department of Water and Sanitation in Developing Countries, Dübendorf, Switzerland. Tchobanoglous, G. (1996) Appropriate Technologies for Wastewater Treatment and Reuse, Australian Water & Wastewater Association, Water Journal, Vol. 23, No. 4. Tchobanoglous, G. (1995) Decentralized Systems for Wastewater Management, Presented at the Water Environment Association of Ontario Annual Conference, Toronto, Canada. Torrens, A., Molle, P., Boutin, C. & Salgot, M. (2009) Impact of design and operation variables on the performance of vertical-flow constructed wetlands and intermittent sand filters treating pond effluent, Water Research 43, Tsihrintzis, V.A., Akratos, C.S., Gikas, G.D., Karamouzis, D. & Angelakis, A.N. (2007) Performance and cost comparison of a FWS and a VSF constructed wetland system, Environmental Technology, Vol. Türker, U., Okaygün, M. & Almaqadma, S.J. (2009) Impact of anaerobic lagoons on the performance of BOD and TSS removals at the Haspolat (Mia Milia) Wastewater Treatment Plant, Desalination 249, Ujang, Z., Christensen, C.L., Milwertz L., Thomsen, M.H., Vollertsen, J. & Hvitved-Jacobsen, T. (2002) Performance analysis of wastewater stabilization ponds using Respirometry in Malaysia, IWA Conference on Waste Stabilization Ponds, April 2002, Auckland, New Zealand. UN (2015) The Millennium Development Goals Report 2015, United Nations, New York, USA. 157

174 UN-DESA (2015) World Urbanization Prospects: The 2014 Revision, United Nations Department of Economic and Social Affairs, Population Division, ST/ESA/SER.A/366. UN-DP (2006) Human Development Report Beyond scarcity: Power, poverty and the global water crisis, United Nations Development Programme, New York, USA. UNEP (1998) Appropriate Technology for Sewage Pollution Control in the Wider Caribbean Region, United Nations Environment Programme. UNEP (n.d.) Environmentally Sound Technologies in Wastewater Treatment, United Nations Environment Programme. Available from: UNEP/GPA (2000) Strategy Options for Sewage Management to Protect the Marine Environment, IHE, Delft, Netherlands. UN-HABITAT (2008) Constructed Wetlands Manual, UN-HABITAT Water for Asian Cities Programme, Kathmandu, Nepal. UN-Water (2015a) Water for a sustainable world, The United Nations World Water Development Report 2015, United Nations Educational, Scientific and Cultural Organization (UNESCO), Paris, France. UN-Water (2015b) Wastewater Management: A UN-Water Analytical Brief, United Nations, New York, USA. USEPA (2005) Handbook for Managing Onsite and Clustered (Decentralized) Wastewater Treatment Systems, EPA/832-B , 66p, United States Environmental Protection Agency, Office of Wastewater Management, Washington, US. USEPA (2003) Draft Handbook for Management of Onsite and Clustered (Decentralized) Wastewater Treatment Systems, United States Environmental Protection Agency, US. USEPA (2000) Constructed Wetlands Treatment of Municipal Wastewaters: Manual, National Risk Management Research Laboratory Office of Research and Development, United States Environmental Protection Agency, Cincinnati, Ohio, US. USEPA (1997) Response to Congress on Use of Decentralized Wastewater Treatment Systems, EPA/832-R b, United States Environmental Protection Agency, Office of Wastewater Management, Washington, US. USEPA (1983) Design manual Municipal wastewater stabilization ponds, EPA 625/ , Office of Research and Development, Municipal Environmental Research Laboratory, Cincinnati, Ohio, US. USEPA (1980) Wastewater stabilization lagoons intermittent sand filtration systems, EPA 600/ , Municipal Environmental Research Laboratory, Cincinnati, Ohio, US. 158

