ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΤΜΗΜΑ ΧΗΜΙΚΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΓΕΝΙΚΗΣ ΧΗΜΙΚΗΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΚΑΘΗΓΗΤΗΣ Γ. Π.

Μέγεθος: px
Εμφάνιση ξεκινά από τη σελίδα:

Download "ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΤΜΗΜΑ ΧΗΜΙΚΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΓΕΝΙΚΗΣ ΧΗΜΙΚΗΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΚΑΘΗΓΗΤΗΣ Γ. Π."

Transcript

1 ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΤΜΗΜΑ ΧΗΜΙΚΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΓΕΝΙΚΗΣ ΧΗΜΙΚΗΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΚΑΘΗΓΗΤΗΣ Γ. Π. ΣΑΚΕΛΛΑΡΟΠΟΥΛΟΣ Ι ΑΚΤΟΡΙΚΗ ΙΑΤΡΙΒΗ ΜΑΡΙΑΣ. ΠΕΤΑΛΑ ΕΠΙ ΡΑΣΗ ΤΗΣ ΤΡΙΤΟΒΑΘΜΙΑΣ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΣΤΗΝ ΤΟΞΙΚΟΤΗΤΑ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΑΣΤΙΚΗΣ ΠΡΟΕΛΕΥΣΗΣ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗ 2006

2 ΤΡΙΜΕΛΗΣ ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ: Γ.Π. ΣΑΚΕΛΛΑΡΟΠΟΥΛΟΣ, Επιβλέπων Καθηγητής Μ. ΛΑΖΑΡΙ ΟΥ, Καθηγήτρια Ρ. ΤΖΗΜΟΥ-ΤΣΙΤΟΥΡΙ ΟΥ, Επίκουρος Καθηγήτρια ΕΠΤΑΜΕΛΗΣ ΕΞΕΤΑΣΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ Γ.Π. ΣΑΚΕΛΛΑΡΟΠΟΥΛΟΣ, Επιβλέπων Καθηγητής Μ. ΛΑΖΑΡΙ ΟΥ, Καθηγήτρια Ρ. ΤΖΗΜΟΥ-ΤΣΙΤΟΥΡΙ ΟΥ, Επίκουρος Καθηγήτρια Α. ΓΕΙΤΟΝΑΣ, Καθηγητής Α. ΚΟΥΓΚΟΛΟΣ, Αναπληρωτής Καθηγητής Α. ΖΟΥΜΠΟΥΛΗΣ, Αναπληρωτής Καθηγητής Α. ΠΑΠΑ ΟΠΟΥΛΟΣ, Επίκουρος Καθηγητής

3 Στη µνήµη του πατέρα µου, ηµήτρη

4 ΠΡΟΛΟΓΟΣ Η παρούσα διδακτορική διατριβή εκπονήθηκε στο Εργαστήριο Γενικής Χηµικής Τεχνολογίας του Τµήµατος Χηµικών Μηχανικών του Αριστοτελείου Πανεπιστηµίου Θεσσαλονίκης µε επιβλέποντα τον Καθηγητή κ. Γεώργιο Π. Σακελλαρόπουλο, τον οποίο και ευχαριστώ θερµά για την εµπιστοσύνη που µου έδειξε για την ανάθεση του θέµατος, την καθοδήγηση, την αµέριστη κατανόηση και την ηθική στήριξη που µου παρείχε κατά την εκπόνηση της παρούσας διατριβής. Θερµές ευχαριστίες θα ήθελα να απευθύνω στα άλλα δύο µέλη της συµβουλευτικής µου επιτροπής, την Καθηγήτρια του Τµήµατος Βιολογίας του Αριστοτελείου Πανεπιστηµίου Θεσσαλονίκης κ. Μαρία Λαζαρίδου για τις πολύτιµες συµβουλές της, ιδιαίτερα σε θέµατα στατιστικής επεξεργασίας των αποτελεσµάτων της παρούσα εργασίας και για τις υποδείξεις και χρήσιµες παρατηρήσεις της κατά τη συγγραφή της διατριβής, καθώς και την Επίκουρο Καθηγήτρια Τµήµατος Χηµικών Μηχανικών του Αριστοτελείου Πανεπιστηµίου Θεσσαλονίκης κ. Ρωξάνη Τζήµου-Τσιτουρίδου για το ενδιαφέρον, τις συζητήσεις σε θέµατα χηµικών αναλύσεων και διαδικασιών συµπύκνωσης δειγµάτων υγρών αποβλήτων και γενικότερα για τις υποδείξεις της κατά τη συγγραφή της εργασίας. Επίσης, θα ήθελα να ευχαριστήσω θερµά τον Αναπληρωτή Καθηγητή του Τµήµατος Τεχνολογιών Αντιρύπανσης του Τεχνολογικού Εκπαιδευτικού Ιδρύµατος υτικής Μακεδονίας κ. Πέτρο Σαµαρά για την πρόταση του συγκεκριµένου θέµατος, την επιστηµονική επίβλεψη και την συνεχή και συστηµατική παρακολούθηση της εργασίας. Στον Αναπληρωτή Καθηγητή του Τµήµατος Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδοµίας και Περιφερειακής Ανάπτυξης του Πανεπιστηµίου Θεσσαλίας κ. Αθανάσιο Κούγκολο θα ήθελα να εκφράσω θερµές ευχαριστίες για την καθοδήγηση, το αδιάλειπτο ενδιαφέρον, τις πολύτιµες συµβουλές και τις εποικοδοµητικές συζητήσεις, ιδιαίτερα σε κρίσιµες φάσεις της διατριβής, καθώς και για τη συνεργασία που µου προσέφερε στο πλαίσιο ερευνητικών προγραµµάτων. Τον Αναπληρωτή Καθηγητή του Τµήµατος Χηµείας του Αριστοτελείου Πανεπιστηµίου Θεσσαλονίκης κ. Αναστάσιο Ζουµπούλη ευχαριστώ θερµά για την ευγενική παραχώρηση εργαστηριακών διατάξεων για τη διεξαγωγή των πειραµάτων οζονισµού, καθώς επίσης και για

5 µία σειρά µακρών συζητήσεων, πολύτιµων συµβουλών και εύστοχων παρατηρήσεων που συνέβαλαν καθοριστικά στην ολοκλήρωση της προσπάθειας. Στο σηµείο αυτό θα ήθελα να απευθύνω τις βαθύτατες ευχαριστίες µου στον Επίκουρο Καθηγητή του Τµήµατος Βιολογίας του Αριστοτελείου Πανεπιστηµίου Θεσσαλονίκης κ. Αθανάσιο Παπαδόπουλο για τη διάθεση του εργαστηρίου του, την τεχνική υποστήριξη και την καθοριστική συµµετοχή του στην οργάνωση των πειραµάτων µεταλλαξιγένεσης και για τη βοήθεια που µου προσέφερε σε πρακτικά και µεθοδολογικά ζητήµατα σχετικά µε τα πειράµατα µεταλλαξιγένεσης. Οφείλω ακόµη να ευχαριστήσω τον κ. ηµήτρη Κορωνάκη, MSc Βιολόγο Ε.Υ..Α.Π., για την ευγενική παραχώρηση της διεθνούς βιβλιογραφίας που είχε συγκεντρώσει σχετικά µε τα πειράµατα µεταλλαξιγένεσης, καθώς και για µία σειρά από υποδείξεις και συζητήσεις κατά τη διάρκεια της διατριβής. Τον ρ Βιολόγο του Ινστιτούτου Βιολογίας ΕΚΕΦΕ ηµόκριτου κ. Γεράσιµο Βουτσινά, ευχαριστώ για τη διάθεση βακτηρίων για την εκτέλεση των πειραµάτων µεταλλαξιγένεσης. Αισθάνοµαι την ανάγκη να ευχαριστήσω ιδιαίτερα τον καλό φίλο και συνεργάτη κ. Βασίλη Τσιρίδη για την πολύπλευρη και πάντα πρόθυµη συνδροµή του σε ολόκληρο το διάστηµα της προσπάθειάς µου. Η βοήθειά του σε πλήθος πρακτικών ζητηµάτων, η αµέριστη κατανόηση που έδειξε κατά τη διάρκεια εκτέλεσης των πειραµάτων στο εργαστήριο αλλά και κατά τη συγγραφή της διατριβής, καθώς και οι πολυάριθµες συζητήσεις σε επιστηµονικό και προσωπικό επίπεδο συνέβαλαν ουσιαστικά στην ολοκλήρωση της διατριβής. Επίσης, θα ήθελα να ευχαριστήσω την κ. έσποινα Λαζάρου, MSc Βιολόγο για την πολύτιµη βοήθειά της στην οργάνωση και εκτέλεση των πειραµάτων µεταλλαξιγένεσης, καθώς και στην κατανόηση εννοιών από το επιστηµονικό πεδίο της µοριακής βιολογίας. Τους υπόλοιπους συνεργάτες στο Εργαστήριο Γενικής Χηµικής Τεχνολογίας, ευχαριστώ για την αρµονική συνύπαρξη και το εγκάρδιο περιβάλλον που µου προσέφεραν, ενώ θα ήθελα να υπογραµµίσω τη βοήθεια του κ. Αναστάσιου Παλλάδα σε ορισµένα πρακτικά προβλήµατα κατά τη διάρκεια οργάνωσης και εκτέλεσης πειραµάτων συµπύκνωσης των δειγµάτων. Ευχαριστίες οφείλω και στην γραµµατέα του εργαστηρίου κ. Σοφία Σεµερτζίδου για την συνεργασία στη διεκπεραίωση θεµάτων σχετικά µε το πρόγραµµα ΠΕΝΕ 2001.

6 Τη Γενική Γραµµατεία Έρευνας και Τεχνολογίας θα ήθελα να ευχαριστήσω για τη χρηµατοδότηση της εργασίας στο πλαίσιο του έργου ΠΕΝΕ 2001, καθώς και την εταιρεία Ανατολική Α.Ε. για τη συγχρηµατοδότηση της διατριβής µέσω του έργου ΠΕΝΕ 2001 και ιδιαίτερα τον κ. Σωκράτη Φάµελο, Χηµικό Μηχανικό, ιευθυντή Προγραµµάτων Τοπικής Ανάπτυξης της εταιρείας ΑΝΑΤΟΛΙΚΗ ΑΕ για την υποστήριξη και συνεργασία. Τέλος, θα ήθελα να σταθώ στην ανεκτίµητη συνεισφορά και συµπαράσταση της οικογένειάς µου, της µητέρας µου Ελένης, του αδερφού µου Νίκου και της οικογένειας του αδερφού µου Βασίλη, και να τους απευθύνω ένα µεγάλο ευχαριστώ. Η στήριξη και η ενθάρρυνση που µου παρείχαν ήταν καθοριστικοί παράγοντες για την ολοκλήρωση αυτής της προσπάθειας. Μαρία. Πεταλά

7 ΠΕΡΙΛΗΨΗ Η ανάκτηση και επαναχρησιµοποίηση του νερού φαντάζει ως πρόκληση σε ορισµένες περιοχές, ωστόσο υπάρχουν και περιπτώσεις, όπου λόγω ελλειµµατικών ισοζυγίων νερού, η επαναχρησιµοποίηση αποτελεί αναγκαία στρατηγική για τη διαχείριση των υδάτων. Οι ανάγκες και οι ιδιαιτερότητες κάθε περιοχής ορίζουν την επιθυµητή τελική χρήση του νερού, η οποία µε τη σειρά της καθορίζει τις προδιαγραφές ποιότητας του ανακτηµένου νερού. Η υπάρχουσα τεχνογνωσία επιτρέπει την παραγωγή νερού υψηλής ποιότητας, µε το ανάλογο πάντα κόστος. Η ανάκτηση και επαναχρησιµοποίηση του νερού συνδέεται κυρίως µε θέµατα δηµόσιας υγείας, περιβάλλοντος, κοινωνικής αποδοχής και διαµόρφωσης σχετικού νοµικού πλαισίου. Όσον αφορά στα θέµατα δηµόσιας υγείας και προστασίας του περιβάλλοντος, ορισµένες χώρες έχουν προβεί στη θέσπιση κανονισµών για την επαναχρησιµοποίηση του νερού, άλλοτε σε εθνικό και άλλοτε σε τοπικό επίπεδο. Οι κανονισµοί αυτοί προσδιορίζουν την ποιότητα του ανάλογα µε την προοριζόµενη τελική χρήση και θέτουν τα αντίστοιχα ανώτατα όρια τιµών σε µικροβιολογικές και φυσικοχηµικές παραµέτρους. Τα τελευταία χρόνια, πολλές χώρες καθώς και η Ευρωπαϊκή Ένωση µε την Οδηγία 60/2000/ΕΚ ενσωµατώνουν στους κανονισµούς και οικοτοξικολογικές παραµέτρους. Στην παρούσα εργασία, µελετήθηκε η επίδραση δύο ευρύτατα χρησιµοποιούµενων µεθόδων ανάκτησης νερού, της κροκίδωσης και του οζονισµού, στην τοξικότητα δευτεροβάθµιας εκροής από την εγκατάσταση επεξεργασίας αστικών αποβλήτων της Θεσσαλονίκης. Κατά την κροκίδωση διερευνήθηκε η επίδραση του τύπου του κροκιδωτικού (θειικό αργίλιο, τρχλωριούχος σίδηρος και πολυµερές του χλωριούχου αργιλίου), της συγκέντρωσής του (0.5 και 1.0 mmol µετάλλου/l), καθώς και η παρουσία θροµβωτικού παράγοντα στα οικοτοξικολογικά και φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του αποβλήτου. Κατά τον οζονισµό µελετήθηκε η επίδραση της συγκέντρωσης του όζοντος (2.5, 5.0, 6.5, 7.3 και 8.0 mg όζοντος/l) και του συνολικού χρόνου επεξεργασίας (2, 5, 15, 30 min) στα οικοτοξικολογικά και φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του αποβλήτου. Η τοξικότητα µελετήθηκε χρησιµοποιώντας τους εξής οργανισµούς δείκτες: τα βακτήρια Vibrio fischeri, τα βραγχιόποδα καρκινοειδή Daphnia magna, Daphnia pulex, Thamnocephalus platyurus και το τροχόζωο καρκινοειδές Brachionus calyciflorus. Επιπλέον, µελετήθηκε η τοξικότητα δειγµάτων που είχαν υποστεί προ-συγκέντρωση στα βακτήρια Vibrio fischeri, ως ένδειξη της χρόνιας τοξικότητας των δειγµάτων, και τέλος, εκτιµήθηκε η µεταλλαξιγένεση στα στελέχη ΤΑ100 και ΤΑ98 του βακτηρίου Salmonella typhimurium.

8 Το δείγµα της δευτεροβάθµιας εκροής, που χρησιµοποιήθηκε για τη µελέτη της κροκίδωσης, προκάλεσε 90% τοξικότητα στον οργανισµό D. pulex, ενώ στους υπόλοιπους οργανισµούς δεν καταγράφηκε τοξική επίδραση. Επιπλέον, το προ-συγκεντρωµένο δείγµα της δευτεροβάθµιας εκροής προκάλεσε σηµαντική αναστολή της εκπεµπόµενης βιοφωταύγειας των βακτηρίων V. fischeri. Η αναστολή αυτή οφειλόταν πιθανότατα στη µεταβολή των χαρακτηριστικών του δείγµατος, εξαιτίας της προ-συγκέντρωσης. Επιπλέον, βρέθηκε υψηλή µεταλλαξιγόνος δράση του αποβλήτου στο στέλεχος ΤΑ98, πιθανότατα λόγω του περιεχόµενου οργανικού φορτίου. Η κροκίδωση προκάλεσε µεταβολή στην τοξικότητα του αποβλήτου, καθώς και στα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του. Πιο συγκεκριµένα, η τοξικότητα στον οργανισµό D. pulex, µειώθηκε µέχρι και 40% περίπου, έπειτα από κροκίδωση µε 0.5 mmol αργιλίου/l (κροκιδωτικό: πολυµερές του αργιλίου). Στους υπόλοιπους οργανισµούς δείκτες άµεσης τοξικότητας δεν καταγράφηκε τοξική δράση, όπως είχε παρατηρηθεί και για τη δευτεροβάθµια εκροή. Η τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων στα βακτήρια V. fischeri, µειώθηκε σηµαντικά, ιδιαίτερα έπειτα από κροκίδωση µε 1.0 mmol αργιλίου/l (κροκιδωτικό: πολυµερές του αργιλίου). Η µείωση αυτή αποδόθηκε κυρίως στην παρατηρούµενη µείωση της συγκέντρωσης του ψευδαργύρου στο ανακτηµένο απόβλητο αλλά και στη µείωση του οργανικού φορτίου. Η µεταλλαξιγόνος δράση του αποβλήτου αυξήθηκε έπειτα από κροκίδωση µε τριχλωριούχο σίδηρο, µάλιστα η αύξηση ήταν µεγαλύτερη παρουσία του θροµβωτικού παράγοντα. Αντίθετα, η κροκίδωση µε τα κροκιδωτικά θειικό αργίλιο και πολυµερές του χλωριούχου αργιλίου περιόρισε τη µεταλλαξιγένεση στα ανακτηµένα απόβλητα. Η αυξηµένη µεταλλαξιγόνος δράση του αποβλήτου έπειτα από κροκίδωση µε τριχλωριούχο σίδηρο, πιθανόν οφειλόταν στην απελευθέρωση οργανικών ρύπων που βρίσκονταν προσροφηµένοι στο οργανικό υλικό ή στο σχηµατισµό ελευθέρων ριζών εξαιτίας της οξειδωτικής δράσης του προστιθέµενου σιδήρου. Από τη µελέτη του οζονισµού, προέκυψε ότι το πείραµα ελέγχου τοξικότητας στα βακτήρια V. fischeri ήταν ευαίσθητος δείκτης για την εκτίµηση της τοξικότητας του ανακτηµένου αποβλήτου. Η τοξικότητα εξαρτήθηκε κυρίως από την τροφοδοτούµενη συγκέντρωση όζοντος και οφειλόταν πιθανότατα σε ενδιάµεσα σχηµατιζόµενα παραπροϊόντα, καθώς και σε πολύ χαµηλές υπολειµµατικές ποσότητες όζοντος, διαλυµένου στα επεξεργασµένα δείγµατα αποβλήτου. Η τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων επηρεάστηκε και από τους δύο παράγοντες που µελετήθηκαν: συγκέντρωση όζοντος και χρόνος αντίδρασης. Γενικά, βρέθηκε ότι η επεξεργασία µε 2.5 mg όζοντος/l για παρατεταµένους χρόνους αντίδρασης προκάλεσε µείωση της τοξικότητας του προ-συγκεντρωµένου δείγµατος αποβλήτου, ενώ

9 µείωση της τοξικότητας µε µεγαλύτερες συγκεντρώσεις όζοντος παρατηρήθηκε µόλις έπειτα από σύντοµη επαφή του αποβλήτου µε το όζον. Η µεταλλαξιγόνος δράση επηρεάστηκε κυρίως από τη συγκέντρωση του όζοντος. Ο χρόνος φάνηκε να παίζει ρόλο µόνο κατά τον οζονισµό µε µικρές δόσεις όζοντος (π.χ. 2.5 και 5.0 mg όζοντος/l). Όπως προέκυψε από τα αποτελέσµατα της εργασίας, ο προσδιορισµός φυσικοχηµικών παραµέτρων, όπως αυτές που αναφέρονται σε οδηγίες για την επαναχρησιµοποίηση του νερού δε µπορεί να οδηγήσει σε ασφαλή και ακριβή συµπεράσµατα για την ποιότητα του νερού (π.χ. παρόλο που το οργανικό φορτίο µειώθηκε έπειτα από κροκίδωση, η µεταλλαξιγένεση σε ορισµένες περιπτώσεις αυξήθηκε). Οι οικοτοξικολογικές αναλύσεις, σε συνδυασµό µε τις χηµικές, αποτελούν µια ολοκληρωµένη προσέγγιση για την εκτίµηση της ποιότητας του νερού. Η εφαρµογή του πειράµατος ελέγχου τοξικότητας µε χρήση των οργανισµών D. pulex, D. magna, V. fischeri (σε προ-συγκεντρωµένα και µη, δείγµατα) και της µεταλλαξιγένεσης στο στέλεχος ΤΑ98 του βακτηρίου S. typhimurium, θα µπορούσε να αποτελέσει τη βάση ενός πρωτοκόλλου ελέγχου τοξικότητας και κατά προέκταση ποιότητας επεξεργασµένων αστικών εκροών (έπειτα από δευτεροβάθµια ή τριτοβάθµια επεξεργασία).

10 ABSTRACT Water resources are going to deteriorate during the forthcoming years, because of increased water demand; in addition long-term pollution is expected to affect an ever-increasing number of water bodies. Consequently, planning, management and optimization of water resources represent an essential element of environmental protection. Wastewater reclamation and reuse may play an important role on the development of strategies for the utilization of water resources, generating supplementary water sources. However, wastewater reuse depends greatly on issues related to public health and environmental protection, social acceptance and legislation. So far, national or regional legislative guidelines determine the framework of wastewater reuse; the application of reclaimed wastewater depends on the effluent quality, according to physical-chemical and microbiological characteristics. However, the use of physical-chemical control parameters provides only partial information of effluent quality, since they cannot be directly related to the environmental impact of effluents. The latter can be deduced from additional assessment of water and wastewater quality by the application of specific bioassays, i.e. tests using living microorganisms or aquatic organisms as indicators. Such bioassays are proposed by Directive 2000/60/EC. The objective of this work was the investigation of the effect of coagulation and ozonation on the toxicity of secondary municipal effluents. Secondary effluents from the wastewater treatment plant of Thessaloniki were submitted to coagulation or ozonation and the acute toxicity of the original and treated effluents was evaluated using the organisms V. fischeri, D, magna, D. pulex, T. platyurus and B. calyciflorus. Chronic toxic effects were evaluated by exposing bacteria V. fischeri to pre-concentrated wastewater samples. Mutagenicity was assessed by using the strains TA100 and TA98 of bacteria S. typhimurium. Along with the above, several physical-chemical parameters were also determined. Examination of the effect of coagulation on secondary effluents included the type of coagulant (aluminum sulfate, ferric chloride and pre-polymerized product poly-aluminum chloride, PAC-18), the dose (0.5 and 1.0 mmol Me 3+ /L) and the addition of a flocculant agent (Magnafloc LT-25). On the other hand, the examination of ozonation on the quality of secondary effluents included the effect of ozone dose (2.5, 5.0, 6.5, 7.3, 8.0 mg O 3 /L) and reaction time (2, 5, 15, 30 min). Secondary effluents were quite toxic to D. pulex with the immobilization of daphnids reaching 90%. On the contrary, negligible acute toxic effects were observed for B. calyciflorus, D.

11 magna and T. platyurus. Furthermore, pre-concentrated samples of secondary effluent caused significant toxic effects on V. fischeri, possibly due to the transformation of certain heavy metals species to more bioavailable ones, during the concentration procedure. The mutagenic activity of secondary effluent on strain TA98 was also significant and was attributed to the organic content of samples. Coagulation changed the toxic and physico-chemical properties of secondary effluents. In particular, coagulation with 0.5 mm Al 3+ (PAC-18) decreased the toxicity on D. pulex roughly 40%. To the rest of the bio-indicators no acute toxic effect was observed similarly to the secondary effluents. Coagulation with 1 mm Al 3+ (PAC-18) decreased significantly the chronic toxicity of pre-concentrated samples. This was ascribed to the observed decline of zinc and organic matter concentration. Mutagenicity increased by coagulation with ferric chloride but decreased with alum and PAC-18. The effect of ferric chloride was probably due to release of organic pollutants that were initially adsorbed on the organic matter of effluents or to the formation of free radicals as a result of the oxidizing action of ferric chloride. In the study of ozonation, the toxicity test on V. fischeri proved a sensitive indicator for the appraisal of toxicity of the reclaimed waste. Acute toxicity depended chiefly on ozone dosage, most likely due to intermediate side-products, as well as on the very low residual ozone concentration. Toxicity of pre-concentrated samples was influenced by both ozone concentration and reaction time. In general, it was found that treatment with an ozone dosage of 2.5 mg O 3 /L required prolonged reaction times to reduce appreciably the toxicity of preconcentrated samples whereas for higher ozone dosages this was only a matter of 2 minutes. Mutagenicity was affected mostly by ozone dosage while contact time was found to play a role only for the lowest dosages (2.5 and 5 mg O 3 /L). This study provided evidence that solely the determination of physico-chemical parameters, as mentioned in directives for water reuse, can not lead to accurate and safe conclusions regarding the quality of water. For instance, despite the reduction of organic load by coagulation, mutagenicity was found to rise in some cases. To this end, it appears that ecotoxicity tests combined with conventional chemical tests comprise an integrated approach for the appraisal of water quality. In this respect, toxicity tests conducted with the microorganisms D. pulex, D. magna, V. fischeri (in pre-concentrated or not, samples) could serve as the basis for the development of a toxicity analysis protocol which could be employed for assessing the quality of secondary and tertiary municipal effluents.