175 USEPA (1978) Design manual - Onsite wastewater treatment and disposal systems, EPA 625/ Office of Research and Development, Municipal Environmental Research Laboratory, Cincinnati, Ohio, US. Von Sperling, M. (2007) Waste Stabilisation Ponds, Volume 3, In: Biological Wastewater Treatment in Warm Climate Regions, IWA Publishing, London, UK. Von Sperling, Μ. (1996) Comparison among the most frequently used systems for wastewater treatment in developing countries, Wat. Sci. Tech. Vol. 33, No. 3, Vymazal, J. (2010) Constructed Wetlands for Wastewater Treatment, Water, 2, Vymazal, J. & Kröpfelová, L. (2008) Wastewater Treatment in Constructed Wetlands with Horizontal Sub- Surface Flow, Environmental Pollution, Vol. 14. Von Sperling, M. & Chernicharo, C.A.L. (2002) Urban wastewater treatment technologies and the implementation of discharge standards in developing countries, Urban Water 4, Wallace, S.D. & Knight, R.L. (2006) Small-scale constructed wetland treatment systems: Feasibility, design criteria, and O&M requirements, Final Report, Project 01-CTS-5, Water Environment Research Foundation (WERF): Alexandria, Virginia. Weerakoon, G.M.P.R., Mowjood, M.I.M., Herath, G.B.B. & Jinadasa, K.B.S.N. (2010) Performance Comparison of Subsurface Flow and Surface Flow Constructed Wetlands in Tropics, Proceedings of the 13th Asian Congress of Fluid Mechanics December 2010, Dhaka, Bangladesh. Weragoda, S. K., Tanaka, N., Sewwandi, B.G.N. & Mowjood, M.I.M. (2010) Efficiency of coconut coirpith as an alternative substrate in the treatment of submerged macrophyte wetland systems in tropical conditions, Chemistry and Ecology, 26: 6, WHO (2008) The Global Burden of Disease: 2004 update, World Health Organization, Geneva, Switzerland. WHO (2006) Guidelines for the Safe Use of Wastewater, Excreta and Greywater, Vol. II: Wastewater Use in Agriculture, World Health Organisation, Geneva, Switzerland. Available from: WHO (1989) Health guidelines for the use of wastewater in agriculture and aquaculture, Technical Report Series No. 776, World Health Organisation, Geneva, Switzerland. WHO (1973) Reuse of effluents: Methods of wastewater treatment and health safeguards, Report of a WHO Meeting of experts, Technical Report Series No. 517, World Health Organisation, Geneva, Switzerland. WHO/UNEP (1997) Water Pollution Control - A Guide to the use of Water Quality Management Principles, United Nations Environment Programme. Available from: 159

176 WHO/UNICEF (2015) Progress on Sanitation and Drinking Water: 2015 Update and MDG Assessment, World Health Organization, Geneva, Switzerland. WHO/UN-Water (2014) Global analysis and assessment of sanitation and drinking-water (GLAAS) 2014 report: Investing in water and sanitation: Increasing access, reducing inequalities, World Health Organization, Geneva, Switzerland. WWAP (World Water Assessment Programme) (2012) The United Nations World Water Development Report 4: Managing water under Uncertainty and Risk, UNESCO, Paris, France. Available from: Yang, Q. Tam, N.F.Y., Wong, Y.S., Luan, T.G., Su, W.S. & C.Y. Lan (2008) Potential use of mangroves as constructed wetland for municipal sewage treatment in Futian, Shenzhen, China, Marine Pollution Bulletin 57, Zhai, J., Xiao, H.W., Kujawa-Roeleveld, K., He, Q. & Kerstens, S.M. (2011) Experimental study of a novel hybrid constructed wetland for water reuse and its application in Southern China, Water Science and Technology, Vol. 64, Issue 11, 2011, Zhang, D.Q., Jinadasa, K.B.S.N., Gersberg, R.M., Liu, Y.,Jern Ng, W (2014) Application of constructed wetlands for wastewater treatment in developing countries: A review of recent developments ( ), Journal of Environmental Management 141, Zhang, D.Q., Gersberg, R.M., Keat, T.S. (2009) Constructed wetlands in China, Ecological Engineering 35, Ελληνική βιβλιογραφία Ανδρεαδάκης, Α. (2008) Συστήματα Επεξεργασίας Μικρής Κλίμακας, Διαθέσιμο σε: Αγγελάκης, Α.Ν. & Tchobanoglous, G. (1995) Υγρά απόβλητα: Φυσικά Συστήματα Επεξεργασίας και Ανάκτηση, Επαναχρησιμοποίηση και Διάθεση Εκροών, Πανεπιστημιακές Εκδόσεις Κρήτης, Ηράκλειο, Ελλάδα. Παρανυχιανάκης, Ν., Κοτσελίδου, Ο., Βαρδάκου, Ε. & Αγγελάκης, Α. (2009) Οδηγίες ανακύκλωσης επεξεργασμένων εκροών αστικών υγρών αποβλήτων στην Ελλάδα, Ένωση Δημοτικών Επιχειρήσεων Ύδρευσης και Αποχέτευσης (ΕΔΕΥΑ), Λάρισα, Ελλάδα. ΥΠΕΚΑ (2012) Κείμενο Κατευθυντήριων Γραμμών για τη Διαχείριση Λυμάτων Μικρών Οικισμών, Ειδική Γραμματεία Υδάτων Υπουργείου Περιβάλλοντος Ενέργειας & Κλιματικής Αλλαγής, Ελλάδα. 160