12 Πίνακας Περιεχοµένων I ΠΙΝΑΚΑΣ ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΩΝ 1. Εισαγωγή Θεωρητικό Μέρος Επαναχρησιµοποίηση ανακτηµένων υγρών αποβλήτων Εισαγωγή Χρήσεις ανακτηµένων υγρών αποβλήτων ιεθνής εµπειρία Μέθοδοι ανάκτησης υγρών αποβλήτων Επεξεργασία δευτεροβάθµιων εκροών µε κροκίδωση/ θρόµβωση/ καθίζηση και οζονισµό Εισαγωγή Κροκίδωση/ Θρόµβωση α Φύση των σωµατιδίων που περιέχονται στα απόβλητα β Αποσταθεροποίηση συστηµάτων διασποράς Συσσωµάτωση σωµατιδίων γ Στάδια της κροκίδωσης δ Κροκίδωση µε ανόργανα άλατα ε Προ-υδρόλυση κροκιδωτικών στ Κροκίδωση µε οργανικούς πολυηλεκτρολύτες ζ Αποµάκρυνση φυσικοχηµικών συστατικών η Επίδραση της κροκίδωσης στην τοξικότητα αποβλήτων και νερού Επεξεργασία µε όζον α Ιδιότητες και χηµική συµπεριφορά β Χρήσεις του όζοντος γ Παραγωγή όζοντος δ ράση του όζοντος ε Παραπροϊόντα οζονισµού Επίδραση στην τοξικότητα των υδάτων Ποιότητα ανακτηµένων αποβλήτων Εισαγωγή Νοµοθεσίες σχετικά µε την επαναχρησιµοποίηση Χαρακτηριστικά των υγρών αποβλήτων Φυσικά χαρακτηριστικά Χηµικά χαρακτηριστικά Βιολογικά χαρακτηριστικά... 60

13 Πίνακας Περιεχοµένων II 2.5 Οικοτοξικολογία Εισαγωγή Ορισµοί Βασικές αρχές οκιµές ελέγχου τοξικότητας α Πείραµα ελέγχου ακινησίας των ειδών Daphnia β Πείραµα ελέγχου ακινησίας Thamnocephalus platyurus γ Πείραµα ελέγχου ακινησίας τροχόζωων Brachionus calicyflorus δ Πείραµα αναστολής της βιοφωταύγειας των βακτηρίων Vibrio fischeri ε Πείραµα ελέγχου αναστολής της ανάπτυξης των µικροφυκών Pseudokircheneriella subcapitata στ Πείραµα ελέγχου µεταλλαξιγένεσης στα βακτήρια Salmonella thyphimurium (Ames test) ζ Εφαρµογές των δοκιµών ελέγχου τοξικότητας και µεταλλαξιγένεσης Αντικείµενο της εργασίας Πειραµατικό Μέρος Υλικά Υγρά απόβλητα Κροκιδωτικά Περιγραφή µεθόδων αναλύσεων Μετρήσεις φυσικοχηµικών παραµέτρων Μέθοδοι δοκιµών τοξικότητας Μέθοδος ελέγχου µεταλλαξιγένεσης Πειραµατικές διατάξεις Κροκίδωση Επεξεργασία µε όζον Προ-συγκέντρωση δειγµάτων Στατιστική επεξεργασία αποτελεσµάτων Αποτελέσµατα και συζήτηση Επεξεργασία συνθετικού αποβλήτου Κροκίδωση συνθετικού αποβλήτου α Επίδραση της κροκίδωσης στα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του συνθετικού αποβλήτου β Επίδραση της κροκίδωσης στην τοξικότητα του συνθετικού αποβλήτου

14 Πίνακας Περιεχοµένων III Επεξεργασία µε όζον του συνθετικού αποβλήτου α Επίδραση της επεξεργασίας µε όζον στα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του συνθετικού αποβλήτου β Επίδραση της επεξεργασίας µε όζον στην τοξικότητα του συνθετικού αποβλήτου Σύνοψη των αποτελεσµάτων επεξεργασίας του συνθετικού αποβλήτου Κροκίδωση δευτεροβάθµιων εκροών Επίδραση της κροκίδωσης στα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά των δευτεροβάθµιων εκροών α Αποµάκρυνση της θολότητας β Αποµάκρυνση του οργανικού φορτίου γ Αποµάκρυνση των θρεπτικών συστατικών δ Αποµάκρυνση µετάλλων Επίδραση της κροκίδωσης στην τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής α Άµεση τοξικότητα β Σχολιασµός των αποτελεσµάτων β Τοξικότητα προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων Επίδραση της κροκίδωσης στη µεταλλαξιγένεση της δευτεροβάθµιας εκροής α Κροκίδωση µε FeCl β Κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) γ Κροκίδωση µε PAC δ υναµικό µεταλλαξιγένεσης ε Σχολιασµός των αποτελεσµάτων µεταλλαξιγένεσης Επεξεργασία της δευτεροβάθµιας εκροής µε όζον Επίδραση της επεξεργασίας µε όζον στα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά των δευτεροβάθµιων εκροών α Αποµάκρυνση της θολότητας β Αποµάκρυνση του οργανικού φορτίου γ Αποµάκρυνση του αζώτου δ Υπολειµµατική συγκέντρωση όζοντος-όζον που αντέδρασε Επίδραση της επεξεργασίας µε όζον στην τοξικότητα των δευτεροβάθµιων εκροών α Άµεση τοξικότητα β Τοξικότητα προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων Μεταλλαξιγένεση α Επεξεργασία µε 2.5 mg O 3 /L β Επεξεργασία µε 5.0 mg O 3 /L

15 Πίνακας Περιεχοµένων IV γ Επεξεργασία µε 6.5 mg O 3 /L δ Επεξεργασία µε 7.3 mg O 3 /L ε Επεξεργασία µε 8.0 mg O 3 /L στ υναµικό σχηµατισµού µεταλλάξεων ζ Σχολιασµός των αποτελεσµάτων µεταλλαξιγένεσης Συµπεράσµατα Σχόλια Προτάσεις Βιβλιογραφία Ξενόγλωσση Ελληνική ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ Ι ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑ ΙΙΙ...247

16 Πίνακας Περιεχοµένων V ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΠΙΝΑΚΩΝ Πίνακας 2.1 Κατηγορίες χρήσης επεξεργασµένων αποβλήτων και ενδεχόµενοι περιορισµοί/ κίνδυνοι (Asano, 1998)...7 Πίνακας 2.2 Περίληψη αντιπροσωπευτικών διεργασιών στην ανάκτηση των υγρών αποβλήτων (Asano, 1998)...10 Πίνακας 2.3 Συνοπτική περιγραφή διεργασίας της κροκίδωσης (Μήτρακας, 2001)...19 Πίνακας 2.4.: Χαρακτηριστικές τιµές παραµέτρων κροκίδωσης-συσσωµάτωσης...20 Πίνακας 2.5 Μέθοδοι παραγωγής όζοντος (Gottschalk et al., 2000)...36 Πίνακας 2.6 Τυπικοί εκκινητές, προωθητές και αναστολείς των αντιδράσεων οζονισµού.42 Πίνακας 2.7 Κριτήρια επαναχρησιµοποίησης τριτοβάθµια επεξεργασµένων αποβλήτων που προορίζονται για άµεση ή έµµεση πόσιµη χρήση της Υπηρεσίας Περιβαλλοντικής Προστασίας (Asano and Levine, 1998)...52 Πίνακας 2.8 Ανώτατα επιτρεπτά όρια παραµέτρων στο πόσιµο νερό (ΚΥΑ Υ2/2600/2001, 2001)...54 Πίνακας 4.1. Σύσταση του συνθετικού υγρού αποβλήτου...88 Πίνακας 4.2. Ιδιότητες των κροκιδωτικών που χρησιµοποιήθηκαν...89 Πίνακας 5.1. Φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του συνθετικού αποβλήτου Πίνακας 5.2 Φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά της δευτεροβάθµιας εκροής της εγκατάστασης επεξεργασίας αποβλήτων της πόλης της Θεσσαλονίκης ( ειγµατοληψία: Μάιος 2004) Πίνακας 5.3 Συγκέντρωση µετάλλων στη δευτεροβάθµια εκροή, πριν κι έπειτα από κροκίδωση, απουσία (-ΡΕ) και παρουσία (+ΡΕ) πολυηλεκτρολύτη Πίνακας 5.4 Αποτελέσµατα της τοξικής δράσης ουσιών στα βραγχιόποδα D. magna και D. pulex Πίνακας 5.5 Περιεκτικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων σε µέταλλα απουσία (-ΡΕ) και παρουσία (+ΡΕ) πολυηλεκτρολύτη Πίνακας 5.6 Συντελεστές συσχέτισης του Pearson, r, µεταξύ της τιµή IC 50 (30 min) και ορισµένων φυσικοχηµικών χαρακτηριστικών (n: αριθµός παρατηρήσεων, P: πιθανότητα να µην υπάρχει συσχέτιση µε όρια εµπιστοσύνης 95%) Πίνακας 5.7 Μεταλλαξιγόνος δράση του τυφλού και των θετικών µαρτύρων Πίνακας 5.8 Μεταλλαξιγόνος δράση της δευτεροβάθµιας εκροής Πίνακας 5.9 Σύστηµα αξιολόγησης της µεταλλαξιγόνου δράσης (Zhang and Wang, 2000)...162

17 Πίνακας Περιεχοµένων VI Πίνακας 5.10 Αποτελέσµατα της γραµµικής σχέσης απόκρισης δόσης και τιµές των λόγων MR και MRE του αποβλήτου έπειτα από κροκίδωση µε FeCl 3 (οι τιµές αντιστοιχούν στη δόση των 60 ml) Πίνακας 5.11 Αποτελέσµατα της γραµµικής σχέσης απόκρισης δόσης και τιµές των λόγων MR και MRE του αποβλήτου έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) 3 (οι τιµές αντιστοιχούν στη δόση των 60 ml) Πίνακας 5.12 Αποτελέσµατα της γραµµικής σχέσης απόκρισης δόσης και τιµές των λόγων MR και MRE του αποβλήτου έπειτα από κροκίδωση µε PAC-18 (οι τιµές αντιστοιχούν στη δόση των 60 ml) Πίνακας 5.13 Συντελεστές συσχέτισης του Pearson, r, µεταξύ των τιµών MFP (στέλεχος ΤΑ98) και ορισµένων φυσικοχηµικών χαρακτηριστικών (n: αριθµός παρατηρήσεων, P: πιθανότητα να µην υπάρχει συσχέτιση µε όρια εµπιστοσύνης 95%) Πίνακας 5.14 Φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά της δευτεροβάθµιας εκροής της εγκατάστασης επεξεργασίας αποβλήτων της πόλης της Θεσσαλονίκης ( ειγµατοληψία: Φεβρουάριος 2005) Πίνακας 5.15 Μεταλλαξιγόνος δράση της δευτεροβάθµιας εκροής ( ειγµατοληψία: Φεβρουάριος 2005) Πίνακας 5.16 Τιµές των λόγων MR και ΜRE που αντιστοιχούν σε 1 L αποβλήτου, έπειτα από επεξεργασία µε 2.5 mg O 3 /L Πίνακας 5.17 Τιµές των λόγων MR και ΜRE που αντιστοιχούν σε 1 L αποβλήτου, έπειτα από επεξεργασία µε 5.0 mg O 3 /L Πίνακας 5.18 Τιµές των λόγων MR και ΜRE που αντιστοιχούν σε 1 L αποβλήτου, έπειτα από επεξεργασία µε 6.5 mg O 3 /L Πίνακας 5.19 Τιµές των λόγων MR και ΜRE που αντιστοιχούν σε 1 L αποβλήτου, έπειτα από επεξεργασία µε 7.3 mg O 3 /L Πίνακας 5.20 Τιµές των λόγων MR και ΜRE που αντιστοιχούν σε 1 L αποβλήτου, έπειτα από επεξεργασία µε 8.0 mg O 3 /L Πίνακας 5.21 Συντελεστές συσχέτισης του Pearson, r, µεταξύ των τιµών MFP, έπειτα από τον οζονισµό του αποβλήτου (στέλεχος ΤΑ98) και ορισµένων φυσικοχηµικών χαρακτηριστικών (n: αριθµός παρατηρήσεων, P: πιθανότητα να µην υπάρχει συσχέτιση µε όρια εµπιστοσύνης 95%)...221

18 Πίνακας Περιεχοµένων VII ΚΑΤΑΛΟΓΟΣ ΣΧΗΜΑΤΩΝ Σχήµα 2.1 Συγκεντρώσεις µονοµερών προϊόντων υδρόλυσης του τρισθενούς σιδήρου και του αργίλου σε ισορροπία µε τα άµορφα υδροξείδια των µετάλλων, σε µηδενική ιοντική ισχύ και 25 ο C (Gregory and Duan, 2001)...22 Σχήµα 2.2 ιάγραµµα ισορροπίας και µηχανισµοί κροκίδωσης κολλοειδών µε αργίλιο (Stumm and O Melia, 1968)...24 Σχήµα 2.3: Υποθετική µοριακή δοµή του χουµικού οξέος (Stevenson, 1982)...29 Σχήµα 2.4 Παραγωγή όζοντος µε ηλεκτρική εκκένωση...37 Σχήµα 2.5 Μηχανισµός του έµµεσου και άµεσου οζονισµού, όπου Μ: µικρορύπος, R: προϊόν αντίδρασης, S: αναστολέας (Gottschalk et al., 2000)...39 Σχήµα 2.6 Άµεση αντίδραση όζοντος σε υδατικά διαλύµατα (µηχανισµός Criegee) (Gottshalk et al.,2000)...43 Σχήµα 2.7. Tύποι µετάλλαξης...77 Σχήµα 4.1. Συσκευή δοκιµών κροκίδωσης Σχήµα 4.2. Εργαστηριακός αντιδραστήρας στήλης-φυσαλίδας ηµι-διαλείπουσας λειτουργίας (bubble-column semi-batch reactor) Σχήµα 4.3. ιάγραµµα ροής της επεξεργασίας των αποβλήτων µε όζον Σχήµα 4.4. Πειραµατική διάταξη Σχήµα 4.5. Πειραµατική διάταξη προ-συγκέντρωσης δειγµάτων (Α: διάταξη για την προσρόφηση των συστατικών του αποβλήτου στη στήλη Sep-pak, B: διάταξη έκπλυσης της στήλης) Σχήµα 5.1. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού Al 2 (SO 4 ) 3 στην αποµάκρυνση της θολότητας (όπου Β: βαθµός προυδρόλυσης) Σχήµα 5.2. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού AlCl 3 στην αποµάκρυνση της θολότητας (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.3. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού FeCl 3 στην αποµάκρυνση της θολότητας (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.4. Επίδραση του βαθµού προ-υδρόλυσης και της δόσης του κροκιδωτικού Αl 2 (SO 4 ) 3 στη µείωση της απορρόφησης σε µήκος κύµατος 254 nm (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.5. Επίδραση του βαθµού προ-υδρόλυσης και της δόσης του κροκιδωτικού ΑlCl 3 στη µείωση της απορρόφησης σε µήκος κύµατος 254 nm (όπου Β: βαθµός προυδρόλυσης)...120

19 Πίνακας Περιεχοµένων VIII Σχήµα 5.6. Επίδραση του βαθµού προ-υδρόλυσης και της δόσης του κροκιδωτικού ΑlCl 3 στη µείωση της απορρόφησης σε µήκος κύµατος 254 nm (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.7. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού Al 2 (SO 4 ) 3 στην αποµάκρυνση του φωσφόρου (όπου Β: βαθµός προυδρόλυσης) Σχήµα 5.8. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού AlCl 3 στην αποµάκρυνση του φωσφόρου (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.9. Επίδραση της δόσης και του βαθµού προ-υδρόλυσης του κροκιδωτικού FeCl 3 στην αποµάκρυνση του φωσφόρου (όπου Β: βαθµός προ-υδρόλυσης) Σχήµα 5.10 Επίδραση του συνθετικού αποβλήτου στο ρυθµό ανάπτυξης των µικροφυκών P. subcapitata, πριν κι έπειτα από κροκίδωση µε τα κροκιδωτικά AlCl 3, Al 2 (SO 4 ) 3 και FeCl 3 σε δόσεις 0.75 και 1.0 mmol Me 3+ /L Σχήµα 5.11 Επίδραση του συνθετικού αποβλήτου στην εκπεµπόµενη φωταύγεια των βακτηρίων V. fischeri, πριν κι έπειτα από κροκίδωση µε τα κροκιδωτικά AlCl 3, Al 2 (SO 4 ) 3 και FeCl 3 σε δόσεις 0.75 και 1.0 mmol Me 3+ /L Σχήµα 5.12 Επίδραση του χρόνου αντίδρασης του συνθετικού αποβλήτου µε το όζον α) στην απορρόφηση σε µήκος κύµατος 254 nm και β) στη µείωση του COD του συνθετικού αποβλήτου Σχήµα 5.13 Επίδραση του χρόνου αντίδρασης του όζοντος στην τοξικότητα του συνθετικού αποβλήτου στα βακτήρια V. fischeri Σχήµα 5.14 Επίδραση της κροκίδωσης στη µείωση της θολότητας της δευτεροβάθµιας εκροής (Α: 0.5 mmol Fe 3+ /L, B: 1.0 mmol Fe 3+ /L, Γ: 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), : 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Ζ: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.15 Επίδραση της κροκίδωσης στο ph της δευτεροβάθµιας εκροής (Α: 0.5 mmol Fe 3+ /L, B: 1.0 mmol Fe 3+ /L, Γ: 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), : 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Ζ: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.16 Επίδραση της κροκίδωσης στη µείωση α) της απορροφησης στα 254 nm και β) του COD της δευτεροβάθµιας εκροής (Α: 0.5 mmol Fe 3+ /L, B: 1.0 mmol Fe 3+ /L, Γ: 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), : 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Ζ: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.17 Επίδραση της κροκίδωσης στην αποµάκρυνση α) του φωσφόρου και β) του αζώτου Kjeldahl από τη δευτεροβάθµια εκροή (Α: 0.5 mmol Fe 3+ /L, B: 1.0 mmol

20 Πίνακας Περιεχοµένων IX Fe 3+ /L, Γ: 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), : 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Ζ: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.18 Επίδραση της κροκίδωσης στην εκπεµπόµενη βιοφωταύγεια των βακτηρίων, έπειτα από χρόνο επαφής 30 min (Α: δευτεροβάθµια εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, : 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.19 Επίδραση της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στον οργανισµό D. pulex (έπειτα 24 h) (Α: δευτεροβάθµια εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, : 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.20 Επίδραση της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στους οργανισµούς D. magna, T. platyurus και B. calyciflorus (Α: δευτεροβάθµια εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, : 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18)) Σχήµα 5.21 Επίδραση των χουµικών ουσιών (ΗΑ) και των ιόντων χλωρίου στο είδος των ιόντων του ψευδαργύρου, σύµφωνα µε το µοντέλο WinhumicV (Kungolos et al., 2006) Σχήµα 5.22 Επίδραση των ιόντων Ca, Mg, K, Na, Zn στην εκπεµπόµενη βιοφωταύγεια των βακτηρίων V. fischeri Σχήµα 5.23 Επίδραση διαλυµάτων που περιέχουν συνδυασµένες συγκεντρώσεις συστατικών στην εκπεµπόµενη βιοφωταύγεια των βακτηρίων V. fischeri Σχήµα 5.24 Τοξικότητα του τυφλού δείγµατος Σχήµα 5.25 Τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε διάφορα κροκιδωτικά, χωρίς προσθήκη πολυηλεκτρολύτη Magnafloc LT25, στα βακτήρια V. fischeri, εκφρασµένη ως % ποσότητα του αρχικού (µη προ-συγκεντρωµένου δείγµατος) αποβλήτου που προκαλεί 50% αναστολή (Α: δευτεροβάθµια εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, : 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18) Σχήµα 5.26 Τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε διάφορα κροκιδωτικά και πολυηλεκτρολύτη Magnafloc LT25, στα βακτήρια V. fischeri, εκφρασµένη ως % ποσότητα του αρχικού (µη προ-συγκεντρωµένου δείγµατος) αποβλήτου που προκαλεί 50% αναστολή (Α: δευτεροβάθµια εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, :

21 Πίνακας Περιεχοµένων X 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18).εκροή, Β: 0.5 mmol Fe 3+ /L, Γ: 1.0 mmol Fe 3+ /L, : 0.5 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ε: 1.0 mmol Al 3+ /L (Al 2 (SO 4 ) 3 ), Ζ: 0.5 mmol Al 3+ /L (PAC-18), Η: 1.0 mmol Al 3+ /L (PAC-18) Σχήµα 5.27 Μεταβολή της τοξικότητας του ψευδαργύρου (Zn 2+ ) µε το χρόνο Σχήµα 5.28 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε FeCl Σχήµα 5.29 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε FeCl Σχήµα 5.30 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε FeCl Σχήµα 5.31 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε FeCl Σχήµα 5.32 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) Σχήµα 5.33 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) Σχήµα 5.34 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) Σχήµα 5.35 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) Σχήµα 5.36 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε PAC Σχήµα 5.37 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ100 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε PAC Σχήµα 5.38 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (-S9), έπειτα από κροκίδωση µε PAC Σχήµα 5.39 Μεταλλαξιγένεση αποβλήτων στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9), έπειτα από κροκίδωση µε PAC Σχήµα 5.40 υναµικό µεταλλαξιγένεσης στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.41 υναµικό σχηµατισµού µεταλλαξιγένεσης στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα Μηχανισµοί παραγωγής ελευθέρων ριζών από τις φουλβικές ενώσεις (Πηγή: Zhang and Wang, 2000) Σχήµα 5.43 Παραγωγή όζοντος ανάλογα µε την ένδειξη της γεννήτριας και για παροχή αέρα 3 L/min...187

22 Πίνακας Περιεχοµένων XI Σχήµα 5.44 Επίδραση της δόσης του όζοντος και του χρόνου αντίδρασης στην αποµάκρυνση της θολότητας Σχήµα 5.45 Επίδραση της δόσης του όζοντος και του χρόνου αντίδρασης στη µείωση της απορρόφησης στο υπεριώδες (254 nm) Σχήµα 5.46 Επίδραση της δόσης του όζοντος και του χρόνου αντίδρασης στην τιµή του COD Σχήµα 5.47 Επίδραση της δόσης του όζοντος και του χρόνου αντίδρασης στο ολικό άζωτο Kjeldahl Σχήµα 5.48 Υπολειµµατική συγκέντρωση όζοντος στην υγρή φάση Σχήµα 5.49 Ποσότητα όζοντος που αντέδρασε µε τα δείγµατα της εκροής Σχήµα 5.50 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε 2.5 mg O 3 /L και διαφορετικούς χρόνους αντίδρασης Σχήµα 5.51 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε 5.0 mg O 3 /L και διαφορετικούς χρόνους αντίδρασης Σχήµα 5.52 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε 6.5 mg O 3 /L και διαφορετικούς χρόνους αντίδρασης Σχήµα 5.53 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε 7.3 mg O 3 /L και διαφορετικούς χρόνους αντίδρασης Σχήµα 5.54 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων, έπειτα από επεξεργασία µε 8.0 mg O 3 /L και διαφορετικούς χρόνους αντίδρασης Σχήµα 5.55 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στα βακτήρια V. fischeri Σχήµα 5.56 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στα βακτήρια V. fischeri, έπειτα από αποθήκευση των δειγµάτων για 24 h Σχήµα 5.57 Τοξικότητα της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στα βακτήρια V. fischeri, έπειτα από 48 h αποθήκευση των δειγµάτων Σχήµα 5.58 Τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στα βακτήρια V. fischeri (15 min) Σχήµα 5.59 Τοξικότητα των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων της δευτεροβάθµιας εκροής και των ανακτηµένων αποβλήτων στα βακτήρια V. fischeri (30 min)...204

23 Πίνακας Περιεχοµένων XII Σχήµα 5.60 Επίδραση της επεξεργασίας µε 2.5 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.61 Επίδραση της επεξεργασίας µε 2.5 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9) Σχήµα 5.62 Επίδραση της επεξεργασίας µε 5.0 mg O 3 /L στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.63 Επίδραση της επεξεργασίας µε 5.0 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9) Σχήµα 5.64 Επίδραση της επεξεργασίας µε 6.5 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.65 Επίδραση της επεξεργασίας µε 6.5 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9) Σχήµα 5.66 Επίδραση της επεξεργασίας µε 7.3 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.67 Επίδραση της επεξεργασίας µε 7.3 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9) Σχήµα 5.68 Επίδραση της επεξεργασίας µε 8.0 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.69 Επίδραση της επεξεργασίας µε 8.0 mg O 3 /L (για διάφορους χρόνους αντίδρασης) στη µεταλλαξιγόνο δράση της δευτεροβάθµιας εκροής στο στέλεχος ΤΑ98 (+S9) Σχήµα 5.70 υναµικό µεταλλαξιγένεσης στο στέλεχος ΤΑ Σχήµα 5.71 υναµικό µεταλλαξιγένεσης στο στέλεχος ΤΑ98 παρουσία ηπατικού εκχυλίσµατος...219

24 1. Εισαγωγή 1 1. Εισαγωγή Η ολοκληρωµένη διαχείριση των υδατικών πόρων εµπεριέχει δύο βασικές έννοιες: την εξοικονόµηση υδατικών πόρων και τη διαφύλαξη της ποιότητας των υφιστάµενων υδάτων από ενδεχόµενη ή περαιτέρω υποβάθµιση. Όσον αφορά στην ενίσχυση ενός υδατικού ισοζυγίου, η ενσωµάτωση ανακτηµένων αποβλήτων στο φυσικό κύκλο του νερού µπορεί να είναι µια εφικτή και βιώσιµη λύση. Από την άλλη, η προστασία της ποιότητας των υδατικών πόρων βασίζεται στον ολοκληρωµένο έλεγχο και την παρακολούθηση της ποιότητάς τους. Η ποιότητα του νερού και των υγρών αποβλήτων, πριν τη διάθεσή τους σε κάποιον αποδέκτη, ελέγχεται κυρίως µε φυσικοχηµικές παραµέτρους. Τα τελευταία χρόνια δίνεται ιδιαίτερη βαρύτητα στον έλεγχο της τοξικής επίδρασης του νερού σε ορισµένους οργανισµούς δείκτες. Στο πλαίσιο της ανάκτησης και επαναχρησιµοποίησης των αποβλήτων, µελετήθηκε η επίδραση της κροκίδωσης και του οζονισµού, στην τοξικότητα αστικής δευτεροβάθµιας εκροής. Στα Κεφάλαια που ακολουθούν, δίνονται ορισµένα στοιχεία σχετικά µε τις έννοιες που χρησιµοποιήθηκαν, παρουσιάζεται αναλυτικότερα το αντικείµενο της µελέτης, καθώς και τα αποτελέσµατα που προέκυψαν, και στο τέλος παρατίθενται συνοπτικά τα σηµαντικότερα συµπεράσµατα.

25 1. Εισαγωγή 2 Αρχικά, στο θεωρητικό µέρος παρουσιάζονται στοιχεία σχετικά µε την επαναχρησιµοποίηση των αποβλήτων, όπως διάφορες χρήσεις των ανακτηµένων αποβλήτων, µέθοδοι ανάκτησης, ενώ παρατίθεται σε συντοµία και η σχετική διεθνής εµπειρία. Ακολουθεί η περιγραφή µεθόδων ανάκτησης των δευτεροβάθµιων εκροών, µε έµφαση στις τεχνολογίες της κροκίδωσης και του οζονισµού, που µελετήθηκαν άλλωστε και στην παρούσα εργασία. Κατόπιν, γίνεται αναφορά σε ζητήµατα σχετικά µε τον έλεγχο της ποιότητας των ανακτηµένων αποβλήτων, καθώς και σε σχετικές νοµοθεσίες σε διεθνές επίπεδο. Στη συνέχεια, γίνεται σύντοµη αναφορά στα φυσικά, χηµικά και βιολογικά χαρακτηριστικά των αστικών αποβλήτων. Έπειτα, παρουσιάζονται οι βασικές αρχές της οικοτοξικολογίας, καθώς και ορισµένες µεθοδολογίες ελέγχου της τοξικότητας, µε έµφαση σε αυτές που χρησιµοποιήθηκαν στην εργασία. Στο Κεφάλαιο 3, αρχικά παρατίθεται µια σύντοµη βιβλιογραφική ανασκόπηση και παρουσιάζονται αναλυτικά το αντικείµενο και οι στόχοι της εργασίας, καθώς και τα καινοτόµα στοιχεία της ερευνητικής εργασίας. Στο πειραµατικό µέρος παρουσιάζονται λεπτοµερώς τα υλικά που χρησιµοποιήθηκαν και οι µεθοδολογίες αναλύσεων που ακολουθήθηκαν. Επιπλέον, περιγράφονται οι πειραµατικές διατάξεις για τα πειράµατα κροκίδωσης και οζονισµού, καθώς και το σύνολο των πειραµατικών διαδικασιών. Στη συνέχεια, παρατίθενται τα αποτελέσµατα και ο σχολιασµός των αποτελεσµάτων (αρχικά, παρουσιάζονται τα αποτελέσµατα που προέκυψαν από τα προκαταρκτικά πειράµατα σε συνθετικό απόβλητο κι έπειτα τα αποτελέσµατα στα δείγµατα της δευτεροβάθµιας εκροής). Ακολουθεί η παράθεση των βασικότερων συµπερασµάτων της µελέτης και τέλος παρουσιάζονται προτάσεις για µελλοντική έρευνα στο αντικείµενο της παρούσας εργασίας.

26 2. Θεωρητικό Μέρος 3 2. Θεωρητικό Μέρος Ο περιορισµός των υδάτινων πόρων, καθώς και η υποβάθµιση της ποιότητάς τους αποτελούν τις κυριότερες αιτίες για την υιοθέτηση πολιτικών διαχείρισης του νερού, όπως η ανάκτηση και η επαναχρησιµοποίησή του. Ο καταλύτης για την εξέλιξη της ανάκτησης, ανακύκλωσης και επαναχρησιµοποίησης του νερού είναι η ανάγκη για την εξεύρεση εναλλακτικών πηγών νερού που να ικανοποιούν τις απαιτήσεις για άρδευση, για πόσιµες και µη πόσιµες χρήσεις (Asano, 1998). Η ανάπτυξη τεχνολογιών επεξεργασίας των αστικών αποβλήτων έχει συνεισφέρει σηµαντικά στην παραγωγή ανακτηµένων αποβλήτων υψηλής ποιότητας για την ενίσχυση των υδάτινων πόρων µιας περιοχής (Asano, 1998). Σε κάθε περίπτωση, ο βαθµός επεξεργασίας των αποβλήτων (η ποιότητα

27 2. Θεωρητικό Μέρος 4 που θα πρέπει να επιτευχθεί), εξαρτάται από την τελική χρήση του ανακτηµένου νερού (αποβλήτου) (Metcalf and Eddy, 1991). Η χρήση του ανακτηµένου νερού ως πόσιµο, αν και είναι περιορισµένη, παρουσιάζει ενδιαφέρον και µελετάται ιδιαίτερα λόγω των ραγδαία αυξανόµενων αναγκών σε νερό και των ιδιαιτεροτήτων πολλών περιοχών µε προβλήµατα ξηρασίας. Σε αυτήν την περίπτωση, η συνήθης δευτεροβάθµια επεξεργασία των αστικών αποβλήτων δεν επαρκεί και η απαιτούµενη ποιότητα του ανακτηµένου νερού είναι δυνατόν να επιτευχθεί µόνο µε εφαρµογή τριτοβάθµιας επεξεργασίας, για παράδειγµα µε κροκίδωση, ή/ και επεξεργασία µε όζον (µέθοδοι που εξετάστηκαν στην παρούσα εργασία). Η κροκίδωση των δευτεροβάθµια επεξεργασµένων αποβλήτων αποτελεί συνήθως το πρώτο στάδιο της προχωρηµένης (τριτοβάθµιας) επεξεργασίας, ενώ η επεξεργασία µε όζον αποτελεί ταυτόχρονα µέθοδο απολύµανσης και περαιτέρω επεξεργασίας των δευτεροβάθµιων εκροών (Metcalf and Eddy, 1991). Στην περίπτωση της πόσιµης χρήσης του νερού, ένα από τα σηµαντικότερα ζητήµατα αποτελεί η διαµόρφωση κριτηρίων ποιότητας για τα ανακτηµένα απόβλητα, ώστε να διασφαλίζεται πλήρως η δηµόσια υγεία (Asano, 1998). Η συνήθης πρακτική για την εκτίµηση της ποιότητας των υγρών αποβλήτων περιλαµβάνει τον προσδιορισµό των φυσικών, χηµικών και βιολογικών τους χαρακτηριστικών. Τα βασικά φυσικά χαρακτηριστικά είναι τα ολικά στερεά, η πυκνότητα, η θολότητα, η θερµοκρασία, το χρώµα και η οσµή (Metcalf and Eddy, 1991). Τα βασικά χηµικά χαρακτηριστικά περιλαµβάνουν τα αέρια, τα υγρά (οργανικά και τα ανόργανα) και τα στερεά συστατικά (Metcalf and Eddy, 1991). Τα βιολογικά χαρακτηριστικά αναφέρονται στο σύνολο των µικροοργανισµών που περιέχονται στα υγρά απόβλητα (Metcalf and Eddy, 1991). Οι περισσότερες οδηγίες λοιπόν, στηρίζονται στη διαµόρφωση ανώτατων ορίων σε φυσικές, χηµικές και µικροβιολογικές παραµέτρους των ανακτηµένων αποβλήτων (Asano, 1998). Τις τελευταίες µόλις δεκαετίες το ενδιαφέρον έχει στραφεί και προς τη διεξαγωγή µελετών σχετικά µε την οικοτοξικολογική και τοξικολογική επίδραση των ανακτηµένων αποβλήτων στα οικοσυστήµατα και τον άνθρωπο, αντίστοιχα. Στο θεωρητικό µέρος λοιπόν, παρουσιάζεται η διεθνής εµπειρία σχετικά µε την ανάγκη για ανάκτηση και επαναχρησιµοποίηση των υγρών αποβλήτων, δύο µέθοδοι ανάκτησής τους (κροκίδωση/ καθίζηση και επεξεργασία µε όζον), οι µέθοδοι χαρακτηρισµού της ποιότητάς τους, τα φυσικοχηµικά και βιολογικά χαρακτηριστικά τους, καθώς και οι υφιστάµενες οδηγίες σχετικά µε την επαναχρησιµοποίηση των ανακτηµένων αποβλήτων.

28 2. Θεωρητικό Μέρος Επαναχρησιµοποίηση ανακτηµένων υγρών αποβλήτων Εισαγωγή H συνεχής πληθυσµιακή αύξηση, η υποβάθµιση και ρύπανση των επιφανειακών και υπόγειων νερών, η άνιση κατανοµή των υδάτινων πόρων και οι περιοδικές ξηρασίες, αποτελούν τις σηµαντικότερες αιτίες των προβληµάτων που σχετίζονται µε την έλλειψη αποθεµάτων νερού. Ιδιαίτερα στις αναπτυγµένες βιοµηχανικά χώρες, εντείνονται και αυξάνονται τα προβλήµατα που σχετίζονται µε την διαπίστωση αρνητικών ισοζυγίων νερού, την ποιότητα του τροφοδοτούµενου πόσιµου νερού και την κατάσταση των αποδεκτών αστικών και βιοµηχανικών αποβλήτων (Asano, 1998). Έτσι, οι αναπτυγµένες αλλά και οι αναπτυσσόµενες χώρες προσανατολίζονται προς την υιοθέτηση πολιτικών διαφύλαξης και ενίσχυσης των διαθέσιµων υδάτινων πόρων, καθώς και προστασίας των οικοσυστηµάτων (Asano, 1998). Η αποτελεσµατική αντιµετώπιση των προβληµάτων που σχετίζονται µε τον περιορισµό των υδάτινων πόρων και την έλλειψη νέων πηγών νερού, βασίζεται στον ολοκληρωµένο σχεδιασµό διαχείρισης υδάτινων πόρων σε µία περιοχή. Το πλαίσιο της στρατηγικής θα πρέπει να περιλαµβάνει την ορθολογική διαχείριση των υφιστάµενων αποθεµάτων αλλά και την εξεύρεση νέων πηγών νερού. Στον άξονα της εξεύρεσης εναλλακτικών υδάτινων πόρων, εντάσσεται η ανάκτηση επεξεργασµένων εκροών υγρών αποβλήτων και η ακόλουθη επαναχρησιµοποίησή τους (Metcalf and Eddy, 1991). Σε πολλές περιοχές η επαναχρησιµοποίηση του νερού αποτελεί ήδη ένα σηµαντικό στοιχείο στο σχεδιασµό και τη διαχείριση των υδάτων (Asano, 1998). Μάλιστα, η ανάπτυξη και εξέλιξη τεχνολογιών προχωρηµένης επεξεργασίας υγρών αποβλήτων, συνετέλεσε στην αναβάθµιση της αποδοτικότητας των µεθόδων και στη βελτίωση της παραγωγικότητάς τους (Metcalf and Eddy, 1991). Έτσι, η ανάκτηση των υγρών αποβλήτων µπορεί να αποτελέσει αφενός µια ικανοποιητική και βιώσιµη λύση για τη χρήση εναλλακτικών πηγών νερού και αφετέρου να περιορίσει την αρνητική ρυπαντική επίδραση των αποβλήτων στα υδάτινα οικοσυστήµατα λόγω της διάθεσή τους σε αυτά. Η επαναχρησιµοποίηση των επεξεργασµένων αποβλήτων, εφαρµόζεται για διάφορους σκοπούς όπως για άρδευση αγροτικών καλλιεργειών, αλλά και αστικού πρασίνου, παροχή βιοµηχανικού νερού, ενίσχυση και αναβάθµιση υπόγειων υδροφορέων, ενίσχυση υγροβιότοπων και ακόµη, άµεση ή έµµεση χρήση στο δίκτυο ύδρευσης.

29 2. Θεωρητικό Μέρος 6 Οι πρώτες εφαρµογές στον τοµέα της επαναχρησιµοποίησης του νερού είναι συνώνυµες µε την ιστορική πρακτική της χρήσης γης για τη διάθεση των υγρών αποβλήτων. Υπάρχουν ενδείξεις χρησιµοποίησης υγρών αποβλήτων από το π.χ. για την άρδευση καλλιεργειών καθώς επίσης και ύπαρξης αποχετευτικού δικτύου στα παλάτια και στις πόλεις τoυ Μινωϊκού πολιτισµού (Αγγελάκης και Σπυριδάκης, 1995). Με την εµφάνιση των συστηµάτων αποχέτευσης στο δέκατο ένατο αιώνα, τα οικιακά υγρά απόβλητα χρησιµοποιήθηκαν στις φάρµες αποβλήτων (sewage farms) και µετά το 1900 δηµιουργήθηκαν πολυάριθµες φάρµες αποβλήτων στην Ευρώπη και στις Ηνωµένες Πολιτείες. Ενώ οι φάρµες αποβλήτων χρησιµοποιούνταν κυρίως για την απόθεση των αποβλήτων, γίνονταν περιστασιακή χρήση του νερού στις καλλιέργειες και σε άλλες ωφέλιµες εφαρµογές (Metcalf and Eddy, 2003). Κατά τη διάρκεια του περασµένου αιώνα αναπτύχθηκε ένας αριθµός ερευνητικών έργων και εφαρµογών σχετικά µε την ανάκτηση και επαναχρησιµοποίηση του νερού, ως συνέπεια των αυξανόµενων αναγκών για την εξασφάλιση υδάτινων πόρων. Στην Ελλάδα, αν και δεν έχουν καταγραφεί ιδιαίτερα έντονα φαινόµενα έλλειψης νερού, η αύξηση της κατανάλωσης οδήγησε κατά περιόδους σε προβλήµατα λειψυδρίας, που αντιµετωπίστηκαν µε περιορισµό της άρδευσης, υπεράντληση των υπόγειων αποθεµάτων, επιβολή προστίµων στην υπερκατανάλωση και ενηµέρωση των πολιτών για µείωση της κατανάλωσης. Πρόσφατες µελέτες αποδεικνύουν ότι υπάρχει ένα υψηλό δυναµικό ανακύκλωσης νερού στην Ελλάδα, το οποίο µπορεί να χρησιµοποιηθεί για άρδευση αγροτοκαλλιεργιών, χώρων πρασίνου και για πυρασφάλεια (Angelakis et al., 2002). Ενδεικτικά, αναφέρονται οι µονάδες επεξεργασίας, ανάκτησης και επαναχρησιµοποίησης αποβλήτων του ήµου Χερσονήσου στην Κρήτη και του ήµου Χαλκιδέων στην Εύβοια. Στην Κρήτη, στο ήµο Χερσονήσου, 20 km δυτικά του Ηρακλείου χρησιµοποιούνται τριτογενώς επεξεργασµένα λύµατα για άρδευση αγροτικών περιοχών µε ελαιόδενδρα, χώρων πρασίνου και πυρασφάλεια (Angelakis et al., 2002). Στη Χαλκίδα, η µονάδα επεξεργασίας και ανάκτησης αποβλήτων, που είναι εγκατεστηµένη στο νησί Πασάς από το 1986, χρησιµοποιεί µέρος από την ολική ηµερήσια ροή αποβλήτων για άρδευση χώρων πρασίνου και βιοµηχανικές χρήσεις.

30 2. Θεωρητικό Μέρος Χρήσεις ανακτηµένων υγρών αποβλήτων Η εκτίµηση της δυνατότητας χρήσης ανακτηµένου αποβλήτου σε µία εφαρµογή, προκύπτει εξετάζοντας γενικότερα το πλαίσιο των χρήσεων του πόσιµου νερού. Το µεγαλύτερο ποσοστό του νερού καταναλώνεται για αρδευτικούς σκοπούς, ενώ ακολουθούν οι βιοµηχανικές χρήσεις (κυρίως νερό ψύξης). Κατά τη χάραξη ενός σχεδίου επαναχρησιµοποίησης, θα πρέπει να λαµβάνονται υπόψη βασικά οι ανάγκες µιας περιοχής και τα ιδιαίτερα χαρακτηριστικά της (περίοδοι ξηρασίας, υφιστάµενη κατάσταση υδάτινων αποθεµάτων) (Metcalf and Eddy, 1991). Σε κάθε περίπτωση, γνώµονας της επιλογής µεθόδου επαναχρησιµοποίησης θα πρέπει πρωτίστως να είναι η διασφάλιση της δηµόσιας υγείας και στόχος η εξυπηρέτηση των αναγκών. Στον Πίνακα 2.1, παρουσιάζονται οι κατηγορίες επαναχρησιµοποίησης των ανακτηµένων υγρών αποβλήτων, καθώς επίσης και πιθανοί περιορισµοί των εφαρµογών. Πίνακας 2.1 Κατηγορίες χρήσης επεξεργασµένων αποβλήτων και ενδεχόµενοι περιορισµοί/ κίνδυνοι (Asano, 1998). Κατηγορίες χρήσης 1. Άρδευση αγροτικών καλλιεργειών άρδευση σοδειάς εµπορικά φυτώρια 2. Άρδευση κοινόχρηστων χώρων πάρκα αυλές σχολείων γήπεδα γκολφ νεκροταφεία ζώνες πρασίνου 3. Επαναχρησιµοποίηση στη βιοµηχανία Ψύξη Τροφοδοσία λέβητα Νερό επεξεργασίας Ενδεχόµενοι περιορισµοί / κίνδυνοι Επίδραση της ποιότητας νερού, των αλάτων στο έδαφος και στη σοδειά Ρύπανση των επιφανειακών και υπόγειων νερών αν δε γίνει καλή διαχείριση Εµπορικότητα της σοδειάς και δηµόσια αποδοχή Επίδραση της ποιότητας νερού, των αλάτων στο έδαφος και τα φυτά Θέµατα δηµόσιας υγείας σε σχέση µε τους παθογόνους µικροοργανισµούς (βακτηρίδια, ιούς και παράσιτα) Ρύπανση των επιφανειακών και υπόγειων νερών αν δεν γίνει καλή διαχείριση Τα συστατικά των επεξεργασµένων λυµάτων σχετίζονται µε το σχηµατισµό επικαθήσεων, τη διάβρωση, την ανάπτυξη µικροοργανισµών και τη δυσοσµία Θέµατα δηµόσιας υγείας, ιδιαίτερα µεταφορά µικροσταγονιδίων µε οργανικά και παθογόνους µικροοργανισµούς στο νερό ψύξης και παθογόνους µικροοργανισµούς στα νερά διαφόρων επεξεργασιών

31 2. Θεωρητικό Μέρος 8 4. Ενίσχυση και εµπλουτισµός υπόγειων υδροφορέων Συµπλήρωση υπόγειου νερού Αντιµετώπιση της διείσδυσης θαλασσινού νερού Αντιµετώπιση καθιζήσεων 5. Αστική χρήση µη πόσιµο νερό Πυροπροστασία Κλιµατισµός Καθαρισµός WC 6. Αναψυχή/ περιβαλλοντικές χρήσεις Λίµνες Εµπλουτισµός υγροβιοτόπων Εµπλουτισµός επιφανειακών υδάτινων ρευµάτων Αλιεία Τεχνητό χιόνι 6. Πόσιµο νερό Ανάµιξη µε ανεπεξέργαστο νερό υδροδότησης Απ ευθείας χρήση Πιθανή ρύπανση του υπόγειου υδροφορέα που χρησιµοποιείται ως πηγή πόσιµου νερού Ίχνη οργανικών στα επεξεργασµένα λύµατα και η τοξική επίδρασή τους. Ολικά διαλυµένα στερεά, µέταλλα, νιτρικά ιόντα και παθογόνοι µικροοργανισµοί στα επεξεργασµένα λύµατα Προστασία της δηµόσιας υγείας από τη µεταφορά παθογόνων µικροοργανισµών µε µικρά σταγονίδια νερού Πιθανή διάβρωση, εναπόθεση αλάτων, ανάπτυξη µικροοργανισµών και γενικά ρύπανση Προβλήµατα σε πιθανές διασταυρώσεις µε το σύστηµα υδροδότησης Θέµατα υγείας που σχετίζονται µε την παρουσία βακτηρίων και ιών (π.χ. εντερικές µολύνσεις και µολύνσεις αυτιών, µατιών και µύτης) Φαινόµενα ευτροφισµού, λόγω της ύπαρξης αζώτου και φωσφόρου στο ανακτηµένο νερό Τοξικότητα σε υδρόβιους οργανισµούς Ίχνη οργανικών και άλλων χηµικών στο ανακτώµενο νερό υγρών αποβλήτων µε υψηλό δυναµικό τοξικότητας ηµόσια και αισθητική αποδοχή Προστασία δηµόσιας υγείας κυρίως σε σχέση µε τη µεταφορά παθογόνων µικροοργανισµών και κυρίως ιών ιεθνής εµπειρία Στις Η.Π.Α., τα έργα ανάκτησης και επαναχρησιµοποίησης υγρών αποβλήτων αυξήθηκαν ραγδαία τον 20 ο αιώνα. Στην Καλιφόρνια, το ποσοστό των επεξεργασµένων υγρών αποβλήτων που χρησιµοποιούνταν για άρδευση γεωργικών και αστικών εκτάσεων κατά το 1990, ξεπερνούσε το 78%, µε αντίστοιχη εξοικονόµηση ποσοτήτων φρέσκου νερού (Tchobanoglous and Angelakis, 1996). Στο Ισραήλ, η επαναχρησιµοποίηση υγρών αποβλήτων είναι πολύ διαδεδοµένη. Από το σύνολο των ανακτηµένων αποβλήτων, το 72% χρησιµοποιείται για άρδευση, ενώ το 28% για εµπλουτισµό υπόγειων υδροφορέων. Η καλλιέργεια στην οποία διοχετεύεται το

32 2. Θεωρητικό Μέρος 9 µεγαλύτερο µέρος των προς άρδευση υγρών αποβλήτων είναι το βαµβάκι και ακολουθούν οι δενδρώδεις καλλιέργειες και τα λαχανικά (Angelakis et al., 1999). Στη Γαλλία, η χρήση των υγρών αποβλήτων για άρδευση είναι συνηθισµένη πρακτική. Πιο συγκεκριµένα, τα ανακτηµένα υγρά απόβλητα χρησιµοποιούνται στην άρδευση γηπέδων, εκτάσεων πρασίνου σε τουριστικές περιοχές και καλλιεργειών, όπως για παράδειγµα το καλαµπόκι (Angelakis et al., 1999). Σήµερα, είναι παραδεκτό ότι οι εκροές δευτεροβάθµιας (βιολογικής) επεξεργασίας υγρών αποβλήτων αποτελούν µία βιώσιµη λύση για την κάλυψη αρδευτικών αναγκών. Ωστόσο, τα τελευταία χρόνια, το ενδιαφέρον στρέφεται προς την παραγωγή νερού µε ποιοτικά χαρακτηριστικά όµοια µε αυτά του πόσιµου. Τα προβλήµατα ξηρασίας σε ορισµένες περιοχές, όπως στη πόλη Windhoek της Ναµίµπια, οδήγησαν στην κάλυψη µέρους των υδροδοτικών αναγκών από τριτοβάθµια επεξεργασµένα υγρά απόβλητα (USEPA, 1992). Άλλωστε, το επίπεδο της σηµερινής τεχνολογίας επιτρέπει την παραγωγή ακόµη και πόσιµου νερού. Μια περιληπτική περιγραφή των µεθόδων ανάκτησης των νερού δίνεται στο Κεφάλαιο Μέθοδοι ανάκτησης υγρών αποβλήτων Ο σχεδιασµός και η υλοποίηση της ανάκτησης και επαναχρησιµοποίησης του νερού εξαρτάται συνήθως από την εφαρµογή του ανακτηµένου νερού, η οποία καθορίζει την απαίτηση επεξεργασίας των υγρών αποβλήτων για την προστασία της δηµόσιας υγείας και του περιβάλλοντος, και το βαθµό αξιοπιστίας που απαιτείται για τη µέθοδο και τη λειτουργία της επεξεργασίας. Γενικότερα, η επεξεργασία των υγρών αποβλήτων βασίζεται σε έναν συνδυασµό φυσικών, χηµικών και βιολογικών διεργασιών, για την αποδοτική αποµάκρυνση στερεών σωµατιδίων, οργανικού υλικού, παθογόνων οργανισµών, µετάλλων, και σε ορισµένες περιπτώσεις θρεπτικών συστατικών. Οι γενικοί όροι που χρησιµοποιούνται για την περιγραφή του βαθµού επεξεργασίας, κατά αύξοντα τρόπο, είναι η προκαταρκτική, πρωτοβάθµια, δευτεροβάθµια, τριτοβάθµια και προχωρηµένη επεξεργασία. Συνήθως, το τελευταίο στάδιο επεξεργασίας, πριν την τελική διάθεση των αποβλήτων, είναι αυτό της απολύµανσης, για την καταστροφή και γενικότερα τον έλεγχο των παθογόνων µικροοργανισµών. Τα συστήµατα ανάκτησης, ανακύκλωσης και επαναχρησιµοποίησης αποβλήτων, προέρχονται από εφαρµοσµένες τεχνολογίες που

33 2. Θεωρητικό Μέρος 10 χρησιµοποιούνται κατά τη συµβατική επεξεργασία των αποβλήτων και του πόσιµου νερού. Ο βαθµός επεξεργασίας που απαιτείται σε ένα αυτόνοµο σύστηµα ανάκτησης αποβλήτων, ποικίλλει ανάλογα µε την τελική χρήση των ανακτηµένων αποβλήτων και τις απαιτήσεις για παροχή σταθερής ποιότητας συγκεκριµένων προδιαγραφών. Ένα απλό σύστηµα επεξεργασίας, περιλαµβάνει διεργασίες διαχωρισµού στερεού/ υγρού και ακόλουθη απολύµανση, ενώ τα περισσότερο σύνθετα συστήµατα περιλαµβάνουν συνδυασµούς φυσικών, χηµικών και βιολογικών διεργασιών. Μία περίληψη των κυριότερων τεχνολογιών που χρησιµοποιούνται για την ανάκτηση των αποβλήτων παρατίθεται στον Πίνακα 2.2. Πίνακας 2.2 Περίληψη αντιπροσωπευτικών διεργασιών στην ανάκτηση των υγρών αποβλήτων (Asano, 1998). ιεργασία Περιγραφή Εφαρµογή ιαχωρισµός υγρού/στερεού Καθίζηση Καθίζηση στερεών σωµατιδίων, χηµικών θρόµβων και ιζηµάτων σε αιώρηση, µε καθίζηση λόγω βαρύτητας ιήθηση Αποµάκρυνση στερεών σωµατιδίων έπειτα από διέλευση του αποβλήτου µέσω φίλτρου άµµου ή άλλου πορώδους µέσου Βιολογική επεξεργασία Αερόβια επεξεργασία Λίµνες οξείδωσης Βιολογική αποµάκρυνση θρεπτικών Απολύµανση Επεξεργασία µε χρήση µικροοργανισµών σε δεξαµενές αερισµού ή βιολογικά φίλτρα Λίµνες µε 0.8 ή 1 m βάθος για ανάµιξη και διείσδυση ηλιακού φωτός Συνδυασµός αερόβιων, ανοξικών και αναερόβιων διεργασιών για την αποµάκρυνση του φωσφόρου και τη µετατροπή του οργανικού και αµµωνιακού αζώτου σε µοριακό άζωτο Απενεργοποίηση παθογόνων µικροοργανισµών µε χρήση οξειδωτικών χηµικών, υπεριώδους ακτινοβολίας, θέρµανσης; ή µεµβρανών Αποµάκρυνση στερεών σωµατιδίων µεγέθους άνω των 30 µm. Χρησιµοποιείται ως πρωτοβάθµια επεξεργασία κι έπειτα από τη δευτεροβάθµια Αποµάκρυνση στερεών σωµατιδίων µεγέθους άνω των 3 µm. Χρησιµοποιείται συνήθως έπειτα από κροκίδωση/ συσσωµάτωση Αποµάκρυνση διαλυµένου ή αιωρούµενου οργανικού υλικού Μείωση αιωρούµενων στερεών, οργανικού φορτίου, παθογόνων βακτηρίων και αµµωνίας Μείωση των θρεπτικών συστατικών στο ανακτηµένο απόβλητο Προστασία δηµόσιας υγείας µε την αποµάκρυνση των παθογόνων µικροοργανισµών

34 2. Θεωρητικό Μέρος 11 Προχωρηµένη επεξεργασία Ενεργός άνθρακας Απογύµνωση µε αέρα ιεργασία προσρόφησης των µολυσµατικών ουσιών στη επιφάνεια ενεργού άνθρακα Μεταφορά αµµωνίας και άλλων πτητικών συστατικών από το νερό στον αέρα Ιον-ανταλλαγή Ανταλλαγή ιόντων µεταξύ ρητίνης και αποβλήτου χρησιµοποιώντας κατάλληλο αντιδραστήρα Χηµική κροκίδωση/ κατακρήµνιση Επεξεργασία µε ασβέστη ιήθηση µε µεµβράνες Αντίστροφη ώσµωση Χρήση αλάτων αλουµινίου και σιδήρου, πολυηλεκτρολυτών και/ ή όζοντος για την αποσταθεροποίηση κολλοειδών σωµατιδίων και την κατακρήµνιση φωσφόρου Χρήση ασβέστη για την κατακρήµνιση κατιόντων και µετάλλων Μικροδιήθηση, νανοδιήθηση ιαχωρισµός ιόντων που βασίζεται σε αντίστροφη ώσµωση υπερδιήθηση, Αποµάκρυνση υδρόφοβων οργανικών συστατικών Αποµάκρυνση αµµωνιακού αζώτου και ορισµένων πτητικών οργανικών Αποµάκρυνση κατιόντων, όπως ασβέστιο, µαγνήσιο, σιδήρου και ανιόντων (π.χ. νιτρικών) Σχηµατισµός ιζηµάτων φωσφόρου και συσσωµάτωση σωµατιδίων για την αποµάκρυνσή τους µε καθίζηση ή διήθηση Αποφυγή επικαθίσεων, κατακρήµνιση φωσφόρου και ρύθµιση ph Αποµάκρυνση σωµατιδίων και µικροοργανισµών Αποµάκρυνση διαλυµένων αλάτων, µεταλλικών στοιχείων και παθογόνων µικροοργανισµών Κατά την πρωτοβάθµια επεξεργασία των υγρών αποβλήτων αποµακρύνονται κυρίως αιωρούµενα στερεά σωµατίδια µεγέθους άνω των 50 µm, ενώ ταυτόχρονα µειώνεται σε ένα µικρό ποσοστό και το οργανικό φορτίο. Επιπλέον, είναι δυνατό να αποµακρυνθούν σε µικρό βαθµό θρεπτικά συστατικά, υδρόφοβες ενώσεις, µέταλλα και µικροοργανισµοί που βρίσκονται προσκολληµένοι σε στερεά σωµατίδια (Metcalf and Eddy, 1991). Τα συστήµατα δευτεροβάθµιας επεξεργασίας περιλαµβάνουν ένα σύνολο βιολογικών διεργασιών σε συνδυασµό µε διεργασίες διαχωρισµού υγρών από στερεά. Έτσι, επιτυγχάνεται αποτελεσµατικός µικροβιολογικός µεταβολισµός του οργανικού υποστρώµατος που βρίσκεται διαλυµένο ή υπό αιώρηση στα υγρά απόβλητα. Τα συµβατικά συστήµατα αποτελούνται από έναν αερόβιο βιολογικό αντιδραστήρα σε συνδυασµό µε καθίζηση, για την αποµάκρυνση και τη συµπύκνωση της παραγόµενης βιοµάζας (Metcalf and Eddy, 1991). Τα συστήµατα τριτοβάθµιας και προχωρηµένης επεξεργασίας, στα οποία θα γίνει εκτενέστερη αναφορά στο επόµενο κεφάλαιο, αναφέρονται στις διεργασίες που έπονται της δευτεροβάθµιας επεξεργασίας. Γενικά, η τριτοβάθµια επεξεργασία χρησιµοποιείται για

35 2. Θεωρητικό Μέρος 12 επιπλέον αποµάκρυνση των εναποµεινάντων κολλοειδών και αιωρούµενων σωµατιδίων µε χηµική κροκίδωση και διήθηση µέσω πορώδους µέσου. Τα συστήµατα προχωρηµένης επεξεργασίας µπορούν να επιτύχουν πλήρη αποµάκρυνση ορισµένων συστατικών, όπως αµµωνία ή νιτρικά µε ιον-ανταλλαγή και ολικά διαλυµένα στερεά µε αντίστροφη όσµωση (Metcalf and Eddy, 1991). Η επιλογή της µεθόδου εξαρτάται από την τελική χρήση του ανακτηµένου αποβλήτου, τη διαθέσιµη τεχνογνωσία και το κόστος της τεχνολογίας επεξεργασίας (Metcalf and Eddy, 1991). Για παράδειγµα, οι διεργασίες διαχωρισµού µε µεµβράνες, π.χ. υπερδιήθηση, νανοδιήθηση, αντίστροφη όσµωση, µπορεί να είναι ιδιαίτερα αποτελεσµατικές στην ανάκτηση αποβλήτου υψηλής ποιότητας (χαµηλό οργανικό φορτίο, πλήρης αποµάκρυνση αιωρούµενων στερεών). Ωστόσο, κατά την εφαρµογή τους συναντώνται προβλήµατα πόλωσης συγκέντρωσης και φραξίµατος των µεµβρανών, µε αποτέλεσµα το λειτουργικό κόστος να είναι πολύ υψηλό (Metcalf and Eddy, 1991). Η κροκίδωση είναι σχετικά απλή στην εφαρµογή, χωρίς υψηλό κόστος λειτουργίας και είναι συνήθως το πρώτο στάδιο της τριτοβάθµιας επεξεργασίας (Metcalf and Eddy, 2003). Ο οζονισµός χρησιµοποιείται όχι µόνο ως µέθοδος απολύµανσης ανάκτησης αποβλήτων αλλά ταυτόχρονα και ως µέθοδος επεξεργασίας, επειδή το όζον, ως οξειδωτικό µέσο, οδηγεί όχι µόνο στην καταστροφή µικροοργανισµών αλλά στην διάσπαση και αποµάκρυνση οργανικού φορτίου και χρώµατος (Gottschalk et al., 2000).