177 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι Συγκεντρωτικοί πίνακες αποτελεσμάτων από την αξιολόγηση των εξεταζόμενων συστημάτων τεχνητών υγροβιότοπων και τεχνητών λιμνών 1. Τεχνητοί Υγροβιότοποι Είδος τεχνητού υγροβιότοπου Οριζόντιας ροής Κάθετης ροής Επιφανειακής ροής Συνδυασμένα συστήματα Σύνολο συστημάτων HLR (m/d) 0,106 0,137 0,08 0,06 0,096 n BODFloading (g/m 2 /d) 13,7 26,0 6,4 6,3 11,4 BODout (mg/l) 25,9 19,1 14,0 11,8 19,1 max/min/sd 99/1,0/25 90/2,7/24 45/0,7/10 25/0,9/9 99/0,7/20 BOD removal (%) 80,4 84,1 72,1 85,8 78,7 n CODloading (g/m 2 /d) 27,5 37,0 24,9 13,3 25,9 CODout (mg/l) 73,7 64,3 46,1 56,6 65,7 max/min/sd 324/21/70 145/10/47 82/15/23 206/7,0/51 324/7,0/59 COD removal (%) 71,3 72,7 76,3 75,6 73,0 n TSSloading (g/m 2 /d) 11,3 11,9 8,2 5,8 9,8 TSSout (mg/l) 18,7 13,3 19,0 10,3 17,2 max/min/sd 166/1,4/26 28/0,4/7,9 81/1,5/19 20/4,0/5,6 166/0,4/21 TSS removal (%) 82,2 80,4 73,2 83,5 79,2 n TNloading (g/m 2 /d) 3,10 2,30 1,45 1,86 2,32 TNout (mg/l) 22,5 22,4 11,5 16,2 17,7 max/min/sd 80/1,6/19 38/1,3/10 37/0/9,1 38/0,2/16 80/0,9/16 TN removal (%) 38,7 40,4 55,5 62,4 48,7 n NH4-N loading (g/m 2 /d) 3,34 4,11 1,01 0,86 2,46 NH4-Nout (mg/l) 19,3 12,4 7,3 7,2 13,0 max/min/sd 58/0,2/18 38/1,3/11 27/0/8,2 38/0,2/12 58/0/15 NH4-N removal (%) 47,4 56,4 57,4 76,5 55,9 n TP loading (g/m 2 /d) 0,9 0,9 0,4 0,3 0,7 TPout (mg/l) 4,4 2,8 3,3 2,1 3,3 max/min/sd 14/0,4/3,7 6,0/0,1/2,2 12/0,2/3,4 4,5/0,2/1,5 14/0/3,2 161

178 Είδος τεχνητού υγροβιότοπου Οριζόντιας ροής Κάθετης ροής Επιφανειακής ροής Συνδυασμένα συστήματα Σύνολο συστημάτων TP removal (%) 41,9 53,5 46,3 55,0 47,4 n 28 PO4-P loading (g/m 2 /d) PO4-Pout (mg/l) 4,19 max/min/sd 32/0,16/6,3 PO4-P removal (%) 56,55 n TotalCout (CFU ή MPN/100mL) max/min/sd 1,20 1,11E+06 4,10E+04 7,86E+09 1,28E+05 4,78E+09 1,15E+07/ 1,00E+01/ 3,15E+06 1,53E+05/ 8,60E+02/ 7,47E+04 1,10E+11/ 3,16E+01/ 2,94E+10 9,73E+05/ 5,00E+00/ 3,11E+05 1,10E+11/ 8,60E+02/ 2,29E+10 TC removal (LRV) 2,1 2,3 1,4 2,3 1,9 n: αριθμός καταγεγραμμένων συστημάτων, max/min/sd: μέγιστη τιμή/ελάχιστη τιμή/τυπική απόκλιση της εκροής 2. Τεχνητές Λίμνες Υδραυλικός χρόνος παραμονής (d) Υδραυλική φόρτιση (m/d) Επαμφ/σες λίμνες Αναερόβιες λίμνες (*) Είδος τεχνητής λίμνης Αερόβιες λίμνες Αναερ. Επαμφ. Αερ. λίμνες Επαμφ. Αερ. λίμνες Αναερ. Επαμφ. λίμνες Σύνολο συστημάτων 12,6 5,1 7,0 22,6 18,4 17,7 13,8 0,2 1,3 0,4 0,1 0,1 0,2 0,4 Βάθος (m) 1,9 3,7 1, n BOD loading (g/m 2 /d) BODout (mg/l) 30,6 86,8 40,5 33,011 14,6 39,6 32,4 109,2 175,7 66,6 95,138 54,2 91,8 95,3 BODin (mg/l) 182,0 304,0 114,0 323,5 178,6 276,2 208,7 max/min/sd 283/19/72 360/53/80 262/19/55 262/19/78 145/14/42 181/19/49 360/14/72 BOD removal (%) 44,6 42,9 38,6 72,883 67,8 67,9 52,6 n