36 2. Θεωρητικό Μέρος Επεξεργασία δευτεροβάθµιων εκροών µε κροκίδωση/ θρόµβωση/ καθίζηση και οζονισµό Εισαγωγή Γενικά, θεωρείται ότι η ποιότητα των δευτεροβάθµιων εκροών είναι ανεπαρκής για χρήσεις, όπως π.χ. σε πύργους ψύξης, σε διεργασίες ανακύκλωσης στη βιοµηχανία, σε εµπλουτισµό υπόγειων υδροφορέων (άµεσα ή έµµεσα πόσιµες χρήσεις) (Metcalf and Eddy, 1991). Για την ανάκτηση των αποβλήτων και την ακόλουθη χρήση τους στις παραπάνω εφαρµογές, οι δευτεροβάθµιες εκροές υπόκεινται σε τριτοβάθµια επεξεργασία. Η συνήθης διεργασία για την ανάκτηση υγρών αποβλήτων έπειτα από τη δευτεροβάθµια επεξεργασία τους είναι η κροκίδωση/ συσσωµάτωση σε συνδυασµό µε καθίζηση ή διήθηση (Metcalf and Eddy, 2003, Wang et al., 2005). Η διεργασία της κροκίδωσης αναφέρεται στην προσθήκη χηµικών στις δευτεροβάθµιες εκροές για την ενίσχυση της συσσωµάτωσης των σωµατιδίων και τον ακόλουθο αποτελεσµατικότερο διαχωρισµό υγρού/ στερεού µε καθίζηση ή διήθηση. Ευρέως χρησιµοποιούµενα ανόργανα κροκιδωτικά είναι το θειικό αργίλιο, το χλωριούχο αργίλιο, ο χλωριούχος και ο θειικός σίδηρος. Τα άλατα αυτά υδρολύονται στο νερό, αλληλεπιδρούν µε την επιφάνεια των σωµατιδίων, προκαλώντας αποσταθεροποίηση των κολλοειδών. Συχνά, για την αύξηση της αποδοτικότητας της διεργασίας, τα ανόργανα κροκιδωτικά χρησιµοποιούνται σε συνδυασµό µε οργανικούς πολυηλεκτρολύτες. Οι συγκεντρώσεις των κροκιδωτικών εξαρτώνται από τα χαρακτηριστικά των αποβλήτων και κυµαίνονται µεταξύ 1 και 50 mg/l. Η διεργασία της θρόµβωσης (flocculation) αναφέρεται στη συσσωµάτωση των αποσταθεροποιηµένων κολλοειδών σε θρόµβους, που λόγω του µεγέθους τους µπορούν να αποµακρυνθούν µε καθίζηση ή διήθηση (Metcalf and Eddy, 1991). Το στάδιο της απολύµανσης είναι συνήθως το τελικό, πριν την τελική διάθεση των υγρών αποβλήτων. Η ευρύτατα χρησιµοποιούµενη χηµική απολύµανση βασίζεται στην προσθήκη ενός ισχυρά οξειδωτικού χηµικού µέσου, όπως είναι το χλώριο, το όζον και το υπεροξείδιο του υδρογόνου. Ιδιαίτερα, το όζον είναι αποτελεσµατικό όσον αφορά τη µείωση του χρώµατος και των οσµών των αποβλήτων και την ενίσχυση της διάσπασης των οργανικών ουσιών (Asano, 1998).

37 2. Θεωρητικό Μέρος 14 Στο Κεφάλαιο αυτό, πρόκειται να αναπτυχθούν οι βασικές αρχές που διέπουν τις διεργασίες κροκίδωσης και οζονισµού των δευτεροβάθµιων εκροών Κροκίδωση/ Θρόµβωση Η κροκίδωση, η θρόµβωση και η καθίζηση χρησιµοποιούνται για την αποµάκρυνση αιωρούµενων στερεών µικρού µεγέθους (µικρότερου των 10 µm). Ο διαχωρισµός υγρού και στερεών λαµβάνει χώρα έπειτα από την προσθήκη χηµικών και τη συνένωση των σωµατιδίων µικρού µεγέθους προς µεγαλύτερα, τα οποία µπορούν εύκολα στη συνέχεια να αποµακρυνθούν, π.χ. µε καθίζηση. Με τη µέθοδο αυτή επιτυγχάνεται σηµαντική µείωση της θολότητας των αποβλήτων, ελάττωση του οργανικού φορτίου, αλλά και αποµάκρυνση άλλων συστατικών, όπως φώσφορος και µεταλλικά στοιχεία. Η χηµεία της κροκίδωσης σε αστικά λύµατα µετά τη δευτεροβάθµια επεξεργασία τους είναι περίπλοκη και όχι πλήρως κατανοητή µέχρι σήµερα. Μολονότι δεν υφίσταται ένας γενικά αποδεκτός ορισµός της κροκίδωσης σε θέµατα που σχετίζονται µε την κατεργασία των αποβλήτων, ισχύει ο ακόλουθος ορισµός κατά τον οποίο η διεργασία της κροκίδωσης περιλαµβάνει τρία στάδια (Μήτρακας, 2001): I. Την προσθήκη χηµικών µέσων, γνωστών ως κροκιδωτικών. Το στάδιο αυτό είναι το βασικό στάδιο της κροκίδωσης (coagulation). II. Συνένωση των κολλοειδών σωµατιδίων που προσεγγίζουν το ένα το άλλο µε αποτέλεσµα τη δηµιουργία ορατών θρόµβων. Ο µηχανισµός αυτός ονοµάζεται θρόµβωση (flocculation). III. Την αποµάκρυνση των σχηµατισµένων µεγάλων συσσωµατωµάτων µε καθίζηση (sedimentation) α Φύση των σωµατιδίων που περιέχονται στα απόβλητα Στα απόβλητα περιέχονται ανόργανα και οργανικά συστατικά υπό διάλυση ή υπό αιώρηση. Τα διαλυµένα συστατικά είναι: Ανόργανα συστατικά, ιόντα ή/και οργανικά συστατικά χαµηλού µοριακού βάρους, µεγέθους µέχρι 10-3 µm.

38 2. Θεωρητικό Μέρος 15 ιαλυτά οργανικά συστατικά υψηλού µοριακού βάρους, όπως πρωτεΐνες και πολυµερή, µεγέθους µm. Τα αιωρούµενα στερεά είναι: Κολλοειδή σωµατίδια µεγέθους µm. Αιωρούµενα σωµατίδια µεγαλύτερα από 1 µm. Γενικότερα, τα κολλοειδή σωµατίδια στα απόβλητα διακρίνονται σε υδρόφοβα και υδρόφιλα, ανάλογα µε τη φύση της διεπιφάνειας υγρού και στερεού. Τα υδρόφοβα κολλοειδή αποφεύγουν τη διάλυσή τους στο νερό και σχηµατίζουν γενικά ασταθή συστήµατα, ενώ τα υδρόφιλα διαλύονται αυθόρµητα στο νερό κατά την επαφή τους µε αυτό και σχηµατίζουν σταθερά συστήµατα (Παναγιώτου, 1995). Η σταθερότητα του κολλοειδούς εξαρτάται από τη φύση της διασωµατιδιακής αλληλεπίδρασης κατ αυτές τις συγκρούσεις. Οι δυνάµεις που αναπτύσσονται µεταξύ των κολλοειδών είναι Van der Waals και ηλεκτροστατικής φύσης. Τα υδρόφοβα κολλοειδή σχηµατίζουν σταθερά αιωρήµατα λόγω του όµοιου φορτίου και της άπωσης µεταξύ τους, ενώ στα υδρόφιλα κολλοειδή, τα προσροφηµένα µόρια νερού εµποδίζουν τη συσσωµάτωση των σωµατιδίων. Ένας πολύ σηµαντικός παράγοντας λοιπόν, για τη σταθερότητα των κολλοειδών στα απόβλητα είναι η παρουσία επιφανειακού φορτίου και η επακόλουθη ηλεκτροστατική άπωση. Για την επίτευξη της συσσωµάτωσης των κολλοειδών προς µεγαλύτερα και τον εύκολο διαχωρισµό τους, θα πρέπει να συµβεί αποσταθεροποίησή τους (Metcalf and Eddy, 1991). Τα επιφανειακά φορτία των κολλοειδών οφείλονται κυρίως στους εξής παράγοντες (Μήτρακας, 2001, Metcalf and Eddy, 2003): Κρυσταλλικές ατέλειες: κάτω από συγκεκριµένες συνθήκες, άτοµα του πυριτίου (Si +4 ) σε κρυσταλλικά πλέγµατα µπορούν να αντικατασταθούν από άτοµα µικρότερου σθένους, όπως για παράδειγµα από άτοµα αργιλίου (Al +3 ) ή ακόµη και από άτοµα ασβεστίου (Ca +2 ), οπότε εµφανίζεται περίσσεια αρνητικού φορτίου στο κρυσταλλικό υλικό χωρίς να αλλάξει το κρυσταλλικό πλέγµα. Εκλεκτική προσρόφηση ορισµένων ιόντων: ένα ηλεκτρικό φορτίο µπορεί να αποκτηθεί λόγω της άνισης προσρόφησης στην επιφάνεια του σωµατιδίου αντίθετα φορτισµένων ιόντων. Τα σωµατίδια σε επαφή µε υδατικό µέσο, αποκτούν συνήθως αρνητικό φορτίο. Αυτό οφείλεται στο γεγονός ότι τα κατιόντα ενυδατώνονται περισσότερο από τα ανιόντα κι έχουν, έτσι, την τάση να παραµένουν σε διάλυση στο υδατικό µέσο, ενώ τα µικρότερα ανιόντα έχουν µεγαλύτερη τάση προσρόφησης

39 2. Θεωρητικό Μέρος 16 στην επιφάνεια. Επιφάνειες οι οποίες είναι ήδη φορτισµένες, έχουν την τάση να προσροφούν ιόντα αντίθετου φορτίου. Ειδικές χηµικές αντιδράσεις χαρακτηριστικών ιοντικών οµάδων: πολλά σωµατίδια περιέχουν οµάδες, όπως καρβοξύλια ή υδροξύλια, οι οποίες διίστανται στο νερό, παράγοντας επιφανειακό ηλεκτρικό φορτίο που εξαρτάται από την τιµή του ph του διαλύµατος. Σε χαµηλό ph τα σωµατίδια είναι θετικά φορτισµένα, ενώ σε υψηλό ph είναι αρνητικά φορτισµένα. Τυπικά παραδείγµατα τέτοιων αντιδράσεων συναντώνται στα υδρολυόµενα µεταλλικά οξείδια, όπως τα οξείδια του σιδήρου, και στις καρβοξυλικές οµάδες στην επιφάνεια των βακτηρίων και των πρωτεϊνών. Όταν τα σωµατίδια διασπείρονται στο νερό, συσσωρεύονται στην επιφάνειά τους ιόντα αντίθετου φορτίου, ώστε να επιτευχθεί ηλεκτρική ουδετερότητα. Οι δυνάµεις που τα συγκρατούν στην επιφάνεια είναι Van der Waals και είναι αρκετά δυνατές και σταθερές σε σχέση µε τις δυνάµεις που αναπτύσσονται εξαιτίας της θερµικής κίνησης των σωµατιδίων. Ωστόσο, η συσσώρευση των ιόντων εµποδίζεται από την τάση των ιόντων να διαχυθούν προς τη διεύθυνση όπου µειώνεται η συγκέντρωση (νόµος του Fick). Αυτές οι δύο αντίθετες δυνάµεις, δηµιουργούν ένα διαχεόµενο νέφος ιόντων, το οποίο περιβάλλει τα σωµατίδια, επεκτείνεται έως και 300 nm προς το διάλυµα και είναι γνωστό µε τον όρο ηλεκτρική διπλοστοιβάδα. Έτσι, η ηλεκτροστατική αλληλεπίδραση µεταξύ των αιωρούµενων και κολλοειδών σωµατιδίων, είναι στην ουσία αλληλεπίδραση µεταξύ των διπλοστοιβάδων τους. Το δυναµικό του νέφους των ιόντων, το οποίο ονοµάζεται ζ - δυναµικό, συνήθως µετράται κατά την κροκίδωση και είναι ενδεικτικό της απόδοσης της επεξεργασίας. Μείωση του ζ-δυναµικού κοντά στο µηδέν, σηµαίνει αποσταθεροποίηση του αιωρήµατος και αυξηµένη τάση των κολλοειδών να συσσωµατωθούν υπό την επίδραση δυνάµεων Van der Waals β Αποσταθεροποίηση συστηµάτων διασποράς Συσσωµάτωση σωµατιδίων Μια από τις σηµαντικότερες φυσικές ιδιότητες των συστηµάτων διασποράς (κολλοειδών και αιωρηµάτων) είναι η τάση για συσσωµάτωση των εν διασπορά σωµατιδίων (Παναγιώτου, 1995). Η αποτελεσµατική αποµάκρυνση των κολλοειδών και των σωµατιδίων από το νερό και τα απόβλητα, εξαρτάται από τη µείωση της σταθερότητάς τους. Οι µηχανισµοί αποσταθεροποίησης που οδηγούν στην κροκίδωση των σωµατιδίων είναι οι εξής (Μήτρακας, 2001, Metcalf and Eddy, 2003):

40 2. Θεωρητικό Μέρος 17 Συµπίεση διπλοστοιβάδας εξουδετέρωση φορτίου: η συµπίεση της διπλοστοιβάδας, και η µείωση του ζ-δυναµικού, επιτυγχάνεται µε την προσθήκη ηλεκτρολυτών, ενώ η ελάττωση του επιφανειακού φορτίου µε την προσθήκη ιόντων, τα οποία µπορούν να αντιδράσουν µε την επιφάνεια των κολλοειδών. Μείωση του επιφανειακού φορτίου συµβάλλει σε επιτυχηµένες συγκρούσεις σωµατιδίων (που οδηγούν στη συνένωσή τους), εξαιτίας της θερµικής κίνησης Brown, και σε επικράτηση των επιφανειακών φαινοµένων και δυνάµεων Van der Waals. Έτσι, το σύστηµα γίνεται ασταθές, ενώ η απόδοση της κροκίδωσης στην περίπτωση αυτή εξαρτάται από τον αριθµό των ιόντων, το είδος των σωµατιδίων και το είδος των διαλυµένων ιόντων. Αυξηµένη συγκέντρωση κατιόντων µπορεί να οδηγήσει σε αντιστροφή του φαινοµένου και επανασταθεροποίηση του συστήµατος. Η απόδοση ενός ηλεκτρολύτη αυξάνεται µε το σθένος του και για το λόγο αυτό συνήθως χρησιµοποιούνται δισθενείς ή τρισθενείς ηλεκτρολύτες. Ηλεκτροστατική έλξη προσρόφηση ιόντων: τα σωµατίδια µπορούν επίσης να αποσταθεροποιηθούν εξαιτίας ηλεκτροστατικής έλξης, η οποία εµφανίζεται όταν δύο επιφάνειες είναι αντίθετα φορτισµένες. Η δράση αυτή ενισχύεται µε την προσρόφηση στην επιφάνεια ορισµένων ιόντων (π.χ. Al 3+, Fe 3+, Ca 2+ ). Η προσρόφηση είναι ένας µηχανισµός που βασίζεται σε επιφανειακά φαινόµενα, και επιτρέπει τη συνένωση σωµατιδίων, που βρίσκονται σ επαφή, λόγω δυνάµεων Van der Waals ή δεσµών υδρογόνου. Η προσρόφηση είναι µη αντιστρέψιµο φαινόµενο και λαµβάνει χώρα σε δύο φάσεις. Αρχικά, γίνεται η αντίδραση µεταξύ των ιόντων και σωµατιδίων, ενώ στη συνέχεια καθίσταται ισορροπία (αργό στάδιοκάλυψη διαθέσιµων θέσεων στην επιφάνεια των σωµατιδίων). Η προσρόφηση είναι ένας σύνθετος και περίπλοκος µηχανισµός που εξαρτάται από πολλούς παράγοντες, όπως το κροκιδωτικό (δοµή αλυσίδας, ιοντικό φορτίο, µοριακό βάρος), τα σωµατίδια (επιφανειακό φορτίο, ειδική επιφάνεια, συγκέντρωση) και το απόβλητο (ph, θερµοκρασία, ανάµιξη). Για τους παραπάνω λόγους, έχει καθιερωθεί η πειραµατική προσέγγιση της κροκίδωσης µε τη χρήση των δοκιµών κροκίδωσης jar tests. Σχηµατισµός εσωτερικών µοριακών γεφυρών: κατά την προσθήκη υδατοδιαλυτών πολυµερών µεγάλης αλυσίδας (πολυηλεκτρολύτες), σχηµατίζονται γέφυρες µεταξύ των σωµατιδίων, προκαλώντας έτσι την αποσταθεροποίησή τους και τη συσσωµάτωσή τους προς µεγαλύτερους θρόµβους. Οι πολυηλεκτρολύτες διακρίνονται στους φυσικούς (συνήθως βιολογικής προέλευσης ή προϊόντα κυτταρίνης) και στους συνθετικούς (πολυµερείς ενώσεις που προήλθαν από

41 2. Θεωρητικό Μέρος 18 µονοµερή). Ανάλογα µε το φορτίο που έχουν όταν προστεθούν σε υδατικό µέσο διακρίνονται σε ανιοντικούς, κατιοντικούς και µη-ιοντικούς. Μόνο οι ανιοντικοί και ιδιαίτερα οι µη-ιοντικοί προκαλούν τη γεφύρωση µεταξύ των σωµατιδίων. Ο µηχανισµός δράσης τους βασίζεται στην προσκόλληση των σωµατιδίων στις θέσεις προσρόφησης στην αλυσίδα των πολυµερών. Το µέγεθος των θρόµβων αυξάνεται µέχρι η καθίζησή τους λόγω βαρύτητας να επιταχυνθεί αρκετά, οπότε και αποµακρύνονται εύκολα από τα απόβλητα. Ο µηχανισµός της δράσης των κατιοντικών πολυηλεκτρολυτών βασίζεται στη µείωση του επιφανειακού φορτίου των σωµατιδίων, εκτός από την περίπτωση των κατιοντικών πολυηλεκτρολυτών πολύ υψηλού µοριακού βάρους που δρουν και µε τους δύο µηχανισµούς (µείωση επιφανειακού φορτίου και γεφύρωση µεταξύ σωµατιδίων). Παγίδευση σωµατιδίων (σάρωση θρόµβων): ο µηχανισµός αυτός, γνωστός µε τον όρο sweep flocculation, περιλαµβάνει την προσθήκη κροκιδωτικών, τα οποία δηµιουργούν αδιάλυτο ίζηµα στο υδατικό µέσο. Κατά το σχηµατισµό και την κίνηση του άµορφου ιζήµατος παγιδεύονται σε αυτό τα διασπαρµένα σωµατίδια. Οι µοριακές δράσεις που συµβαίνουν στην περίπτωση αυτή, δεν έχουν αποσαφηνιστεί πλήρως. Για την κροκίδωση σωµατιδίων µε ανόργανα µεταλλικά άλατα αργιλίου και σιδήρου, αντικείµενο και της παρούσας διατριβής, οι µηχανισµοί που λαµβάνουν χώρα είναι η εξουδετέρωση του φορτίου, η προσρόφηση ιόντων και η σάρωση θρόµβων. Παρακάτω θα γίνει εκτενέστερη αναφορά στη σάρωση θρόµβων που αποτέλεσε και τον κύριο µηχανισµό κροκίδωσης στα πειράµατα που περιγράφονται στην παρούσα διατριβή γ Στάδια της κροκίδωσης Ο ρυθµός κροκίδωσης εξαρτάται από τη συχνότητα µε την οποία συγκρούονται τα σωµατίδια µεταξύ τους και από την πιθανότητα η θερµική ενέργεια που παράγεται κατά τη σύγκρουση να είναι αρκετή, ώστε να υπερβαίνει το ενεργειακό φράγµα της απωστικής δυναµικής ενέργειας. Τότε είναι δυνατόν τα σωµατίδια να οδηγηθούν σε συνένωση και κροκίδωση. Το ενεργειακό φράγµα µπορεί να µηδενιστεί µε την προσθήκη κροκιδωτικού (σε συγκέντρωση χαµηλότερη από αυτή που προκαλεί επανασταθεροποίηση). Στην περίπτωση αυτή, κάθε σύγκρουση οδηγεί σε συσσωµάτωση και η διαδικασία ονοµάζεται ταχεία κροκίδωση (Metcalf and Eddy, 1991).

42 2. Θεωρητικό Μέρος 19 Η θρόµβωση των σωµατιδίων είναι µια διαδικασία δύο διαδοχικών σταδίων. Αρχικά, µε την προσθήκη κροκιδωτικών, µειώνεται η επίδραση των εσωτερικών δυνάµεων, ενώ στη συνέχεια συµβαίνουν συγκρούσεις σωµατιδίων, που οφείλονται στη µοριακή κίνηση ή στην µηχανική ανάµιξη (Metcalf and Eddy, 1991, Μήτρακας, 2001). Στον Πίνακα 2.3 δίνεται η συνοπτική περιγραφή της συνολικής διαδικασίας. Πίνακας 2.3 Συνοπτική περιγραφή διεργασίας της κροκίδωσης (Μήτρακας, 2001). Φαινόµενο Μηχανισµός- ράση Ορολογία Αντίδραση κροκιδωτικού µε Προσθήκη υποκαταστάτες (ΟΗ -,SO -2 κροκιδωτικού 4 ), υδρόλυση, πολυµερισµός, σχηµατισµός συµπλόκων Αποσταθεροποίηση σωµατιδίων Συνένωση σωµατιδίων Συµπίεση της ηλεκτρικής διπλοστοιβάδας µε ουδέτερους ηλεκτρολύτες. Ουδετεροποίηση φορτίου µε απορρόφηση φορτισµένων σωµατιδίων. Ελάττωση δυναµικού επιφάνειας και σχηµατισµός εσωτερικών µοριακών γεφυρών. Καθίζηση κροκίδων και παγίδευση (σάρωση θρόµβων) σωµατιδίων. τυχαίες συγκρούσεις εξαιτίας θερµικής κίνησης των µορίων του νερού και διάχυσης (d<1µ) συγκρούσεις εξαιτίας της διαφορικής ταχύτητας των σωµατιδίων που επιτυγχάνονται µε µηχανική ανάµιξη (d<1µ) Ταχεία ανάµιξη Κροκίδωση Θρόµβωση/ Συσσωµάτωση Τα κριτήρια για την απόδοση της κροκίδωσης και της θρόµβωσης είναι το µέγεθος και τα χαρακτηριστικά των σχηµατιζόµενων θρόµβων, και η ποσότητα των αιωρούµενων συστατικών. Οι παράµετροι αυτοί εξαρτώνται από τα χαρακτηριστικά του αποβλήτου, και του χρησιµοποιούµενου κροκιδωτικού, καθώς και των συνθηκών κροκίδωσης (ταχύτητα, χρόνος ανάµιξης, θερµοκρασία). Όπως ήδη αναφέρθηκε η πολυπλοκότητα του φαινοµένου έχει ως αποτέλεσµα την πειραµατική προσέγγιση της κροκίδωσης µε τη χρήση των δοκιµών κροκίδωσης jar tests. Συνοπτικά, τα χαρακτηριστικά και οι συνθήκες των πειραµάτων δίνονται στον Πίνακα 2.4.

43 2. Θεωρητικό Μέρος 20 Πίνακας 2.4.: Χαρακτηριστικές τιµές παραµέτρων κροκίδωσης-συσσωµάτωσης. Κροκίδωση Συσσωµάτωση Φύση σωµατιδίων Αρκετά µικρά σωµατίδια ιάσπαρτα ιζήµατα Υψηλού µοριακού Είδος προστιθέµενου Άλατα µετάλλων ή βάρους ουσία για χηµικού πολυηλεκτρολύτες σύνδεση σωµατιδίων Απαίτηση ενέργειας Ταχεία ανάµιξη Αργή ανάδευση Χρόνος διεργασίας <5 min min Περιφερειακή ταχύτητα αναδευτήρα ~ 5 m/sec m/sec Ισχύς ανάδευσης W/m W/m δ Κροκίδωση µε ανόργανα άλατα Τα ανόργανα κροκιδωτικά που χρησιµοποιούνται ευρύτατα σε διεργασίες κροκίδωσης περιλαµβάνουν κυρίως τα άλατα αργιλίου και σιδήρου. Όλα τα µεταλλικά κατιόντα προστιθέµενα στο νερό υδρολύονται σε κάποια έκταση. Συγκεκριµένα, για το αργίλιο και τον τρισθενή σίδηρο κύριο χαρακτηριστικό της υδατικής χηµείας τους είναι η δυνατότητα ενυδάτωσής τους στα υδατικά τους διαλύµατα. Απλά ιόντα της µορφής Μ +3 δεν υφίσταται στο φυσικό υδάτινο περιβάλλον παρά µόνο σε συνθήκες πολύ χαµηλού ph. Αντίθετα, σχηµατίζουν υδατοσύµπλοκα στα οποία ιόντα ή µόρια νερού συνδέονται µε το κεντρικό µεταλλοϊόν (Bersillon et al. 1978). Αυτά τα µεταλλικά ιόντα, π.χ. [Μ(Η 2 Ο) 6 ] 3+, δρουν ως δότες πρωτονίων, δηλαδή σαν οξέα. Εποµένως, τα ιόντα αυτά τείνουν να αντικαταστήσουν τα µόρια του νερού µε τα ιόντα ΟΗ - του νερού, ενώ ιόντα Η + απελευθερώνονται χαµηλώνοντας το pη. Τα ιόντα αργιλίου και τρισθενούς σιδήρου διαθέτοντας το υψηλότερο φορτίο των µεταλλικών ιόντων προκαλούν πόλωση των µορίων νερού που έρχονται σε άµεση επαφή µε αυτά, οδηγώντας έτσι στην απώλεια ενός ή δύο πρωτονίων τους. Η απώλεια του αριθµού των πρωτονίων εξαρτάται από το ph του διαλύµατος. Εποµένως, τα µόρια του νερού που βρίσκονται στο περίβληµα υδρόλυσης του µετάλλου σταδιακά αντικαθίστανται από υδροξυλιόντα, µειώνοντας µε αυτόν τον τρόπο το θετικό φορτίο των µετάλλων, σύµφωνα µε την παρακάτω ακολουθία αντιδράσεων: [M(H 2 O) 6 ] 3+ + H 2 O [M(H 2 O) 5 OH] 2+ + H 3 O + K 1 [M(H 2 O) 5 OH] 2+ + H 2 O [M(H 2 O) 4 (OH) 2 ] + + H 3 O + K 2 [M(H 2 O) 4 (OH) 2 ] + + H 2 O [M(H 2 O) 3 (OH) 3 ] + H 3 O + K 3

44 2. Θεωρητικό Μέρος 21 [M(H 2 O) 3 (OH) 3 ] + H 2 O [M(H 2 O) 2 (OH) 4 ] - + H 3 O + K 4 Όσο το ph του υδατικού διαλύµατος του µετάλλου αυξάνεται, η ισορροπία των αντιδράσεων µετατοπίζεται προς τα δεξιά, και το µέταλλο χάνει πρωτόνια, οπότε αρχικά εµφανίζονται κατιοντικά είδη του µετάλλου µε σθένος +2, στη συνέχεια µε σθένος +1, κι έπειτα µε σθένος µηδέν. Μεγαλύτερη αύξηση του ph από αυτή που αντιστοιχεί στο σχηµατισµό του υδροξειδίου του µετάλλου προκαλεί το σχηµατισµό της διαλυτής ανιοντικής µορφής του τύπου Me(OH) -4. Στην περίπτωση των µετάλλων αργιλίου και τρισθενούς σιδήρου το υδροξείδιό τους είναι πολύ χαµηλής διαλυτότητας σε ενδιάµεσες τιµές ph, όπου σχηµατίζεται ένα άµορφο ίζηµα. (Gregory and Duan, 2001, Metcalf and Eddy, 2003). Η διαδοχή των αντιδράσεων υδρόλυσης που παρουσιάστηκε παραπάνω, είναι µια υπεραπλουστευµένη εικόνα γιατί στην πραγµατικότητα σχηµατίζονται πολυπυρηνικά υδροξυµεταλλικά σύµπλοκα, µε γενικό τύπο: [Me x (OH) y (H 2 O) n ] +(3x-y). Η προσθήκη στο νερό δηλαδή, ενός µεταλλικού άλατος, οδηγεί στο σχηµατισµό διαλυτών µονοµερών, διµερών και κάτω από ορισµένες συνθήκες πολυµερών συµπλόκων υδροξυµετάλλων. Ενδεικτικά, αναφέρονται οι παρακάτω τύποι συµπλόκων για τα ιόντα αργιλίου και σιδήρου: Fe 2 (OH) , Fe 3 (OH) 4 Al 2 (OH) +4 2, Al 2 (OH) + 5, Al 4 (OH) +4 8, Al 6 (OH) +3 15, Al 7 (OH) +4 17, Al 8 (OH) , Al 13 (OH) 34 Εφόσον τα σύµπλοκα αυτά φέρουν υψηλότερο φορτίο από τα αρχικά, και επιπλέον παρουσιάζουν µεγαλύτερη τάση προσρόφησης σε επιφάνειες, θεωρούνται αποτελεσµατικότερα. Λόγω του σχηµατισµού των παραπάνω αδιάλυτων υδροξειδίων και των πολυπυρηνικών ειδών, ο καθορισµός των σταθερών υδρόλυσης είναι δύσκολος και υπάρχουν σηµαντικές διαφορές σε ορισµένες δηµοσιευµένες τιµές (π.χ Wesolowski and Palmer, 1994). Όπως προκύπτει από τις σταθερές γινοµένου διαλυτότητας, η διαλυτότητα των υδροξειδίων του σιδήρου (Κ sp Fe(OH) 3 =10-38 ) και του αργιλίου (Κ sp Al(OH) 3 =10-33 ) είναι πολύ χαµηλή. Κατά συνέπεια, στην περιοχή του ph (6-8) που γίνεται η επεξεργασία του νερού και των αποβλήτων, οι συγκεντρώσεις των διαλυτών µεταλλικών ιόντων σε ισορροπία µε τα υδροξείδιά τους είναι χαµηλές. Εποµένως στην πράξη, τα πολυπυρηνικά υδροξυµεταλλικά σύµπλοκα είναι ασταθή ενδιάµεσα προϊόντα, κατά την κινητική της

45 2. Θεωρητικό Μέρος 22 µετάβασης από τα µεταλλοϊόντα στα αδιάλυτα υδροξείδια. Έτσι, αν και τα περισσότερο σταθερά στερεά είναι κρυσταλλικής µορφής υδροξείδια των µετάλλων, στην περίπτωση του αργιλίου και του σιδήρου τα υδροξείδιά τους σχηµατίζονται πολύ αργά (µέρες ή και µήνες) (Μήτρακας, 2001). Για τους µηχανισµούς της κροκίδωσης λοιπόν, συνήθως εξετάζεται η διαλυτότητα του άµορφου ιζήµατος που σχηµατίζεται αρχικά. Χρησιµοποιώντας τις σταθερές ισορροπίας των αντιδράσεων υδρόλυσης για το σχηµατισµό µονοµερών µεταλλικών προϊόντων αργιλίου και σιδήρου, σχεδιάζονται οι συγκεντρώσεις διαφόρων προϊόντων υδρόλυσης σε ισορροπία µε το άµορφο ίζηµα του υδροξειδίου του µέταλλου ως συνάρτηση του ph. Τέτοια διαγράµµατα απεικονίζονται στο Σχήµα 2.1 για τα προϊόντα υδρόλυσης του αργιλίου και του σιδήρου. Το συνολικό ποσό των διαλυτών προϊόντων υδρόλυσης σε ισορροπία µε το άµορφο ίζηµα αντιπροσωπεύει τη διαλυτότητα του µετάλλου. Από το Σχήµα 2.1 φαίνεται ότι σε κάθε περίπτωση υπάρχει µία ελάχιστη διαλυτότητα για µία συγκεκριµένη τιµή του ph. Σχήµα 2.1 Συγκεντρώσεις µονοµερών προϊόντων υδρόλυσης του τρισθενούς σιδήρου και του αργίλου σε ισορροπία µε τα άµορφα υδροξείδια των µετάλλων, σε µηδενική ιοντική ισχύ και 25 ο C (Gregory and Duan, 2001).

46 2. Θεωρητικό Μέρος 23 Όπως φαίνεται στο Σχήµα 2.1, τα προϊόντα σιδήρου εµφανίζουν µικρότερη διαλυτότητα από του αργιλίου και σε µεγαλύτερο εύρος τιµών ph. Συγκεκριµένα, για το αργίλιο εµφανίζεται ελάχιστη διαλυτότητα του µετάλλου περίπου ίση µε 2 µμ σε ph κοντά στο 6. Για το σίδηρο, η ελάχιστη διαλυτότητα είναι πολύ µικρότερη από αυτή του αργιλίου, περίπου 0.02 µμ, και η περιοχή του ph που συναντάται η ελάχιστη αυτή διαλυτότητα είναι ευρύτερη από αυτή του αργιλίου. Έτσι, τα άλατα του σιδήρου έχουν το πλεονέκτηµα να είναι αποδοτικά σε ένα µεγαλύτερο εύρος τιµών του ph. Εποµένως, κατά την επεξεργασία αποβλήτων, στην περίπτωση που χρησιµοποιηθεί κροκιδωτικό άλατος αργιλίου, θα πρέπει ίσως να ρυθµιστεί το ph (Duan and Gregory, 2002). Η περιοχή τιµών του ph στην οποία ευνοείται η επικράτηση ενός συγκεκριµένου µηχανισµού κροκίδωσης είναι συνάρτηση και της δόσης του κροκιδωτικού. Στο Σχήµα 2.2, φαίνεται πως στις συνήθεις συνθήκες κροκίδωσης, δηλαδή για δόσεις του κροκιδωτικού στην περιοχή τιµών 0.1 εώς 1.5 mmol Al +3 /L και ph 5 8, επιτυγχάνεται κροκίδωση µέσω των µηχανισµών εγκλωβισµού σε ίζηµα και προσρόφησης των συµπλόκων του αργιλίου στην επιφάνεια των κολλοειδών ( sweep flocculation ) (Gregory and Duan, 2001, Duan and Gregory, 2003).

47 2. Θεωρητικό Μέρος 24 Ολική συγκέντρωση Αl 3+ (mol/l) Επανασταθεροποίηση Αποσταθεροποίηση λόγω προσρόφησης Αποµάκρυνση λόγω παγίδευσης σωµατιδίων Αποσταθεροποίηση λόγω προσρόφησης και παγίδευσης σωµατιδίων Μονοµερή προϊόντα υδρόλυσης Συγκέντρωση Al 2 (SO 4 ) H 2 O (mg/l) ph διαλύµατος έπειτα από την προσθήκη του κροκιδωτικού Σχήµα 2.2 ιάγραµµα ισορροπίας και µηχανισµοί κροκίδωσης κολλοειδών µε αργίλιο (Stumm and O Melia, 1968). Γενικότερα, οι παράγοντες που επηρεάζουν την απόδοση της κροκίδωσης είναι (Gregory and Duan, 2001, Metcalf and Eddy, 2003): Η δόση του κροκιδωτικού. Το ph στο οποίο λαµβάνει χώρα η κροκίδωση. Η συγκέντρωση των κολλοειδών σωµατιδίων (ή η θολότητα του νερού). Η ύπαρξη άλλων ιόντων και κυρίως φυσικών οργανικών ουσιών. Φυσικές παράµετροι, όπως για παράδειγµα ο ρυθµός ανάδευσης. Ειδικά για το ph θα πρέπει να αναφερθεί ότι επηρεάζει όχι µόνο τις υδρολυτικές αντιδράσεις των µεταλλικών ιόντων του κροκιδωτικού, αλλά και τα φορτία στην επιφάνεια των κολλοειδών (Gregory and Duan, 2001).

48 2. Θεωρητικό Μέρος ε Προ-υδρόλυση κροκιδωτικών Η διασαφήνιση των υδρολυτικών δράσεων κατά την προσθήκη ανόργανων µεταλλικών αλάτων στο νερό, οδήγησε στην εφαρµογή προ-υδρολυµένων κροκιδωτικών αργιλίου και σιδήρου. Τελικά τα προϊόντα υδρόλυσης, και όχι τα ιόντα αλουµινίου ή σιδήρου προκαλούν αποσταθεροποίηση των κολλοειδών, µέσω της ηλεκτρικής ουδετερότητας που επιφέρουν. Τα προ-υδρολυµένα κροκιδωτικά αργιλίου εµφανίζουν αυξηµένες αποδόσεις στην κροκίδωση του πόσιµου νερού χρησιµοποιώντας χαµηλότερες δόσεις κροκιδωτικών. Η παρασκευή και χρήση προ-υδρολυµένων κροκιδωτικών αργιλίου (σε αντιδιαστολή µε τα κροκιδωτικά σιδήρου) οφείλεται σε οικονοµικούς λόγους (Βλάχος, 1995), αν και τελευταία το ενδιαφέρον στρέφεται και προς την παρασκευή προ-υδρολυµένων κροκιδωτικών σιδήρου. Άλλωστε, διαρκώς αυξάνεται η ανησυχία για πιθανά προβλήµατα που µπορεί να προκαλέσει το υπολειµµατικό διαλυµένο αργίλιο. Μελέτες δείχνουν ότι η δηλητηριώδης επίδραση των όξινων νερών στα ψάρια εµφανίζεται λόγω της διάλυσης θεϊικού αργιλίου από το έδαφος και ελεύθερου κατιόντος Al +3, που εµφανίζεται λόγω χαµηλού ph. Επίσης, το υδροξείδιο του αργιλίου, που σχηµατίζεται σε περιοχή ph γύρω από το 7, δηµιουργεί ίζηµα σε µορφή ζελέ ερχόµενο σε επαφή µε τα λιγότερο όξινα βράγχια του ψαριού. Το ζελέ αυτό εµποδίζει την είσοδο οξυγόνου στα ψάρια από το νερό και τα ψάρια πεθαίνουν από ασφυξία. (Baird, 1995). Ο προ-πολυµερισµός των µεταλλικών αλάτων γίνεται για να ενισχύσει το µηχανισµό ανταλλαγής φορτίων κατά την αποσταθεροποίηση των κολλοειδών, ως συνέπεια της επιβράδυνσης της υδρόλυσης του µεταλλικού άλατος (Jiang et al.,1993). Ο πολυµερισµός επιτυγχάνεται µε ελεγχόµενη υδρόλυση του διαλύµατος του µεταλλικού άλατος. Η βασικότητα του πολυµερισµένου κροκιδωτικού εκφράζει το βαθµό προ-υδρόλυσης, Β=[OH - /Me +3 ] (Ratnaweera et al., 1992; Jiang et al.,1993). Αύξηση του βαθµού προυδρόλυσης σηµαίνει και αύξηση της πιθανότητας για σχηµατισµό µεγάλου µεγέθους πολυµερών. Ο βαθµός προ-υδρόλυσης είναι παράλληλα και ένδειξη της σταθερότητας των διαλυµάτων που προκύπτουν. Έρευνα που αφορά στη σύγκριση των κροκιδωτικών Al 2 (SO 4 ) 3 (ή Alum), AlCl 3, FeCl 3 µε και χωρίς προ-υδρόλυση αποδεικνύει πως το θετικό φορτίο των προϊόντων υδρόλυσης στην περίπτωση των αλάτων αργιλίου είναι µεγαλύτερο από αυτό των αλάτων σιδήρου (Tang and Stumm, 1987). Έτσι, τα πολυµερή άλατα αργιλίου ουδετεροποιούν το αρνητικό επιφανειακό φορτίο των κολλοειδών µε µικρότερες δόσεις, ενώ µε αύξηση της δόσης

49 2. Θεωρητικό Μέρος 26 εµφανίζεται επανασταθεροποίηση των κολλοειδών και εποµένως αναποτελεσµατική κροκίδωση. Προ-υδρόλυση του FeCl 3 διατήρησε την ικανότητα για αποµάκρυνση της θολότητας ακόµα και µετά την επανασταθεροποίηση που µπορεί να συµβεί σε υψηλότερες δόσεις. Τα χαρακτηριστικά αυτά αποδίδονται στο χαρακτήρα των αλάτων σιδήρου για πιο ελεγχόµενη υδρόλυση από ότι τα αργιλικά άλατα, καθώς κάτω από τις ίδιες συνθήκες τα προϊόντα υδρόλυσης των αλάτων του σιδήρου εµφανίζουν χαµηλότερη πυκνότητα φορτίων και υψηλότερη ικανότητα για δεσµούς. Ανάµεσα σε βαθµούς προ-υδρόλυσης Β=0.0 και Β=2.3, πιο αποδοτική αποδεικνύεται η κροκίδωση όταν Β=0.5 και Β=1.0. Σε αυτούς τους βαθµούς προ-υδρόλυσης το µεγαλύτερο µέρος των προϊόντων αποτελείται από υψηλά θετικά φορτισµένα πολυµερή, που ουδετεροποιούν καλύτερα τα αρνητικά φορτισµένα σωµατίδια (κολλοειδή) (Tang and Stumm, 1987). Το πιο γνωστό πολυπυρηνικό προϊόν υδρόλυσης αλάτων του αργιλίου είναι το 7+ Al 13 O 4 (OH) 24 ή πιο απλά το Al 13, το οποίο σχηµατίζεται µε την ελεγχόµενη εξουδετέρωση διαλυµάτων αλάτων του αργιλίου, ή µε άλλες µεθόδους (π.χ. ηλεκτροχηµικές) (Metcalf and Eddy, 1991, Asano, 1998). Αυτό το πολυπυρηνικό προϊόν που περιέχει 13 άτοµα αργιλίου έχει τη λεγόµενη δοµή keggin και αποτελείται από µια κεντρική τετραεδρική µονάδα AlO 5-4, η οποία περιβάλλεται από 12 οκτάεδρα Al (Gregory and Duan, 2001). Το προϊόν αυτό µπορεί να διατηρηθεί σταθερό σε υδατικά διαλύµατα για αρκετά µεγάλο χρονικό διάστηµα. Έχουν προταθεί και άλλα προϊόντα υδρόλυσης, όπως είναι το οκταµερές Al 8 (OH) 4+ 20, για τα οποία όµως δεν αποδεικνύεται άµεσα ότι µπορούν να παραχθούν σε µεγάλες ποσότητες. Επιπλέον, ορισµένες πρόσφατες προκαταρκτικές µελέτες έχουν δείξει ότι η παραγωγή σύνθετων υλικών (π.χ. ανόργανα πολυµερισµένα άλατα αργιλίου µε πυριτικά ή οργανικούς πολυηλεκτρολύτες) είναι εφικτή (Gao et al., 2002). Συγκεκριµένα, τα αντιδραστήρια PASiCl παρουσιάζουν βελτιωµένη ικανότητα συσσωµάτωσης των κολλοειδών συστατικών και των µικροµερών στερεών, µειονεκτούν όµως στην ικανότητα εξουδετέρωσης του επιφανειακού φορτίου. Γενικά, προκύπτει ότι η απόδοση της κροκίδωσης µε χρήση νέων προϊόντων βελτιώνεται αρκετά, ωστόσο η παραγωγή τους είναι σε πρώιµο στάδιο (Gao et al., 2002).

50 2. Θεωρητικό Μέρος στ Κροκίδωση µε οργανικούς πολυηλεκτρολύτες Τα αντιδραστήρια αυτά είναι πολυµερείς οργανικές ενώσεις και µπορούν να χρησιµοποιηθούν είτε σαν αποσταθεροποιητικά κροκιδωτικά είτε θροµβωτικά. Έχουν σχεδιαστεί για να παρουσιάζουν ισχυρές ελκτικές δυνάµεις µε τις επιφάνειες των στερεών. Εποµένως, προσροφώνται ισχυρά και µη-αντιστρεπτά στις επιφάνειες των αποσταθεροποιηµένων µικροκροκίδων, τις οποίες «γεφυρώνουν», προκαλώντας µεγάλη αύξηση στο µέγεθός τους. Τα πολυµερή που χρησιµοποιούνται στην κροκίδωση είναι γραµµικά οµοπολυµερή υλικά, συνήθως αρκετά υψηλού µοριακού βάρους (Duan and Gregory, 2003). Μπορεί να είναι µη ιοντικά πολυµερή, αλλά συχνότερα χρησιµοποιούνται αυτά που φέρουν στην αλυσίδα τους ιοντικές οµάδες (π.χ. καρβοξυλικές, αµινικές, σουλφονικές) και για αυτό ονοµάζονται πολυηλεκτρολύτες (κατιοντικοί ή ανιοντικοί) (Duan and Gregory, 2003). Στην πράξη όµως µε τον όρο πολυηλεκτρολύτες συµπεριλαµβάνονται και τα µη-ιοντικά πολυµερή. Μερικά είδη πολυηλεκτρολυτών είναι τα φυσικά πολυµερή, όπως η ζελατίνη, τα οποία χρησιµοποιούνται ακόµα σε συγκεκριµένες εφαρµογές. Ωστόσο, τα περισσότερο χρησιµοποιούµενα πολυµερή είναι τα συνθετικά, όπως (Metcalf and Eddy, 2003): Μη-ιοντικά: πολυακρυλαµίδιο και πολυαιθυλενοξείδιο. Ανιοντικά: πολυακρυλικό νάτριο και το άλας του θειικού πολυστυρενίου µε νάτριο. Κατιοντικά: πολυαιθυλενο-αµίνη και το βρωµίδιο της πολυβινυλοπυριδίνης. Πρακτικά προβλήµατα που προκύπτουν µε τη χρήση των πολυηλεκτρολυτών κατά τη διεργασία της κροκίδωσης είναι το υψηλό µοριακό τους βάρος, το οποίο δυσκολεύει τη διάλυσή τους, ενώ τα τελικά διαλύµατά τους είναι αρκετά ιξώδη ακόµα και µε µικρές συγκεντρώσεις. Συνεπώς, η ισχυρή ανάδευση είναι απαραίτητη για τη διάλυση των πολυµερών, όµως υπάρχει ο κίνδυνος της θραύσης των µακροµοριακών αλυσίδων τους. Επίσης, όταν οι πολυηλεκτρολύτες χρησιµοποιούνται στην κατεργασία νερού προς πόσιµο, πρέπει να δίνεται ιδιαίτερη προσοχή για την ενδεχόµενη τοξικότητά τους. Γενικά τα πολυµερή αυτά είναι ακίνδυνα, όµως κατά την παραγωγή τους µπορεί να παραµείνουν ίχνη υπολειµµατικών συγκεντρώσεων των µονοµερών ενώσεων που χρησιµοποιήθηκαν για την παρασκευή τους, όπως το ακρυλαµίδιο, τα οποία είναι επικίνδυνα για την ανθρώπινη υγεία.

51 2. Θεωρητικό Μέρος ζ Αποµάκρυνση φυσικοχηµικών συστατικών Τα ανόργανα σωµατίδια αποτελούν ένα σηµαντικό µέρος του συνόλου των σωµατιδίων στα νερά και τα απόβλητα. Όπως ήδη αναφέρθηκε, τα σωµατίδια αυτά είναι κυρίως οξείδια σιδήρου, αργιλίου, πυριτικά, ανθρακικά και άλλα µεταλλικά στοιχεία. Παρόλο που τα σωµατίδια είναι διαφορετικά και η σύστασή τους ποικίλλει, παρουσιάζουν παρόµοια ηλεκτροχηµική συµπεριφορά, αφού η επιφάνειά τους καλύπτεται κυρίως από υδροξυοµάδες (-ΟΗ). Ανάλογα µε το ph του διαλύµατος, οι οµάδες αυτές µπορεί να έχουν θετικό ή αρνητικό φορτίο. Ο µηχανισµός αποµάκρυνσής τους µε κροκίδωση βασίζεται στην εξουδετέρωση του επιφανειακού φορτίου, και η απαιτούµενη δόση του κροκιδωτικού µπορεί να υπολογιστεί στοιχειοµετρικά. Για παράδειγµα, σε απόβλητο µε συγκέντρωση στερεών 10 mg/l και αρνητικό φορτίο ίσο προς 0.5 µeq/mg, θα έχει απαίτηση φορτίου 5 µeq/l. Στα απόβλητα και το επιφανειακό νερό υπάρχουν και διαλυµένες οργανικές ουσίες, οι οποίες πρέπει να αποµακρυνθούν διότι του προσδίδουν ανεπιθύµητο χρώµα και ορισµένα συστατικά τους µπορούν να σχηµατίσουν καρκινογενείς ουσίες κατά την απολύµανση. Το φυσικό οργανικό φορτίο αποτελείται από πολλά οργανικά παράγωγα, όπως πρωτεΐνες, υδατάνθρακες, άµινο-οξέα, οργανικά οξέα, φαινόλες και πολλά άλλα. Οι επονοµαζόµενες χουµικές ουσίες είναι τα κύρια συστατικά της υδρόβιας οργανικής ύλης. Ο όρος χουµικό οξύ καλύπτει ένα εύρος περίπλοκων οργανικών υλικών, τα οποία υπάρχουν στο έδαφος και στο υδάτινο περιβάλλον και θεωρείται ότι προέρχονται από την αποσύνθεση των φυτών και από τα υπολείµµατα των ζώων. Το µοριακό βάρος των χουµικών οξέων ποικίλλει από µερικές εκατοντάδες έως και Οι χουµικές ουσίες µπορεί να θεωρηθούν σα φυσικοί ανιοντικοί πολυηλεκτρολύτες µιας σχετικά ακαθόριστης δοµής. Οι λειτουργικές οµάδες που απαντώνται στις χουµικές ουσίες περιλαµβάνουν καρβοξυλικές, φαινολικές οµάδες και µία δοµή τυχαίας συµπύκνωσης αρωµατικών δακτυλίων (Stevenson, 1982). Μία υποθετική δοµή απεικονίζεται στο Σχήµα 2.3.