179 Επαμφ/σες λίμνες Αναερόβιες λίμνες (*) Είδος τεχνητής λίμνης Αερόβιες λίμνες 163 Αναερ. Επαμφ. Αερ. λίμνες Επαμφ. Αερ. λίμνες Αναερ. Επαμφ. λίμνες Σύνολο συστημάτων COD loading (g/m 2 /d) 53,7 194,1 88,0 65,777 24,6 82,2 66,5 CODout (mg/l) 215,5 348,5 185,4 235, ,6 203,5 222,8 CODin (mg/l) 317,6 621,00 235,0 650,49 345,93 562,80 418,15 max/min/sd 510/73/ /232/ /77/96 505/115/ /100/62 321/125/72 720/73/116 COD removal (%) 30,7 44,1 23,6 64,896 42,8 63,4 41,2 n TSSloading (g/m 2 /d) TSSout (mg/l) 23,2 84,9 46,3 32,110 9,6 48,7 35,0 111,3 171,4 80,2 110,838 64,8 104,5 104,5 TSSin (mg/l) 152,77 285,51 113,2 327,52 125,97 278,14 197,63 max/min/sd 247/39/61 342/20/93 262/10/55 262/57/69 158/10/39 176/57/36 342/10/67 TSSremoval (%) 27,8 39,0 32,0 63,838 45,7 54,7 41,4 n 4,0 10 TN loading (g/m 2 /d) 7,5 7,4 TNout (mg/l) 18,6 25,3 TNin (mg/l) 30,8 35,5 max/min/sd 29/5,9/18,6 37/6/10 TN removal (%) 40,7 30,2 n 3,0 7, NH3-Nloading (g/m 2 /d) NH3-Nout (mg/l) NH3-Nin (mg/l) 8,0 3,8 2,0 4,1 20,5 18,6 7,0 16,8 23,8 34,7 43,6 30,9 max/min/sd 41/14/15 36/3,5/12 9,5/3,5/2,5 41,3/3,5/12,3 NH3- Nremoval (%) 14,7 44,8 74,2 37,3 n 6,0 10 NH4-Nloading (g/m 2 /d) 49,9 37,9 NH4-Nout (mg/l) 34,4 28,2 NH4-Nin (mg/l) max/min/sd 71/25/26 71/0,3/22 NH4- Nremoval (%) 35,9 38,3 n 5,0 9, TP loading (g/m 2 /d) 0,6 0,7 0,4 0,7

180 Είδος τεχνητής λίμνης Επαμφ/σες λίμνες Αναερόβιες λίμνες (*) Αερόβιες λίμνες Αναερ. Επαμφ. Αερ. λίμνες Επαμφ. Αερ. λίμνες Αναερ. Επαμφ. λίμνες Σύνολο συστημάτων TPout (mg/l) 4,1 4,3 5,0 5,2 Tpin (mg/l) 5,9 4,5 8,2 9,6 max/min/sd 11/1,4/4,0 11/0,4/3,3 11/2,2/3,3 17/0,4/4,2 TP removal (%) 16,4 11,7 32,5 21,5 n TotalCout (CFU/100mL) 5,23E+07 3,26E+10 4,06E+05 1,02E+06 5,83E+05 2,04E+08 7,29E+09 TotalCin (CFU/100mL) max/min/sd (**) TC removal (LRV) 8,51E+11 8,51E+11 5,19E+07 8,51E+11 1,86E+10 1,19E+12 5,91+Ε11 2,9/0,9/1,8 1,5/0,7/1,2 4,5/0,5/2,2 6,1/3/5,1 5,4/1,7/3,8 4,0/2,8/3,3 6,0/1,4/1,3 1,8 1,2 2,2 5,057 3,8 3,3 3,1 (*) Οι φορτίσεις είναι υπολογισμένες σε μονάδες g/m 3 /d, (**) Οι τιμές αφορούν στην παράμετρο της απομάκρυνσης (LRV) n: αριθμός καταγεγραμμένων συστημάτων, max/min/sd: μέγιστη τιμή/ελάχιστη τιμή/τυπική απόκλιση της εκροής 164

181 ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ Βάση δεδομένων (εικόνες από τα αρχεία excel) των καταγεγραμμένων συστημάτων 165

182 166

183 167

184 168