52 2. Θεωρητικό Μέρος 29 Οµάδα υδροξυ-οξέος Οµάδα αλειφατικού δικαρβοξυλικού οξέος Φαινολική οµάδα Οµάδα αρωµατικού δικαρβοξυλικού οξέος Οµάδα αρωµατικού οξέος Οµάδα αλειφατικού οξέος Σχήµα 2.3: Υποθετική µοριακή δοµή του χουµικού οξέος (Stevenson, 1982). Λόγω του ιονισµού των καρβοξυλικών οµάδων, οι χουµικές ουσίες σε τιµές ph υψηλότερες του τέσσερα εµφανίζουν αρνητικό φορτίο και είναι σε διαλυτή µορφή υπό αυτές τις συνθήκες. Υδρόφοβα µόρια προσροφώνται στις χουµικές ενώσεις, αυξάνοντας µε αυτόν τον τρόπο τη σταθερότητά τους, οπότε απαιτούνται υψηλότερες δόσεις κροκιδωτικού για την αποσταθεροποίησή τους. Στην πραγµατικότητα, για νερό µε υψηλές συγκεντρώσεις οργανικού φορτίου, υπάρχει µία στοιχειοµετρική σχέση µεταξύ του οργανικού περιεχοµένου (συχνά µετρούµενου ως διαλυµένου οργανικού άνθρακα, DOC) και της απαιτούµενης δόσης του κροκιδωτικού. Υπάρχουν δύο πιθανοί µηχανισµοί για την αποµάκρυνση των χουµικών ουσιών από τα υδρολυµένα µεταλλικά κροκιδωτικά (Duan and Gregory, 2003): Γεφύρωση των µεταλλικών ειδών µε τις ανιοντικές πλευρές των χουµικών ουσιών, προκαλώντας έτσι την ουδετεροποίηση του φορτίου τους και δίνοντας µια µειωµένη διαλυτότητα. Για µεγάλα µόρια, αυτό µπορεί να οδηγήσει στην ιζηµατοποίηση του συγκροτήµατος µετάλλου-χουµικής ουσίας, σχηµατίζοντας έτσι µόρια που µπορούν να αποµακρυνθούν µέσω της καθίζησης ή διήθησης. Προσρόφηση των χουµικών ουσιών σε ένα άµορφο ίζηµα υδροξειδίου του µετάλλου. Για τιµές ph 5-6, οι χουµικές ουσίες είναι αρνητικά φορτισµένες και τα υδροξείδια των µετάλλων αργιλίου και σιδήρου είναι θετικά φορτισµένα, οπότε µπορεί να συµβεί ισχυρή απορρόφηση και µερική εξουδετέρωση του φορτίου. Η

53 2. Θεωρητικό Μέρος 30 προσχηµατισµένη κροκίδα χλωριούχου σιδήρου έχει βρεθεί ότι είναι καλό µέσο απορρόφησης χουµικών ουσιών. Η αποµάκρυνση των χουµικών ουσιών µέσω της κροκίδωσης µπορεί να εκτιµηθεί ικανοποιητικά µε τη µέτρηση της µείωσης της UV απορρόφησης στα 254 nm (Duan and Gregory, 2003). Η χηµική συγγένεια του ιόντος αργιλίου µε άλλα ιόντα που πιθανόν βρίσκονται στο υπό επεξεργασία νερό και οι ανταγωνιστικές δράσεις των ιόντων αυτών για σχηµατισµό συµπλόκων ενώσεων µε αργίλιο επηρεάζουν σε µεγάλο βαθµό τη δόση του κροκιδωτικού που χρησιµοποιείται, ώστε να επιτευχθεί η βέλτιστη αποσταθεροποίηση των κολλοειδών. Η σχετική ευαισθησία των διαφόρων ιόντων για αντιδράσεις µε το αλουµίνιο όπως αναφέρεται από τον Fiessinger (1976), είναι: OH - >F - >PO -3 4 >SO -2 4 >Cl - - >NO 3 Η περιεκτικότητα των επεξεργασµένων αστικών αποβλήτων σε διαλυτό φώσφορο έχει αποδειχτεί βασικός παράγοντας στη διεργασία της κροκίδωσης, εξαιτίας της χηµικής συγγένειας του φωσφόρου µε τα τρισθενή µεταλλικά ιόντα των κροκιδωτικών και την τάση του να σχηµατίζει σύµπλοκα µε τα προϊόντα της υδρόλυσης των µεταλλικών αλάτων (Diamadopoulos and Vlachos, 1995). Για την αποµάκρυνση του φωσφόρου έχουν προταθεί δύο βασικοί µηχανισµοί (Sigg and Stumm, 1981). Σύµφωνα µε τον πρώτο µηχανισµό σχηµατίζονται τριµερή σύµπλοκα µεταλλικού ιόντοςυδροξειδίου-φωσφόρου, τα οποία είναι συνήθως αρνητικά φορτισµένα στην περιοχή ουδέτερου ph. Για επιτυχή αποµάκρυνση του φωσφόρου τα συµπλέγµατα αυτά πρέπει να προσροφηθούν πάνω σε θετικά φορτισµένα προϊόντα της υδρόλυσης του κροκιδωτικού ή να δράσουν ως κέντρα κατακρήµνισης για τα προϊόντα της υδρόλυσης του κροκιδωτικού. Η αποµάκρυνση του φωσφόρου µε το µηχανισµό αυτό απαιτεί κατανάλωση κροκιδωτικού για το σχηµατισµό των τριµερών συµπλόκων, επιπρόσθετα της κατανάλωσης για αποσταθεροποίηση των κολλοειδών. Ο δεύτερος µηχανισµός υποθέτει προσρόφηση των ιόντων φωσφόρου που δεν έχουν σχηµατίσει σύµπλοκα µε το κροκιδωτικό πάνω στα προϊόντα της υδρόλυσης. Σε δοκιµές αποµάκρυνσης του διαλυτού φωσφόρου µε προ-υδρολυµένα άλατα του αργιλίου, βρέθηκε πως αύξηση του βαθµού προ-υδρόλυσης µειώνει το ποσοστό

54 2. Θεωρητικό Μέρος 31 αποµάκρυνσής του εξαιτίας της ανταγωνιστικής δράσης του αλουµινίου για σχηµατισµό µικρού και µεσαίου µεγέθους πολυµερών προϊόντων υδρόλυσης. Το ιόν αργιλίου έχει µεγαλύτερη χηµική συγγένεια µε τα υδροξυλιόντα από ότι µε τα φωσφορικά ιόντα, οπότε ευνοούνται οι απευθείας αντιδράσεις Al +3 µε OH -. Σε χαµηλούς βαθµούς προ-υδρόλυσης τα φωσφορικά ιόντα αποµακρύνονται µέσω του σχηµατισµού τριµερών συµπλόκων αλουµινίου-υδροξειδίου-φωσφόρου, ενώ σε υψηλούς βαθµούς προ-υδρόλυσης ο µηχανισµός που ελέγχει την αποµάκρυνση του φωσφόρου είναι η προσρόφησή τους στα προϊόντα υδρόλυσης. (Βλάχος, 1995). Τα νιτρικά ιόντα, σε αντίθεση µε τα φωσφορικά, εµφανίζουν πολύ µικρή τάση να συνενωθούν µε τα µεταλλικά ιόντα. Έτσι, δεν παρατηρείται σηµαντική αποµάκρυνσή τους κατά την κροκίδωση των αποβλήτων. Ωστόσο, τα ιόντα Cl -, SO -2 4 αποµακρύνονται περισσότερο από τα απόβλητα, ιδιαίτερα µε χρήση κροκιδωτικών που έχουν ως βάση το αργίλιο (Duan and Gregory, 2003) η Επίδραση της κροκίδωσης στην τοξικότητα αποβλήτων και νερού. Η επίδραση της επεξεργασίας της κροκίδωσης στην τοξικότητα των αποβλήτων ή του νερού δεν έχει σηµειωθεί στη διεθνή βιβλιογραφία. Οι έρευνες που έχουν γίνει αφορούν στην επίδραση της κροκίδωσης στην µεταλλαξιγόνο δράση του πόσιµου νερού (Zhang and Wang, 2000). Επιπλέον, µελέτες αναφέρονται στην τοξική επίδραση των κροκιδωτικών ουσιών σε οργανισµούς δείκτες, υποδεικνύοντας ενδεχόµενους κινδύνους από τη χρήση κροκιδωτικών σε υψηλές συγκεντρώσεις (που οδηγούν σε υψηλές υπολειµµατικές συγκεντρώσεις µετάλλων στο επεξεργασµένο νερό ή απόβλητο) (Poleo, 1995, Zhang and Wang, 2000, Zhang and Zhou, 2005). Η έρευνα για την τοξικότητα των κροκιδωτικών έχει επικεντρωθεί ιδιαίτερα στη µελέτη της επίδρασης του αργιλίου σε διάφορους οργανισµούς δείκτες (Gregory and Duan, 2001). Ο σίδηρος είναι αδιάλυτος σε ph περίπου 7, οπότε θεωρείται ότι δεν συναντάται στα υδατικά δείγµατα σε συγκεντρώσεις που προκαλούν τοξικότητα. Ωστόσο, έχει βρεθεί ότι ο σίδηρος σε συγκέντρωση 16 mg Fe 3+ /L προκαλεί 50% ακινητοποίηση στον οργανισµό D. magna (Sorvari and Sillanpaa, 1996). Το αργίλιο θεωρούνταν επίσης µη τοξικό πριν από περίπου 10 χρόνια (Poleo, 1995, Sauvant et al., 1999). Ωστόσο, έχει βρεθεί ότι προκαλεί άµεση τοξικότητα στα ψάρια του γλυκού νερού και ότι η συσσώρευσή του σε ένα υδάτινο

55 2. Θεωρητικό Μέρος 32 οικοσύστηµα µπορεί να είναι επικίνδυνη για τους υδρόβιους οργανισµούς (Poleo, 1995). Γενικά, το αργίλιο αναστέλλει τη λειτουργία αναπνοής στα βράγχια µε τον εξής µηχανισµό: τα θετικά φορτισµένα υδροξείδια του αργιλίου, που σχηµατίζονται ως προϊόντα της υδρόλυσής του, συνδέονται µε ηλεκτροστατικές δυνάµεις µε τα αρνητικά φορτισµένα κέντρα στην επιφάνεια των βραγχίων (π.χ. µε φωσφολιπίδια της κυτταρικής µεµβράνης). Έτσι, η βιοσυσσώρευση του αργιλίου στην επιφάνεια των βραγχίων επιφέρει τελικά ασφυξία και θανάτωση των ψαριών (Poleo, 1995, Sauvant et al., 1999). Επιπλέον, η τοξική επίδραση στα βράγχια των ψαριών είναι ισχυρότερη στην περίπτωση πολυµερισµού του αργιλίου, επειδή τα προϊόντα του πολυµερισµού έχουν υψηλότερο θετικό φορτίο και προσβάλλουν δραστικότερα τη λειτουργία της αναπνοής (Poleo, 1995). Επιπλέον, τα αποτελέσµατα µελετών σχετικά µε την επίδραση υδατικών διαλυµάτων των κροκιδωτικών AlCl 3 και PACl σε λαχανικά Raphanus sativus και Brassica chinesis, έδειξαν ότι το αργίλιο ήταν περισσότερο τοξικό µε τη µορφή PACl (προ-υδρολυµένο κροκιδωτικό του θειικού αργιλίου) (Zhang and Zhou, 2005). Αναφορικά µε την τοξικότητα των θροµβωτικών, οι Rowland et al. (2000), βρήκαν ότι η χρήση κατιοντικών θροµβωτικών κατά την κροκίδωση αστικών αποβλήτων µπορεί να προκαλέσει τοξικότητα στον οργανισµό Ceriodaphnia dubia. Από την άλλη, η χρήση ανιοντικών θροµβωτικών, που χρησιµοποιούνται κυρίως για την αποµάκρυνση των υπολειµµατικών ποσοτήτων των µεταλλικών ιόντων, θεωρείται ότι δεν προκαλούν τοξικότητα στους υδρόβιους οργανισµούς, λόγω του οµώνυµου φορτίου τους µε αυτό των συστατικών που βρίσκονται στην κυτταρική µεµβράνη των οργανισµών (Ebeling et al., 2005). Η επίδραση των µεθόδων επεξεργασίας, κι ιδιαίτερα της κροκίδωσης και οζονισµού, στην µεταλλαξιγένεση νερών και αποβλήτων έχει µελετηθεί σε µικρότερο βαθµό. Οι Flanagan and Allen (1981), βρήκαν ότι η κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) 3 προκάλεσε µείωση της µεταλλαξιγόνου δράσης δειγµάτων επιφανειακού νερού. Σε παρόµοια αποτελέσµατα κατέληξαν και οι Van Hoof et al.(1985), ενώ οι Zhang and Wang (2000) παρατήρησαν αύξηση της µεταλλαξιγένεσης του νερού στο στέλεχος ΤΑ98, έπειτα από κροκίδωση µε Al 2 (SO 4 ) 3 ή FeCl 3. Μεγαλύτερη αύξηση καταγράφηκε έπειτα από τη χρήση του FeCl 3, ωστόσο και στις δύο περιπτώσεις θεωρήθηκε ότι σηµαντικός παράγοντας για την µεταλλαξιγένεση αποτέλεσε η αλληλεπίδραση µεταξύ των χουµικών ενώσεων και των οργανικών ρύπων. Οι χουµικές ενώσεις, οι οποίες έχουν πολύπλοκη δοµή, διαθέτουν υδρόφοβες θέσεις για το σχηµατισµό συµπλόκων µε οργανικές ουσίες. Οι ερευνητές θεώρησαν ότι τα σύµπλοκα διασπάστηκαν κατά την αλληλεπίδραση των κροκιδωτικών µε τις χουµικές (ή/ και φουλβικές) ενώσεις, προκαλώντας την απελευθέρωση των οργανικών

56 2. Θεωρητικό Μέρος 33 ρύπων και τη µεταβολή της µεταλλαξιγόνου δράσης του επεξεργασµένου νερού. Επιπλέον, για την περίπτωση του FeCl 3, υποτέθηκε ότι έλαβε χώρα ένας ακόµη µηχανισµός: ιόντα Fe 3+ προκάλεσαν την οξείδωση της υδροξυλικής οµάδας (που βρίσκεται σε βενζολικούς δακτυλίους) του οργανικού υλικού προς ελεύθερες ρίζες ηµι-κινόνων (semi-quinones) (Zhang and Wang, 2000). Προς την ίδια κατηγορία ενώσεων πιθανόν οδήγησε και η αντίδραση αναγωγής των παραγόµενων ιόντων Fe 2+ µε τις κινόνες. Οι ερευνητές λοιπόν, θεώρησαν ότι οι παραγόµενες ελεύθερες ρίζες οδήγησαν στο σχηµατισµό υπεροξειδίων, όπως H 2 O 2, τα οποία προκαλούν µεταλλάξεις στο DNA των βακτηρίων (Zhang and Wang, 2000). Ο πρώτος µηχανισµός, που θεωρούσε την απελευθέρωση οργανικών (πιθανώς µεταλλαξιγόνων) ουσιών κατά το σχηµατισµό σταθερών συµπλόκων φουλβικών-µετάλλου κροκιδωτικού, δέχτηκε την κριτική των Rebhun and Laor (2000). Οι τελευταίοι, υποστήριξαν ότι τα σύµπλοκα των φουλβικών και των υδρόφοβων οργανικών ενώσεων ΡΑΗ (πολυ-αρωµατικών υδρογονανθράκων) είναι αρκετά σταθερά και δεν αποσταθεροποιούνται κατά την προσθήκη µετάλλων κροκιδωτικών, οπότε η απελευθέρωση των ενώσεων αυτών δε µπορεί να συµβεί (Rebhun and Laor, 2000). Σε απάντησή τους οι Zhang and Wang (2000), δέχτηκαν τη σταθερότητα των συµπλόκων φουλβικών-ραη, ωστόσο τόνισαν ότι η µελέτη τους δεν παρέπεµπε αποκλειστικά στην απελευθέρωση των PAH (που είναι υδρόφοβες ενώσεις και δηµιουργούν σύµπλοκα µέσω προσρόφησης), αλλά σε άλλες οργανικές ενώσεις, οι οποίες µπορεί να είναι λιγότερο υδρόφοβες ή/και να είναι ιοντικές ή να δηµιουργούν σύµπλοκα µε δεσµούς υδρογόνου. Σε κάθε περίπτωση όµως, λειτουργούν ανταγωνιστικά µε τα µέταλλα των κροκιδωτικών, οπότε σε κάποιες περιπτώσεις απελευθερώνονται, παραµένουν σε διαλυτή µορφή στα δείγµατα και προκαλούν υψηλότερη µεταλλαξιγένεση (Zhang and Wang, 2000) Επεξεργασία µε όζον Το όζον αποτελεί φυσικό συστατικό της ατµόσφαιρας. Το στρώµα του όζοντος που υπάρχει στα υψηλότερα στρώµατα της ατµόσφαιρας (στρατόσφαιρα) απορροφά την επιβλαβή για τον άνθρωπο υπεριώδη ηλιακή ακτινοβολία, ωστόσο είναι ένα ισχυρά τοξικό και οξειδωτικό αέριο.

57 2. Θεωρητικό Μέρος 34 Το µόριο του όζοντος περιέχει τρία άτοµα οξυγόνου και είναι πολύ δραστικό και ασταθές, µε µικρό χρόνο ηµι-ζωής πριν από την επαναφορά του στη µορφή του οξυγόνου. Εκτός από την αέρια µορφή µπορεί να υπάρξει και διαλυµένο στο νερό. Το όζον είναι από τους πιο ισχυρούς οξειδωτικούς παράγοντες µε ταχεία δράση. Μπορεί να χρησιµοποιηθεί στην επεξεργασία νερών και υγρών αποβλήτων, είτε σαν απολυµαντικό µέσο, είτε σαν οξειδωτικό µέσο για την οξείδωση ενός µεγάλου αριθµού ρύπων. Σαν οξειδωτικό µέσο θεωρείται περιβαλλοντικά ασφαλές, αφού σε κανονικές συνθήκες δεν σχηµατίζονται επιβλαβή παραπροϊόντα, ή τελικά προϊόντα, όπως π.χ. οι χλωριωµένες οργανικές ενώσεις που σχηµατίζονται κατά τη χλωρίωση. Ένα από τα σηµαντικά πλεονεκτήµατα της χηµικής οξείδωσης µε όζον είναι ότι δεν σχηµατίζονται δευτερογενή απόβλητα, όπως π.χ. κατά την επεξεργασία υγρών αποβλήτων µε τις διεργασίες της κροκίδωσης και της ενεργού ιλύος όπου παράγονται οι αντίστοιχες λάσπες. Το όζον µπορεί να παραχθεί τεχνητά στις γεννήτριες όζοντος µε τη χρήση ηλεκτρικού ρεύµατος. Ο σχηµατισµός του όζοντος επιτυγχάνεται µε την εφαρµογή ενός πεδίου ηλεκτρικής εκκένωσης, όπως στους οζονιστήρες τύπου στεµµατοειδούς εκκένωσης (corona discharge), ή µε υπεριώδη ακτινοβολία (οζονιστήρες τύπου UV) α Ιδιότητες και χηµική συµπεριφορά Το όζον ανακαλύφθηκε το 1840 από τον Christian Frederic Schonbein, ο οποίος παρατήρησε µια ιδιαίτερη οσµή κατά την ηλεκτρική εκκένωση και τα πειράµατα ηλεκτρόλυσης του νερού. Το τριοξυγόνο ή όζον είναι αέριο µε χαρακτηριστική οσµή και ελαφρά κυανίζον σε µεγάλο πάχος. Το µόριο του έχει γωνιακή δοµή µε γωνία 116.5º. Είναι ισχυρότατο οξειδωτικό µέσο (µόνο το F 2, το O και το F 2 O είναι περισσότερο οξειδωτικά από αυτό), και ως εκ τούτου προκαλεί οξειδώσεις, ενώ είναι ιδιαίτερα αποτελεσµατικό απολυµαντικό. Είναι ασταθές στο νερό και µετατρέπεται σε ιόντα ΟΗ -, τα οποία αντιδρούν γρήγορα µε πολλά συστατικά που είναι παρόντα στο νερό (Gottschalk et al., 2000). Είναι ευδιάλυτο στο νερό και η διαλυτότητα του, που ακολουθεί το νόµο του Henry, είναι 0.57 g/l στους 20 ºC, δηλαδή περίπου 10 φορές µεγαλύτερη από αυτή του οξυγόνου (Magara et al., 1995).

58 2. Θεωρητικό Μέρος 35 Το όζον είναι µια αλλοτροπική περισσότερο ενεργή µορφή του οξυγόνου, µε χηµικό τύπο Ο 3. Στην αέρια µορφή έχει µπλε χρώµα, στην υγρή µαύρο µπλε και στη στερεά µαύρο. Το σηµείο ζέσεως του είναι ºC και το σηµείο τήξης του ºC. Είναι 1.6 φορές βαρύτερο από τον αέρα, οπότε σε περιπτώσεις διαρροής όζοντος αυτό συγκεντρώνεται σε χαµηλά σηµεία. Η ειδική του µάζα σε 0 ºC και πίεση 1 atm είναι kg/m 3, ενώ η θερµότητα σχηµατισµού 1 mole σε σταθερό όγκο είναι 143 kj (34.2 kcal). Έχει µια χαρακτηριστική οσµή, η οποία το καθιστά ανιχνεύσιµο από την ανθρώπινη όσφρηση σε συγκεντρώσεις στον αέρα µεγαλύτερες από 2 mg/l (Μήτρακας, 2001) β Χρήσεις του όζοντος Eξαιτίας της µεγάλης οξειδωτικής και απολυµαντικής του ισχύος, oι εφαρµογές του όζοντος έχουν αυξηθεί σηµαντικά µετά το 1906, οπότε κατασκευάστηκε στη Νίκαια ο πρώτος σταθµός απολύµανσης µε όζον του πόσιµου νερού σε µεγάλη κλίµακα. Έκτοτε, το όζον χρησιµοποιείται για την επεξεργασία και την αποστείρωση υπογείων και επιφανειακών υδάτων, για αστικά και βιοµηχανικά απόβλητα, όπως επίσης σε πισίνες και συστήµατα κλιµατισµού κλειστών χώρων (Gottshcalk et al., 2000). Γενικά, το όζον χρησιµοποιείται στις παρακάτω εφαρµογές (Μητρακας, 2001): Aπολύµανση. Το όζον καταστρέφει τους παθογόνους µικροοργανισµούς (βακτήρια και ιούς), που απαντούν στο νερό. ρα πιο γρήγορα και πιο αποτελεσµατικά από τα άλλα απολυµαντικά. Συγκεντρώσεις mg/l είναι αρκετές για την παραγωγή νερού ελεύθερου από µικροοργανισµούς σε διάστηµα λίγων δευτερολέπτων. Μικροοργανισµοί ανθεκτικοί στο χλώριο, οι οποίοι οξειδώνονται και καταστρέφονται ταχύτατα από το όζον, είναι οι αµοιβάδες, οι κόκκοι, οι µύκητες, τα άλγη, τα σπόρια και οι κύστες. Αποµάκρυνση του χρώµατος των αποβλήτων. Αποµάκρυνση οργανικών υλικών. Το όζον οξειδώνει µερικώς τα οργανικά υλικά αλλά δεν µπορεί να προκαλέσει τη συσσωµάτωση των κολλοειδών σωµατιδίων. Αποµάκρυνση οσµών. Το όζον καταστρέφει την πλειοψηφία των ενώσεων που είναι υπεύθυνες για την ανεπιθύµητη γεύση και οσµή του νερού. Αποµάκρυνση οργανοφωσφορικών φυτοφαρµάκων, όπως είναι το παραθείο, το µαλαθείο και το µεθυλοπαραθείο, είναι δυνατή µε χρήση όµως ικανής συγκέντρωσης όζοντος.

59 2. Θεωρητικό Μέρος 36 Αποµάκρυνση αιωρούµενων στερεών γ Παραγωγή όζοντος Το όζον παράγεται µε πολλούς τρόπους, όπως από τον αέρα µε υπεριώδη ακτινοβολία, µε έντονη θέρµανση αέριου οξυγόνου ή σαν παραπροϊόν σε ηλεκτρολυτικές και χηµικές διεργασίες. Αυτές οι µέθοδοι όµως δεν έχουν τεχνικό ενδιαφέρον επειδή παράγουν µικρούς όγκους όζοντος σε µικρές συγκεντρώσεις. Το όζον είναι ιδιαίτερα ασταθές συστατικό, εποµένως θα πρέπει να παράγεται στο σηµείο που πρόκειται να χρησιµοποιηθεί (Gottschalk et al., 2000). Στον Πίνακα 2.5 παρουσιάζονται διάφορες µέθοδοι παραγωγής όζοντος: Πίνακας 2.5 Μέθοδοι παραγωγής όζοντος (Gottschalk et al., 2000). Μέθοδος Αρχή Πηγή Όζοντος Παρατηρήσεις λειτουργίας Ηλεκτρική Ηλ. Εκκένωση Αέρας ή Ο 2 Εργαστηριακής και βιοµηχανικής κλίµακας χρήση Ηλεκτροχηµική Ηλεκτρόλυση Νερό Εργαστηριακής και ηµιβιοµηχανικής κλίµακας Ραδιενέργεια Ακτίνες Χ ή γ Νερό Εργαστηριακή χρήση (υπερ-καθαρό) Θερµική Ιονισµός Νερό Εργαστηριακή χρήση Φωτοχηµική (λ<185nm) Ακτινοβολία Ο 2 ή πόσιµο νερό Νέα τεχνολογία Βιοµηχανικά το όζον παράγεται από καθαρό οξυγόνο ή µε την ενεργοποίηση του οξυγόνου του ατµοσφαιρικού αέρα σε ηλεκτρικό πεδίο (από οζονιστήρες µε ηλεκτρική εκκένωση), όπως φαίνεται στο Σχήµα 2.4. Για τη συνεχή παραγωγή όζοντος, το οξυγόνο ή ο αέρας κυκλοφορούν ανάµεσα σε δύο επίπεδες ή κοίλες αγώγιµες επιφάνειες ή ηλεκτρόδια, τα οποία χωρίζονται από ένα µικρού πλάτους διάστηµα οµοιόµορφου πάχους που λέγεται ζώνη εκκένωσης. Η µάζα του αερίου που κυκλοφορεί στη ζώνη εκκένωσης εκτίθεται σε υψηλής τάσης εναλλασσόµενο ηλεκτρικό πεδίο. Η εκλυόµενη υπεριώδης λάµψη καθιστά ορατή την ύπαρξη ηλεκτρικής εκκένωσης. Αν υπάρχει µόνο το οξυγόνο ή ο

60 2. Θεωρητικό Μέρος 37 αέρας ανάµεσα στα ηλεκτρόδια, δηµιουργείται ηλεκτρικό τόξο ισοδύναµο µε βραχυκύκλωµα, όταν το ηλεκτρικό πεδίο φθάσει τη διηλεκτρική ισχύ του αερίου στη συγκεκριµένη θερµοκρασία και πίεση. Αυτό αποφεύγεται εγκλείοντας το ένα ή και τα δύο ηλεκτρόδια µέσα σε ένα διηλεκτρικό υλικό, το οποίο καθιστά την εκκένωση οµοιόµορφη σε ολόκληρη την επιφάνεια των ηλεκτροδίων. υψηλής τάσης ηλεκτρόδιο κεραµικό διηλεκτρικό αέρας ηλεκτρική εκκένωση όζον ηλεκτρόδιο γείωσης Σχήµα 2.4 Παραγωγή όζοντος µε ηλεκτρική εκκένωση. Σύµφωνα µε τους Magara et al.(1995) οι αντιδράσεις που λαµβάνουν χώρα ανάµεσα στα ηλεκτρόδια είναι οι ακόλουθες : Ο 2 + e - O + O + e - (1) Ο 2 + e - Ο e - (2) O + Ο 2 + M Ο 3 + M (3) Ο Ο 2 Ο 3 + Ο (4) Ο 3 + Ο 2Ο 2 (5) O + O Ο 2 (6) Αποτέλεσµα της σύγκρουσης µεταξύ των ηλεκτρονίων και των µορίων οξυγόνου είναι η παραγωγή ατοµικού οξυγόνου (1) και διεγερµένου µοριακού οξυγόνου (2). Το όζον σχηµατίζεται από την αντίδραση µοριακού και ατοµικού οξυγόνου παρουσία του καταλύτη Μ (3) και από την αντίδραση µεταξύ µοριακού οξυγόνου και διεγερµένου µοριακού οξυγόνου (4). Η διάσπαση του όζοντος στον οζονιστήρα (5 και 6) ευνοείται σε υψηλές θερµοκρασίες οπότε απαιτείται χαµηλή θερµοκρασία στα ηλεκτρόδια έτσι ώστε η παραγωγή να είναι επαρκής και αποτελεσµατική. Η τελευταία επηρεάζεται και από την υγρασία, για το λόγο αυτό χρησιµοποιείται συνήθως και αποξηραντήρας αέρος. Η δηµιουργία ηλεκτρικού τόξου, η οποία εµποδίζει την παραγωγή όζοντος, µπορεί επίσης να αποφευχθεί µε την επεξεργασία του αέρα ή του οξυγόνου που χρησιµοποιείται για την βελτίωση των εξής τριών παραµέτρων:

61 2. Θεωρητικό Μέρος 38 Το αέριο πρέπει να είναι πολύ καθαρό και απαλλαγµένο από σκόνη, η οποία µεταφέροντας ηλεκτρικά φορτία ευνοεί τη δηµιουργία τόξου καταναλώνοντας πολλή ενέργεια και εµποδίζοντας τη σωστή συµπεριφορά των υλικών. Επίσης δεν πρέπει να περιέχει ίχνη ελαίων, τα οποία µπορούν να εναποτεθούν στις επιφάνειες. Το αέριο πρέπει να είναι πολύ ξηρό γιατί οι υδρατµοί ελαττώνουν τη διηλεκτρική ισχύ του ευνοώντας το σχηµατισµό τόξου. Επίσης παρουσία νερού τα οξείδια του αζώτου που προκύπτουν από την ηλεκτρική εκκένωση, ευνοούν τη δηµιουργία νιτρικού οξέος που φθείρει τον εξοπλισµό, εµποδίζει την παραγωγή όζοντος και είναι γενικά ανεπιθύµητο στο νερό που προορίζεται για πόσιµο. Το αέριο πρέπει να είναι σε θερµοκρασία κοντά ή κάτω από αυτήν του περιβάλλοντος, περίπου 20 ºC, για να παρεµποδιστεί η υπερθέρµανση που πιθανόν καταστρέφει την παραγωγή όζοντος. Η διαφορά δυναµικού που εφαρµόζεται στα ηλεκτρόδια εξαρτάται από το είδος και το πάχος του διηλεκτρικού υλικού και από την απόσταση της ζώνης εκκένωσης. Στην πράξη, η διαφορά δυναµικού κυµαίνεται ανάµεσα στα και 20000V. Για µια συγκεκριµένη τάση, η παραγωγή του όζοντος εξαρτάται από τη γεωµετρία του οζονιστήρα, τις διηλεκτρικές ιδιότητες του µονωτικού υλικού, την ξηρότητα του αέρα, την πίεση, την επιθυµητή συγκέντρωση του όζοντος στον αέρα ή το οξυγόνο, καθώς και από την θερµοκρασία του νερού ψύξης (Μήτρακας, 2001) δ ράση του όζοντος Το όζον δρα πάνω στα αιωρούµενα ή στα διαλυµένα σωµατίδια στο νερό µε άµεση ή έµµεση οξείδωση, µε οζονόλυση και µε κατάλυση. Οι διαφορετικές αυτές πορείες αντιδράσεων οδηγούν στο σχηµατισµό διαφορετικών προϊόντων οξείδωσης, που ελέγχονται από διαφορετικούς τύπους κινητικής. Στο Σχήµα 2.5 δίνονται συνοπτικά οι δράσεις του όζοντος.

62 2. Θεωρητικό Μέρος 39 Άµεση οξείδωση Έµµεση οξείδωση Έναρξη Αλυσιδωτές αντιδράσεις Τερµατισµός Σχήµα 2.5 Μηχανισµός του έµµεσου και άµεσου οζονισµού, όπου Μ: µικρορύπος, R: προϊόν αντίδρασης, S: αναστολέας (Gottschalk et al., 2000). Οι αντιδράσεις άµεσης οξείδωσης του όζοντος, οι οποίες προκύπτουν από τη δράση ενός ατόµου ενεργού οξυγόνου, είναι συνήθως ακαριαίες, καθώς το όζον έχει το µεγαλύτερο δυναµικό οξειδοαναγωγής από όλα τα οξειδωτικά µέσα που χρησιµοποιούνται στην επεξεργασία νερού. Το όζον παράγει επίσης αντιδράσεις έµµεσης οξείδωσης. Ένα µέρος του όζοντος που διαλύεται στο νερό διασπάται και σχηµατίζει ελεύθερες ρίζες (ΗΟ ο ), οι οποίες αντιδρούν πολύ γρήγορα και οξειδώνουν οργανικές και ανόργανες ενώσεις στο νερό. Η διάσπαση αυτή του όζοντος επιταχύνεται σε υψηλές τιµές ph, οι οποίες ευνοούν το σχηµατισµό των ελευθέρων ριζών. Το όζον δρα επίσης διαµέσου της οζονόλυσης, παρεµβάλλοντας δηλαδή όλο το µόριό του σε άτοµα που συνδέονται µε πολλαπλούς δεσµούς, µε αποτέλεσµα να παράγονται δύο απλούστερα µόρια µε διαφορετικά χαρακτηριστικά και ιδιότητες από το αρχικό, κατά την αντίδραση: R C C R+ O R C OH (7) H2O 3 2

63 2. Θεωρητικό Μέρος 40 Το όζον τέλος µπορεί να καταλύσει και να επιταχύνει ορισµένες αντιδράσεις οξείδωσης. Ένα από τα µεγαλύτερα πλεονεκτήµατα του είναι ότι διασπάται δίνοντας οξυγόνο στο νερό, γεγονός κατά κανόνα ευπρόσδεκτο. Έτσι, αποτελεί ένα µέσο απολύµανσης που δεν έχει ανεπιθύµητες επιδράσεις στη γεύση, την οσµή και την εµφάνιση του νερού (Mήτρακας, 2001). Oι δύο µηχανισµοί της δράσης του όζοντος, η έµµεση και άµεση αντίδραση παρουσιάζονται παρακάτω: Έµµεση αντίδραση Η έµµεση πορεία αντιδράσεων περιλαµβάνει το σχηµατισµό ελευθέρων ριζών. Το πρώτο βήµα είναι η διάσπαση (decay) του όζοντος, η οποία επιταχύνεται από κατάλληλους εκκινητές (initiators), π.χ. ΟΗ, προς το σχηµατισµό δευτερογενών οξειδωτικών συστατικών, όπως (ΟΗº), που αντιδρούν µη-εκλεκτικά και ταχύτατα (k = Μ -1 s -1 ) µε τις διαλυµένες ενώσεις. Η πορεία των αντιδράσεων µε τις ρίζες είναι ιδιαίτερα πολύπλοκη και επηρεάζεται από πολλές ενώσεις. Ο µηχανισµός µπορεί να διαιρεθεί σε τρία διαφορετικά τµήµατα: στάδιο εκκίνησης, αλυσιδωτή αντίδραση ριζών, στάδιο τερµατισµού. Στάδιο εκκίνησης Η αντίδραση µεταξύ των ιόντων υδροξυλίου και του όζοντος οδηγεί στο σχηµατισµό µιας ανιοντικής υπεροξειδικής (superoxide) ρίζας Ο 2 º και µιας υδροϋπεροξειδικής (hydroperoxyl) ρίζας HO 2 º. O 3 + OH Ο 2 º + HO 2 º k 1 = 70 Μ -1 s -1 (8) Η ρίζα HO 2 º βρίσκεται σε ισορροπία οξέος-βάσης. HO 2 º Ο 2 º + Η + pk a = 4.8 (9) Αλυσιδωτή αντίδραση ριζών (radical chain) Η ρίζα Ο 3 º η οποία σχηµατίζεται από την αντίδραση ανάµεσα στο όζον και το ανιόν Ο 2 º διασπάται αµέσως προς µια ρίζα ΟΗº. O 3 + Ο 2 º O 3 º + Ο 2 k 2 = Μ -1 s -1 (10) HO 3 º Ο 3 º + Η + pk a = 6.2 (11) HO 3 º ΟHº + O 2 k 3 = Μ -1 s -1 (12) Αυτή η ρίζα ΟHº µπορεί να αντιδράσει µε το όζον µε τον παρακάτω τρόπο: OHº + O 3 HΟ 4 º k 4 = Μ -1 s -1 (13)

64 2. Θεωρητικό Μέρος 41 HΟ 4 º O 2 + HΟ 2 º k 5 = Μ -1 s -1 (14) Με την διάσπαση του HΟ 4 º προς οξυγόνο και HΟ 2 º η αλυσωτή αντίδραση µπορεί να αρχίσει ξανά (εξίσωση 1). Ενώσεις οι οποίες µετατρέπουν τις ΟHº σε Ο 2 º / HΟ 2 º προωθούν την αλυσωτή αντίδραση και ονοµάζονται προωθητές (promoters). Τα οργανικά µόρια (R) µπορούν να δράσουν και σαν προωθητές, αφού µερικά από αυτά περιέχουν λειτουργικές οµάδες, οι οποίες αντιδρούν µε ΟHº και σχηµατίζουν οργανικές ρίζες Rº. H 2 R + HΟº HRº + H 2 O (15) Mε την παρουσία του οξυγόνου µπορούν να σχηµατιστούν οργανικές υπεροξυ- ρίζες ROOº. Αυτές µπορούν να αντιδράσουν στη συνέχεια αποβάλλοντας Ο 2 º /HΟ 2 º και µε τον τρόπο αυτό ξαναµπαίνουν στην αλυσωτή αντίδραση. HRº + Ο 2 HRO 2 º (16) HRO 2 º R + HO 2 º (17) HRO 2 º RO + OHº (18) Οι ρίζες OHº είναι πολύ δραστικές και µη-εκλεκτικές, έχοντας έτσι πολύ µικρό χρόνο ηµιζωής, π.χ. 10 µs για αρχική συγκέντρωση 10-4 Μ. Λόγω των ηλεκτροφιλικών της ιδιοτήτων η ρίζα OHº αντιδρά µε το σηµείο που υπάρχει η µεγαλύτερη πυκνότητα ηλεκτρονίων του µορίου-στόχου. Στάδιο τερµατισµού Ορισµένες οργανικές και ανόργανες ενώσεις αντιδρούν µε τις ρίζες OHº και σχηµατίζουν δευτερογενείς ρίζες, οι οποίες δεν παράγουν Ο 2 º /HΟ 2 º. Αυτοί οι αναστολείς (inhibitors, or scavengers) τερµατίζουν την αλυσιδωτή αντίδραση και παρεµποδίζουν τη διάσπαση του όζοντος. OHº + CΟ 3 ΟH + CO 3 º k 6 = Μ -1 s -1 (19) OHº + HCΟ 3 ΟH + HCO 3 º k 7 = Μ -1 s -1 (20) Μια άλλη πιθανή αντίδραση τερµατισµού είναι η αντίδραση µεταξύ δύο ριζών: OHº + HO 2 º O 2 + H 2 Ο k 8 = Μ -1 s -1 (21) Ο συνδυασµός των εξισώσεων 1 έως 7 δείχνει ότι τρία µόρια όζοντος παράγουν δύο ρίζες: 3O 3 + ΟΗ + Η + 2ΟHº + 4O 2 (22)

65 2. Θεωρητικό Μέρος 42 Ορισµένες από τις ουσίες που εκκινούν ή τερµατίζουν την αλυσωτή αντίδραση παρουσιάζονται στον Πίνακα 2.6. Πίνακας 2.6 Τυπικοί εκκινητές, προωθητές και αναστολείς των αντιδράσεων οζονισµού. Εκκινητής Προωθητής Αναστολέας OH χουµικό οξύ HCΟ 3 /CΟ 32 H 2 Ο 2 /ΗΟ 2 αρυλ-r ΡΟ 34 Fe 2+ πρωτοταγείς και αλκυλ- R δευτεροταγείς αλκοόλες τετρα-βουτυλ-αλκοόλη (TBA) Τα φωσφορικά ιόντα αντιδρούν αργά µε τις ρίζες ΟHº, αλλά µπορούν να δράσουν ως αναστολείς όταν βρίσκονται σε τυπικές συγκεντρώσεις ρυθµιστικών διαλυµάτων (π.χ. 50 mm) (Stahelin and Hoigne, 1985). Η δράση του χουµικού οξέος είναι αντιφατική, δηλ. µπορεί να δράσει σαν προωθητής, αλλά και σαν αναστολέας, ανάλογα µε τη συγκέντρωσή του. Η τετρα-βουτυλ-αλκοόλη είναι κλασικός αναστολέας και δρα ακόµη και παρουσία προωθητών (Gottschalk et al., 2000). Τα όξινα ανθρακικά και ανθρακικά ιόντα παίζουν σηµαντικό ρόλο ως αναστολείς των ριζών σε φυσικά συστήµατα. Παρόλο που οι σταθερές των ρυθµών των αντιδράσεων είναι σχετικά χαµηλές, το εύρος των συγκεντρώσεων στα φυσικά συστήµατα είναι υψηλό και εποµένως η αντίδραση δεν µπορεί να αγνοηθεί. Σύµφωνα µε τις σταθερές των ρυθµών αντίδρασης τα ανθρακικά είναι πολύ πιο ισχυροί αναστολείς, από τα όξινα ανθρακικά. Με την προσθήκη ανθρακικών ιόντων ο χρόνος της ηµιζωής του όζοντος µπορεί να αυξηθεί. Ακόµη κι µερικά µmoles µειώνουν την διάσπαση του όζοντος κατά έναν παράγοντα 10, ή και περισσότερο. Με την αύξηση της συγκέντρωσης των όξινων ανθρακικών/ ανθρακικών έως 1.5 mm η σταθερότητα του όζοντος αυξάνεται, ενώ πάνω από αυτή την τιµή δεν παρατηρείται περαιτέρω σταθεροποίηση (Gottschalk et al., 2000). Άµεση αντίδραση Η άµεση οξείδωση των οργανικών ενώσεων από το όζον είναι µια εκλεκτική αντίδραση µε µικρές σταθερές ρυθµών αντίδρασης, τυπικά στο εύρος K d = M -1 s -1. To όζον αντιδρά µε τους ακόρεστους δεσµούς λόγω της διπολικής δοµής του και το αποτέλεσµα είναι η διάσπαση του δεσµού σύµφωνα µε τον µηχανισµό Criegee (Σχήµα 2.6). Το όζον αντιδρά αργά µε πολλούς ρύπους του νερού, όπως αλεικυκλικές ενώσεις που προσδίδουν γεύση και οσµή (π.χ γεωσµίνη ή ΤHMs) και µε αρωµατικές ενώσεις, όπως τα χλωριωµένα

66 2. Θεωρητικό Μέρος 43 βενζόλια. Το όζον αντιδρά ταχύτερα µε ορισµένους τύπους αρωµατικών ενώσεων, π.χ. αυτούς που περιέχουν υποκαταστάτες οι οποίοι φέρουν ηλεκτρόνια (υδροξυλοµάδες φαινολών). Εάν δεν υπάρχουν τέτοιοι υποκαταστάτες, τότε ο ρυθµός του οζονισµού είναι πολύ πιο αργός. Γενικά οι ιονισµένες µορφές των οργανικών ενώσεων αντιδρούν πολύ ταχύτερα από τις µη ιονισµένες µορφές. Σχήµα 2.6 Άµεση αντίδραση όζοντος σε υδατικά διαλύµατα (µηχανισµός Criegee) (Gottshalk et al.,2000). Γενικά ο άµεσος οζονισµός είναι σηµαντικός, εάν παρεµποδίζονται οι αντιδράσεις µε ρίζες. Κανονικά υπό όξινες συνθήκες (ph<4) υπερισχύει ο άµεσος οζονισµός, ενώ πάνω από ph=10 αλλάζει σε έµµεσο. Στα υπόγεια και επιφανειακά νερά µε ph 7 και οι δύο πορείες µπορεί να είναι σηµαντικές (Gottschalk et al., 2000). Οξείδωση µε όζον ανόργανων και οργανικών ενώσεων (Gottschalk et al., 2000) Η οξείδωση των ανόργανων ενώσεων µε όζον σε νερά και υγρά απόβλητα εφαρµόζεται σπάνια, διότι συνήθως υπάρχουν άλλες καταλληλότερες µέθοδοι (κροκίδωση, ιοντοεναλλαγή, κλπ). Ωστόσο, κατά την εφαρµογή του οζονισµού για την οξείδωση (αποµάκρυνση) των οργανικών ενώσεων, πολλές ανόργανες ενώσεις οξειδώνονται επίσης ως αποτέλεσµα της δευτερογενούς δράσης του όζοντος. Η πλειοψηφία των ρύπων οι οποίοι παρουσιάζουν προβλήµατα στα υγρά απόβλητα είναι κατά κανόνα οργανικές ενώσεις. Συνήθως απαιτείται να αποµακρυνθεί ένα µίγµα πολλών οργανικών ενώσεων οι οποίες βρίσκονται σε µια ευρεία κλίµακα συγκεντρώσεων (από mg έως g/l). Οι κύριοι στόχοι κατά την επεξεργασία υγρών αποβλήτων µε οζονισµό είναι: Μετατροπή τοξικών ενώσεων προς λιγότερο τοξικές (οι οποίες συνήθως βρίσκονται σε σχετικά χαµηλές συγκεντρώσεις).

67 2. Θεωρητικό Μέρος 44 Μερική οξείδωση του µη-βιοδιασπάσιµου τµήµατος του DOC, όπου εφαρµόζεται οζονισµός µε στόχο τη βελτίωση της απόδοσης της βιολογικής διεργασίας που ακολουθεί. Αποµάκρυνση του χρώµατος. Μείωση των επιπέδων DOC και TOC. Η αποµάκρυνση του χρώµατος και της UV-απορρόφησης επιτυγχάνεται και είναι αποτελεσµατική, λόγω των γρήγορων αντιδράσεων και των σχετικά µικρών απαιτήσεων για κατανάλωση όζοντος. Ο µηχανισµός της αντίδρασης είναι η απευθείας προσβολή των διπλών δεσµών άνθρακα σε αρωµατικά ή χρωµοφόρα µόρια, µε αποτέλεσµα τον αποχρωµατισµό των αποβλήτων λόγω σχηµατισµού προϊόντων, όπως είναι π.χ. τα αλειφατικά οξέα, οι κετόνες και οι αλδεΰδες. Συχνά, ενώ η πλήρης διάσπαση του DOC προς ανόργανα προϊόντα είναι τεχνικά εφικτή, κρίνεται µη- οικονοµική, οπότε προτείνονται συνδυασµοί του οζονισµού µε άλλες διεργασίες. Το κόστος για την ενέργεια και το οξυγόνο είναι οι πιο καθοριστικοί παράγοντες για την οικονοµικότητα της διεργασίας. Σήµερα, στις περισσότερες περιπτώσεις επεξεργασίας υγρών αποβλήτων ο οζονισµός αποτελεί ένα από τα στάδια σε ένα σύστηµα πολλών επιπέδων επεξεργασίας. Συστήµατα πλήρους κλίµακας χρησιµοποιούνται για την επεξεργασία υγρών αποβλήτων, όπως π.χ. διασταλλάζοντα υγρά από χώρους υγειονοµικής ταφής, υγρά απόβλητα από βιοµηχανίες χρωµάτων, φαρµάκων και παραγωγής χηµικών ουσιών. Οι κύριοι ρύποι που περιέχονται στα απόβλητα αυτά είναι µη-βιοαποικοδοµήσιµες ενώσεις, οι οποίες µπορούν να χωριστούν στις παρακάτω κατηγορίες: Χουµικές ενώσεις (µε καφέ ή κίτρινο χρώµα) και αλογονούχες οργανικές ενώσεις, όπως π.χ. στα διασταλλάζοντα υγρά. Έγχρωµες πολυαρωµατικές ενώσεις, οι οποίες έχουν συχνά ενσωµατωµένες σηµαντικές ποσότητες µετάλλων (Cu, Ni, Zn, Cr), όπως π.χ. στα απόβλητα των κλωστοϋφαντουργίων. Τασενεργές ενώσεις από βιοµηχανίες καλλυντικών. Έγχρωµες ενώσεις σε απόβλητα βιοµηχανιών χαρτιού.

68 2. Θεωρητικό Μέρος 45 Τα περισσότερα συστήµατα χρησιµοποιούν αντιδραστήρες τύπου στήλης-φυσσαλίδας (bubble-column reactors) µε διαχυτήρες (diffusers), ενώ συνήθως οι αντιδραστήρες λειτουργούν σε σειρά και κατά αντιρροή. Τα λειτουργικά προβλήµατα που εµφανίζονται συνήθως κατά τον οζονισµό των υγρών αποβλήτων είναι ο αφρισµός και ο σχηµατισµός των ιζηµάτων, όπως οξαλικού ασβεστίου, ανθρακικού ασβεστίου και υδροξειδίου του σιδήρου (Fe(OH) 3 ), τα οποία µπορούν εύκολα να προκαλέσουν απόφραξη του αντιδραστήρα, των σωληνώσεων και των βαλβίδων και να καταστρέψουν επίσης τις αντλίες ε Παραπροϊόντα οζονισµού Επίδραση στην τοξικότητα των υδάτων Το όζον είναι ένα πολύ αποτελεσµατικό απολυµαντικό και ένα εκλεκτικό οξειδωτικό. Είναι ασταθές στο νερό και διασπάται σε ρίζες υδροξυλίου, οι οποίες αντιδρούν ταχύτατα µε πολλά συστατικά που περιέχονται στο νερό. Τα προϊόντα που προκύπτουν είναι ενδιάµεσα ή σταθερά και εξαρτώνται από τη δοσολογία του όζοντος και τη φύση του υπό επεξεργασία υδατικού δείγµατος (Gottschalk et al., 2000). Ανάµεσα στα παραπροϊόντα του όζοντος περιλαµβάνονται και οξέα, αλδεΰδες κετόνες και υπεροξείδια (Gottschalk et al., 2000). Έχει βρεθεί ότι κατά τον οζονισµό επιφανειακών νερών σχηµατίζονται αλδεΰδες που περιέχουν µέχρι 9 άτοµα άνθρακα στο µόριό τους (Schechter and Singer, 1995). Κατά τον οζονισµό δευτεροβάθµιων αστικών εκροών παρατηρήθηκε ο σχηµατισµός καρβοξυλικών οξέων, αλκοολών, αλκανίων, κετονών, αµινο-οξέων και κορεσµένων λιπαρών οξέων µε µικρό µήκος αλυσίδας (6-9 άτοµα άνθρακα) (Langlais et al., 1992). Η αντίδραση οξείδωσης του όζοντος και των υδροξυλικών ριζών µε τα βρωµιούχα ιόντα οδηγεί στο σχηµατισµό βρωµο-οργανικών ενώσεων (Gottschalk et al., 2000). Οι ενώσεις αυτές είναι ύποπτες για καρκινογενέσεις, οπότε το ενδιαφέρον για την αποφυγή σχηµατισµού τους είναι έντονο (Gottschalk et al., 2000). Το ανώτατο όριο των επιτρεπτών συγκεντρώσεων των βρωµικών ιόντων είναι αρκετά χαµηλά στην Ευρώπη και τη Βόρεια Αµερική, καθιστώντας δύσκολη, σε ορισµένες περιπτώσεις, την επαρκή απολύµανση και την τήρηση των ανωτάτων αυτών ορίων. Παρόλα αυτά, σε πολλές περιπτώσεις οι συγκεντρώσεις των βρωµικών ιόντων είναι πολύ χαµηλότερες από τα επιτρεπτά όρια και δεν υιοθετούνται επιπλέον µέτρα ελέγχου (Von Gunten et al., 2001). Έχει βρεθεί ότι η παρουσία αµµωνιακού αζώτου παρεµποδίζει το σχηµατισµό βρωµο-οργανικών ενώσεων,

69 2. Θεωρητικό Μέρος 46 επειδή σχηµατίζεται αυθόρµητα µονο-βρωµο-αµίνη (η σταθερά της αντίδρασης αυτής είναι µεγαλύτερη από τη σταθερά σχηµατισµού των βρωµο-οργανικών ενώσεων) (Von Gunten et al., 2001). Τα στοιχεία για το σχηµατισµό παραπροϊόντων κατά τον οζονισµό προέρχονται από σποραδικές µελέτες (Paraskeva and Graham, 2002). Η παρουσία υπολειµµατικής συγκέντρωσης όζοντος στα υδατικά δείγµατα µπορεί να προκαλέσει τοξική επίδραση στις ζωτικές λειτουργίες ενός οργανισµού, αν και ο χρόνος ηµι-ζωής του όζοντος είναι πολύ µικρός (Gottschalk et al., 2000). Για παράδειγµα, σε υδατικά διαλύµατα που περιέχουν όζον σε συγκεντρώσεις περίπου mg/l, το όζον διασπάται γρήγορα και έπειτα από 20 s 2 min φθάνει σε µη ανιχνεύσιµες συγκεντρώσεις (Paraskeva and Graham, 2002). Πάντως, έχει βρεθεί ότι ακόµη και πολύ χαµηλές συγκεντρώσεις όζοντος µπορεί να προκαλέσουν τοξικότητα στα βραγχιόποδα: µόλις 35 µg Ο 3 /L προκάλεσαν 50% ακινητοποίηση στους οργανισµούς D. magna, έπειτα από 48 h έκθεσης, ενώ συγκέντρωση 11 µg Ο 3 /L, δεν προκάλεσε τοξική επίδραση στου ίδιος οργανισµούς (Leynen et al., 1998). Η επίδραση του οζονισµού στην τοξικότητα επιφανειακών νερών και αποβλήτων έχει αναφερθεί, ωστόσο στις περισσότερες περιπτώσεις αφορά για συγκεκριµένες συνθήκες οζονισµού (Paraskeva and Graham, 2002). Μάλιστα, τα αποτελέσµατα αυτών των µελετών δείχνουν ότι η επεξεργασία µε όζον µπορεί να προκαλέσει είτε αύξηση είτε µείωση της τοξικότητας ενός φυσικού συστήµατος (Paraskeva and Graham, 2002). Χαρακτηριστικά αναφέρεται ότι οι δευτεροβάθµιες εκροές έπειτα από οζονισµό µε 1-3 mg O 3 /L για 15 min προκαλούσαν αύξηση ή µείωση στην κινητικότητα και αναπαραγωγή του οργανισµού Ceriodaphnia dubia, που εξαρτιόταν από την περιοχή και την εποχή της δειγµατοληψίας (Blatchley et al., 1997). Παρόµοια αποτελέσµατα παρουσιάστηκαν και για την επίδραση δευτεροβάθµιων εκροών (που είχαν υποβληθεί σε επεξεργασία µε mg O 3 /L για 20 min) στα βακτήρια Vibrio fischeri (Monarca et al., 2000). Από την άλλη, συναντώνται µελέτες που δείχνουν ότι η επεξεργασία µε όζον δεν µεταβάλλει ουσιαστικά την τοξικότητα δειγµάτων νερού και αποβλήτων στα βραγχιόποδα Daphnia magna (Langlais et al., 1992), και τα βακτήρια Vibrio fischeri (Xu et al., 2002). Όσον αφορά την επίδραση του οζονισµού στην µεταλλαξιγόνο δράση (στελέχη ΤΑ98 και ΤΑ100 του βακτηρίου Salmonella typhimurium) νερών και αστικών αποβλήτων, τα αποτελέσµατα των µελετών διχάζουν. Επεξεργασία µε όζον επιφανειακού νερού από ποτάµι, προκάλεσε µείωση της µεταλλαξιγόνου δράσης του (Nakamuro et al., 1989).

70 2. Θεωρητικό Μέρος 47 Παρόµοια αποτελέσµατα προέκυψαν από τη µελέτη µεταβολής της µεταλλαξιγένεσης αστικών αποβλήτων έπειτα από επεξεργασία µε όζον (Takanashi et al., 2002). Ωστόσο, σε άλλη µελέτη, επεξεργασία δευτεροβάθµιων εκροών µε όζον προκάλεσε αύξηση της µεταλλαξιγόνου δράσης τους (Monarca et al., 2000). Μάλιστα, σε καµία από τις παραπάνω µελέτες δεν σχετίστηκε η παρατηρούµενη µεταλλαξιγόνος δράση, πριν κι έπειτα από τον οζονισµό, µε κάποια φυσικοχηµική παράµετρο (π.χ. ολικός οργανικός άνθρακας ή οργανικό άζωτο). Πάντως, στη διεθνή βιβλιογραφία δεν έχει σηµειωθεί κάποια συστηµατική έρευνα σχετικά µε την επίδραση των συνθηκών οζονισµού στην τοξικότητα των αποβλήτων.

71 2. Θεωρητικό Μέρος Ποιότητα ανακτηµένων αποβλήτων Εισαγωγή Η εφαρµογή τριτοβάθµιας επεξεργασίας αναφέρεται στην παραγωγή ανακτηµένων αποβλήτων που προορίζονται για πόσιµη χρήση (άµεση ή έµµεση). Μάλιστα, οι µέθοδοι που εφαρµόζονται συχνά παρουσιάζουν υψηλή απόδοση σχετικά µε την αποµάκρυνση µεγάλου πλήθους ρύπων. Ωστόσο, η ενδεχόµενη παρουσία στα υγρά απόβλητα δυνητικά επικίνδυνων, για τη δηµόσια υγεία, ενώσεων, µερικές από τις οποίες δεν µπορούν να ανιχνευθούν µε τις υφιστάµενες αναλυτικές µεθόδους ή δεν είναι γνωστές, ούτε οι επιπτώσεις τους, ούτε η συµπεριφορά τους κατά την επεξεργασία, καθιστά πολύ δύσκολη τη θέσπιση σαφών και επαρκώς ασφαλών κριτηρίων. Ακόµη, οι ανάγκες των χωρών για επαναχρησιµοποίηση µπορεί διαφέρουν, οπότε τα κριτήρια έχουν κυρίως τοπικό χαρακτήρα. ιεθνώς δεν υπάρχουν κάποια εντελώς αποδεκτά κριτήρια ποιότητας ανακτηµένων αποβλήτων. Γενικά, οι προδιαγραφές ποιότητας των επαναχρησιµοποιούµενων εκροών τριτοβάθµια επεξεργασµένων λυµάτων, εξαρτώµενες από τη χρήση, πρέπει να λαµβάνουν υπόψη τα παρακάτω (Crook, 1998): Προστασία δηµόσιας υγείας. Απαιτήσεις χρήσης (ειδικές προδιαγραφές σε π.χ. βιοµηχανικές χρήσεις). Επιδράσεις στην άρδευση (π.χ. στη φυτεία, στο έδαφος). Περιβαλλοντική θεώρηση (φυσική χλωρίδα και πανίδα). Αισθητική. Κοινή γνώµη. Πολιτική θεώρηση. Οι πληρέστερες οδηγίες που υπάρχουν σήµερα διεθνώς για τις προδιαγραφές ποιότητας των επαναχρησιµοποιούµενων εκροών τριτογενώς επεξεργασµένων λυµάτων, είναι οι οδηγίες του Παγκόσµιου Οργανισµού Υγείας (Π.Ο.Υ.) και τις πολιτείας της Καλιφόρνιας γνωστές µε το όνοµα Title 22, από τον αριθµό του νόµου της πολιτείας αυτής. Κύριο χαρακτηριστικό και των δύο οδηγιών είναι ο καθορισµός ειδικών προδιαγραφών ανάλογα µε την τελική χρήση. Στην Ευρώπη δεν υπάρχει νοµοθεσία για την επαναχρησιµοποίηση των επεξεργασµένων λυµάτων, παρά µόνο η θέσπιση κριτηρίων από ορισµένες

72 2. Θεωρητικό Μέρος 49 Ευρωπαϊκές χώρες. Οι σχετικές υφιστάµενες Οδηγίες, µε τις οποίες έχει κληθεί να εναρµονιστεί και η Ελλάδα, είναι: Η Οδηγία 91/271/EEC που αφορά στην επεξεργασία αστικών αποβλήτων και στοχεύει στην προστασία των επιφανειακών και παράκτιων υδάτων, καθορίζοντας τη συλλογή και επεξεργασία των αστικών αποβλήτων και τη διάθεση ορισµένων βιοµηχανικών αποβλήτων (EU, 1991). Η µοναδική αναφορά σχετικά µε την επαναχρησιµοποίηση αποβλήτων είναι στο άρθρο 12 1: Τα επεξεργασµένα απόβλητα πρέπει να χρησιµοποιούνται όποτε είναι σκόπιµο (EU, 1991). Η Οδηγία 2000/60/ΕΚ του Ευρωπαϊκού Συµβουλίου και του Συµβουλίου της 23 ης Οκτωβρίου 2000 για τη θέσπιση πλαισίου κοινοτικής δράσης στον τοµέα της πολιτικής των υδάτων. Ο περιβαλλοντικός στόχος της Οδηγίας είναι η επίτευξη καλής κατάστασης για τα υπόγεια και επιφανειακά νερά, το αργότερο µέχρι το 2015 (EU, 2000). Στο Κεφάλαιο που ακολουθεί, δίνεται µια σύντοµη περιγραφή των βασικότερων νοµοθεσιών, ενώ παρουσιάζονται και τα κριτήρια ποιότητας του πόσιµου νερού της Ελλάδας, σύµφωνα µε την Κ.Υ.Α. Υ2/2600/2001 Ποιότητα νερού ανθρώπινης κατανάλωσης, σε συµµόρφωση προς την Οδηγία 98/83/ΕΚ του Συµβουλίου της Ευρωπαϊκής Ένωσης. Τα µικροβιολογικά κριτήρια παραλείπονται, αν και είναι βαρύνουσας σηµασίας, επειδή δεν αποτέλεσαν αντικείµενο της µελέτης αυτής Νοµοθεσίες σχετικά µε την επαναχρησιµοποίηση Περιορισµένος αριθµός χωρών, σε διεθνές επίπεδο, έχει θεσπίσει κανονισµούς επαναχρησιµοποίησης ανακτηµένων αποβλήτων, όπως είναι οι Η.Π.Α. (Καλιφόρνια, Αριζόνα και Φλόριντα), η Τυνησία, το Ισραήλ και η Ν. Αφρική. Τα τελευταία δεκαπέντε χρόνια όµως, µε την αλµατώδη ανάπτυξη των τεχνολογιών επεξεργασίας και ανάκτησης των αποβλήτων, παρατηρείται µια έντονη και παράλληλη δραστηριότητα ανάπτυξης και θέσπισης κριτηρίων, όπως στην Κύπρο, την Ιαπωνία και την Αυστραλία, ενώ εκσυγχρονίζονται και αναθεωρούνται κανονισµοί σε άλλες χώρες, όπως στο Τέξας και το Ισραήλ (Anderson et al., 2001).

73 2. Θεωρητικό Μέρος 50 Κανονισµοί Παγκόσµιου Οργανισµού Υγείας Οδηγίες επαναχρησιµοποίησης, ανάλογα µε την τελική χρήση των ανακτηµένων αποβλήτων, έχει εκδώσει και ο Π.Ο.Υ.. Κατά τη διαδικασία διαµόρφωσης των κριτηρίων επαναχρησιµοποίησης αποβλήτων από τον Π.Ο.Υ. το 1989 µε την υποστήριξη της Παγκόσµιας Τράπεζας και άλλων διεθνών οργανισµών, διερευνήθηκαν οι ακόλουθες τέσσερις κατηγορίες µέτρων για τη µείωση ή εξάλειψη των κινδύνων µετάδοσης ασθενειών κατά την επαναχρησιµοποίηση λυµάτων για άρδευση (Ανδρεαδάκης κ.ά., 2003): Επεξεργασία των λυµάτων. Περιορισµός των τύπων των αρδευόµενων καλλιεργειών. Επιλογή µεθόδου άρδευσης. Έλεγχος της ανθρώπινης έκθεσης στους παθογόνους µικροοργανισµούς των λυµάτων, του εδάφους ή των καλλιεργειών. Η Οδηγία του Π.Ο.Υ. βασίζεται κυρίως στα δεδοµένα των επιδηµιολογικών ερευνών σε συνδυασµό µε µία εµφανή προσπάθεια ρεαλιστικής αντιµετώπισης των δυνατοτήτων επαναχρησιµοποίησης λυµάτων στις αναπτυσσόµενες χώρες, και θέτει όχι ιδιαίτερα αυστηρά κριτήρια, τα οποία έχουν υποστεί και εξακολουθούν να υφίστανται έντονη κριτική από αναπτυγµένες χώρες (Ανδρεαδάκης κ.ά., 2003). Κανονισµοί της Πολιτείας της Καλιφόρνιας Οι Η.Π.Α. δεν έχουν οµοσπονδιακή νοµοθεσία σχετικά µε τα κριτήρια επαναχρησιµοποίησης υγρών αποβλήτων, ωστόσο Πολιτείες, όπως η Καλιφόρνια, η Αριζόνα, το Τέξας και η Φλόριντα, διαθέτουν ολοκληρωµένο νοµικό πλαίσιο. Επιπλέον, η Υπηρεσία Περιβαλλοντικής Προστασίας (Υ.Π.Α./ Environmental Protection Agency, E.P.A.) έχει εκδώσει προδιαγραφές επαναχρησιµοποίησης αποβλήτων για ένα ευρύ φάσµα εφαρµογών. Ειδικά τα κριτήρια που έχει υιοθετήσει η Καλιφόρνια, έχουν αποτελέσει πιλότο για τις νοµοθεσίες σε διεθνές επίπεδο. Η πολιτεία της Καλιφόρνιας έχει µακρά ιστορία επαναχρησιµοποίησης λυµάτων και θεσµοθέτησε τον πρώτο σχετικό κανονισµό το Ο κανονισµός αυτός έχει υποστεί αναθεωρήσεις και επεκτάσεις, ενώ η σηµερινή του µορφή καταρτίστηκε το Τα µικροβιολογικά κριτήρια και τα συνεπαγόµενα σχήµατα επεξεργασίας δεν βασίζονται τόσο σε επιδηµιολογικές έρευνες όσο σε µία προσπάθεια ελαχιστοποίησης των θεωρητικών κινδύνων από την επαναχρησιµοποίηση των λυµάτων. Στην περίπτωση της απεριόριστης επαναχρησιµοποίησης, ο κανονισµός απαιτεί λύµατα τα οποία πρακτικά είναι απαλλαγµένα από παθογόνους µικροοργανισµούς µε όριο για ολικά κολοβακτηρίδια τα

74 2. Θεωρητικό Μέρος /100 ml ως µέση τιµή και τα 23/100 ml ως µέγιστη τιµή. Λόγω της στενής συσχέτισης των παθογόνων µε τα στερεά σωµατίδια τα οποία µπορούν να προστατεύουν τόσο τους ιούς όσο και τα βακτήρια από τους απολυµαντές, έχει εισαχθεί η παράµετρος της θολότητας προκειµένου να εξασφαλιστεί η ύπαρξη σωµατιδίων σε χαµηλό επίπεδο και συνακόλουθα αποτελεσµατική εξόντωση ιών κατά τη διαδικασία απολύµανσης. Σε εφαρµογές όπου είναι πιθανή η άµεση ανθρώπινη επαφή, το µέγιστο όριο για τη θολότητα είναι τα 2 ΝΤU σε συνεχή βάση παρακολούθησης. Ο κανονισµός προδιαγράφει επίσης αυστηρά όρια και για χηµικές ουσίες. Οι συγκεντρώσεις των ανόργανων χηµικών (εκτός από τις ενώσεις αζώτου) αλλά και των οργανικών χηµικών στα ανακτηµένα λύµατα πριν από την επαναφόρτιση δεν θα πρέπει να υπερβαίνουν τις µέγιστες τιµές ρύπων που έχουν καθοριστεί για το πόσιµο νερό στον κανονισµό της Πολιτείας. Η συγκέντρωση του ολικού αζώτου στα ανακτηµένα λύµατα δεν θα πρέπει να είναι µεγαλύτερη από 10 mg/l αζώτου. Επιπλέον, ο ολικός οργανικός άνθρακας (TOC), αν και δεν αποτελεί µέτρηση συγκεκριµένων οργανικών ουσιών, θεωρήθηκε ως κατάλληλη µέτρηση για τον προσδιορισµό της ολικής περιεκτικότητας οργανικών στο ανακτηµένο νερό. Η νοµοθεσία προδιαγράφει ότι το νερό που προσλαµβάνεται από υπόγειους υδροφορείς δεν θα πρέπει να περιέχει περισσότερο από 1 mg/l TOC µε προέλευση τα τροφοδοτούµενα απόβλητα (Ανδρεαδάκης κ.ά., 2003). Κανονισµοί Υπηρεσίας Περιβαλλοντικής Προστασίας (Υ.Π.Α.) Η Υπηρεσία Προστασίας Περιβάλλοντος καθορίζει τόσο τον απαιτούµενο βαθµό επεξεργασίας όσο και τα ποιοτικά όρια των ανακτηµένων λυµάτων για τους ακόλουθους λόγους (EPA, 1992): τα κριτήρια ποιότητας από µόνα τους δεν µπορούν να περιγράψουν ικανοποιητικά την ποιότητα του ανακτηµένου νερού καθώς αναφέρονται σε ενδεικτικές παραµέτρους ο συνδυασµός κριτηρίων ποιότητας και επεξεργασίας απαλείφουν την ανάγκη παρακολούθησης ορισµένων συστατικών ελαχιστοποιείται η απαίτηση παρακολούθησης παθογόνων µικροοργανισµών η οποία είναι δαπανηρή, χρονοβόρα και σε ορισµένες περιπτώσεις αµφίβολη χωρίς να διακυβεύεται η προστασία της δηµόσιας υγείας και βελτιστοποιείται η αξιοπιστία της διαδικασίας επεξεργασίας. Στην περίπτωση της άµεσης ή έµµεσης πόσιµης επαναχρησιµοποίησης των αποβλήτων ορίζεται η εφαρµογή µεθόδων τριτοβάθµιας επεξεργασίας αποβλήτων και ακόλουθη απολύµανση. Στον Πίνακα 2.7, δίνονται συνοπτικά οι κατηγορίες χρήσεις, καθώς και τα αντίστοιχα κριτήρια επαναχρησιµοποίησης.

75 2. Θεωρητικό Μέρος 52 Πίνακας 2.7 Κριτήρια επαναχρησιµοποίησης τριτοβάθµια επεξεργασµένων αποβλήτων που προορίζονται για άµεση ή έµµεση πόσιµη χρήση της Υπηρεσίας Περιβαλλοντικής Προστασίας (Asano and Levine, 1998). Κατηγορία Στόχος επεξεργασίας Ενδεικτική χρήση χρήσης Αστική χρήση Απεριόριστη BOD 5 :<10mg/L Άρδευση πάρκων, αυλών, Περιττωµατικά κολοβακτηρίδια: MA/100 αντιπυρική προστασία, Θολότητα: < 2NTU σιντριβάνια, νερό Υπολειµµατικό Cl 2 : 1 mg/l τουαλέτας, κλιµατισµός ph 6 to 9 Γεωργική Χρήση Βρώσιµες BOD 5 :< 10 mg/l Καλλιέργειες που Θολότητα: < 2NTU ωµές Περιττωµατικά κολοβακτηρίδια: MA/100 Υπολειµµατικό CI 2 : 1 mg/l ph 6 to 9 Χρήσεις αναψυχής Απεριόριστη BOD 5 :< 10 mg/l Κανένας περιορισµός ως προς Θολότητα: < 2NTU ανθρώπινη επαφή: λίµνες που Περιττωµατικά κολοβακτηρίδια: ΜΑ/100 χρησιµοποιούνται για Υπολειµµατικό Cl 2 1 mg/l παρασκευή τεχνητού χιονιού ph 6 to 9 Περιβαλλοντική Χρήση Υπόγεια ύδατα Πόσιµη χρήση Όρια κατά περίπτωση ιαλυµένο οξυγόνο, ph Κολοβακτηρίδια, Θρεπτικά Όρια κατά περίπτωση Κριτήρια πόσιµου νερού α : ΜΑ: Μη Ανιχνεύσιµα Χρήση ανακτηµένων λυµάτων υδροβιότοπους, αύξηση ροής Ρεµάτων Τροφοδοσία υπόγειων νερών, έλεγχος διείσδυσης αλατότητας Ανάµιξη µε πόσιµα αποθέµατα Κανονισµοί στην Ευρωπαϊκή Κοινότητα Οι χώρες που αντιµετωπίζουν πρoβλήµατα έλλειψης νερού προωθούν τη θέσπιση κριτηρίων. Χαρακτηριστικά, η Γαλλία έχει προτάσεις που εφαρµόζονται σε εθνικό επίπεδο, η Ιταλία έχει νοµοθεσία που διαφοροποιείται κατά περίπτωση και η Ισπανία κριτήρια τα

76 2. Θεωρητικό Μέρος 53 οποία µεταβάλλονται από περιοχή σε περιοχή (Ανδρεαδάκης κ.ά., 2003). Σε ό,τι αφορά τη Γαλλική νοµοθεσία για την επαναχρησιµοποίηση των επεξεργασµένων λυµάτων για άρδευση, αυτή έχει ως βάση τα κριτήρια του Παγκόσµιου Οργανισµού Υγείας (ΠΟΥ), τα οποία όµως συµπληρώνονται από µία σειρά αυστηρών κανόνων, που αφορούν στην προστασία υπόγειων και επιφανειακών νερών, σε περιορισµούς κατά την επαναχρησιµοποίηση, στο δίκτυο αγωγών των επεξεργασµένων λυµάτων, στα χηµικά χαρακτηριστικά της εκροής, στον έλεγχο των υγειονολογικών κανόνων που εφαρµόζονται στις εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυµάτων και τις εγκαταστάσεις άρδευσης και την εκπαίδευση του προσωπικού και των υπευθύνων λειτουργίας. Στην Ιταλία η νοµοθεσία που υπάρχει σε εθνικό επίπεδο καλύπτει την επαναχρησιµοποίηση λυµάτων για άρδευση. Ο νόµος 319/1976 περί προστασίας των υδάτων όπως συµπληρώνεται από το διάταγµα "Κριτήρια, Μεθοδολογία και Γενικά Τεχνικά Κριτήρια" που εκδόθηκε το 1997 από το Υπουργείο ηµοσίων Έργων, παρέχει ένα αυστηρό, από βακτηριολογικής άποψης, νοµοθετικό πλαίσιο. Ωστόσο, λόγω αναγκών σε τοπικό επίπεδο, ορισµένες περιοχές, έχοντας ως βάση την εθνική νοµοθεσία, προέβησαν σε τοπικές ρυθµίσεις και κανονισµούς (Angelakis and Bontoux, 2001). Κανονισµοί στην Κύπρο Προκειµένου να τεθούν κριτήρια ποιότητας για την Κύπρο έχει οριστεί η "Τεχνική Επιτροπή Ποιότητας Λυµάτων Εκροής", ή SESTEC. Για τη διατύπωση των Οδηγιών Ποιότητας στην Κύπρο, έχουν υιοθετηθεί δύο διαφορετικές προσεγγίσεις. Η µια βασίζεται στις προτάσεις του Π.Ο.Υ. και η άλλη στη νοµοθεσία της Καλιφόρνια στις ΗΠΑ. Οι οδηγίες ποιότητας της Κύπρου είναι ένας συνδυασµός των δύο αυτών προσεγγίσεων µε τις τοπικές συνθήκες και χωρίς να αποκλείουν ταυτόχρονα τους φθηνούς τρόπους επεξεργασίας λυµάτων που ευνοούνται από τις κλιµατολογικές συνθήκες του νησιού. Γενικά, τα κριτήρια αν και είναι αυστηρότερα από αυτά του Π.Ο.Υ., ωστόσο απέχουν και από τα αντίστοιχα της Καλιφόρνιας (Angelakis et al., 1999). Κριτήρια στην Ελλάδα Η Ελλάδα δεν έχει προχωρήσει στην υιοθέτηση κριτηρίων επαναχρησιµοποίησης αποβλήτων, αν και ορισµένες περιοχές χρησιµοποιούν απόβλητα για αρδευτικούς σκοπούς, όπως περιγράφηκε στο Κεφάλαιο Άλλωστε, η εφαρµογή της ΚΥΑ 5673/400/97 Μέτρα και όροι για τη επεξεργασία αστικών λυµάτων σε εναρµόνιση µε τις διατάξεις της Οδηγίας 91/271/ΕΕC της Ευρωπαϊκής Ένωσης θα έχει ως αποτέλεσµα την παραγωγή σηµαντικών ποσοτήτων από επεξεργασµένα λύµατα, τα οποία µπορούν να

77 2. Θεωρητικό Μέρος 54 εµπλουτίσουν το υδατικό δυναµικό µιας περιοχής και να χρησιµοποιηθούν εναλλακτικά σε περιπτώσεις όπου υπάρχει αρνητικό ισοζύγιο νερού. Θα µπορούσε να θεωρηθεί ότι η ποιότητα του πόσιµου νερού, όπως καθορίζεται από τη σχετική νοµοθεσία, αποτελεί µια βάση αναφοράς και εκτίµησης της ποιότητας του ανακτηµένου νερού. Στον Πίνακα 2.8, παρουσιάζονται τα ανώτατα επιτρεπτά όρια φυσικοχηµικών παραµέτρων στο πόσιµο νερό, σύµφωνα µε την ισχύουσα ΚΥΑ Υ2/2600/2001. Πίνακας 2.8 Ανώτατα επιτρεπτά όρια παραµέτρων στο πόσιµο νερό (ΚΥΑ Υ2/2600/2001, 2001). Παράµετρος Παραµετρική τιµή Μονάδα ph Ηλεκτρική αγωγιµότητα 20 o C 2500 µs/cm Χρώµα Αποδεκτό στους καταναλωτές Οσµή >> Θολότητα (θολερότητα) >> Ολικός οργανικός άνθρακας Άνευ ασυνήθους µεταβολής Αργίλιο 200 µg/l Αµµώνιο 0.50 mg/l Χλωριούχα ιόντα 250 mg/l Σίδηρος 0.20 mg/l Μαγγάνιο 0.05 mg/l Θειικά 250 mg/l Νάτριο 200 mg/l Αντιµόνιο mg/l Αρσενικό mg/l Βενζόλιο mg/l Βενζο-α-πυρένιο µg/l Βόριο mg/l Βρωµικά mg/l Κάδµιο mg/l Χρώµιο mg/l Χαλκός mg/l Κυανιούχα mg/l Φθοριούχα 1.5 µg/l Μόλυβδος mg/l Υδράργυρος 1.0 µg/l Νικέλιο mg/l Νιτρικά 50 mg/l Νιτρώδη 0.50 mg/l Παρασιτοκτόνα 0.10 µg/l Σύνολο παρασιτοκτόνων 0.50 µg/l Πολυκυκλικοί αρωµατικοί 0.10 µg/l υδρογ/κες Ολικός φώσφορος 5 mg/l Ολικά τρι-αλογονοµεθάνια 0.1 mg/l

78 2. Θεωρητικό Μέρος 55 Όπως προκύπτει από τα παραπάνω, οι περισσότερες χώρες έχουν υιοθετήσει κριτήρια για την επαναχρησιµοποίηση αποβλήτων που βασίζονται στη συµµόρφωση προς τα ανώτατα όρια τιµών φυσικοχηµικών και µικροβιολογικών παραµέτρων. Στην Ελλάδα, όσον αφορά στον έλεγχο της ποιότητας των αστικών και βιοµηχανικών εκροών πριν από τη διάθεσή τους σε κάποιον αποδέκτη, αυτός γίνεται επίσης µε τον προσδιορισµό φυσικοχηµικών παραµέτρων. Ωστόσο, ορισµένες χώρες της Ευρώπης στα όρια που θέτουν για τα υγρά απόβλητα περιλαµβάνουν και µετρήσεις τοξικότητας, όπως η Ισπανία (Decree 286/1992, Law 10/1993, Decree 103/2000) και η Ιταλία (D. Lgs. 18/08/00, n. 258, D. Lgs. 11/05/99 n. 152). Επιπλέον, στις Η.Π.Α. εφαρµόζονται κριτήρια για φυσικοχηµικές παραµέτρους και για την τοξικότητα των εκροών, ώστε να εξασφαλιστεί ο έλεγχος διάθεσης των τοξικών ρύπων και να διασφαλιστεί η ποιότητα των υδάτινων οικοσυστηµάτων. Μάλιστα, στο πλαίσιο της µείωσης της τοξικότητας των αστικών εκροών εφαρµόστηκαν δύο σχετικά πρωτόκολλα: α) µείωση της τοξικότητας µε τη χρήση βιοδοκιµών (TRE, Toxicity Reduction Evaluation), και β) εκτίµηση των ουσιών που προκαλούν τοξικότητα µε συνδυασµένη χρήση βιοδοκιµών και χηµικών αναλύσεων (TIE, Toxicity Identification Evaluation) (USEPA, 1996).

79 2. Θεωρητικό Μέρος Χαρακτηριστικά των υγρών αποβλήτων Φυσικά χαρακτηριστικά Τα στερεά βρίσκονται διαλυµένα ή σε αιώρηση στη µάζα των αποβλήτων και αποτελούνται από ανόργανα και οργανικά συστατικά. Τα ολικά στερεά είναι το σύνολο των αιωρούµενων και διαλυµένων στερεών και ορίζονται ως το υπόλειµµα δείγµατος αποβλήτων µετά από εξάτµισή του στους 105 ο C και µετριούνται σε mg υπολείµµατος ανά λίτρο δείγµατος. Τα διαλυµένα στερεά αναφέρονται στη συγκέντρωση των στερεών συστατικών που βρίσκονται σε διαλυµένη ή κολλοειδή µορφή στη µάζα των αποβλήτων και ορίζονται ως τα στερεά του δείγµατος που διαπερνούν το φίλτρο διήθησης (glass-fiber, µέγεθος πόρων 1.2 µm). Τα στερεά που συγκρατούνται στο φίλτρο διήθησης ονοµάζονται αιωρούµενα στερεά. Η πυκνότητα των αποβλήτων ορίζεται ως ο λόγος της µάζας τους προς το όγκο που καταλαµβάνουν και εκφράζεται σε kg/m 3. Η πυκνότητα αποτελεί σηµαντικό φυσικό χαρακτηριστικό των αποβλήτων, επειδή επηρεάζει τη διαδικασία της καθίζησης. Η πυκνότητα των αστικών αποβλήτων τα οποία δεν περιέχουν σηµαντικές ποσότητες βιοµηχανικών αποβλήτων είναι περίπου ίση προς αυτήν του νερού, στην ίδια πάντα θερµοκρασία. Η θολότητα αποτελεί µέτρο της διαύγειας των αποβλήτων και χρησιµοποιείται και ως κριτήριο για τη διάθεσή τους σε φυσικούς αποδέκτες, κυρίως για τον περιορισµό κολλοειδών και υπολειµµατικών αιωρούµενων σωµατιδίων. Ορίζεται ως η οπτική ιδιότητα του υγρού να προκαλεί διάχυση και απορρόφηση του φωτός, χωρίς να επιτρέπει τη διέλευσή του. Χρησιµοποιείται ευρύτατα για τον έλεγχο της παρουσίας αιωρούµενων στερεών σε υδατικά δείγµατα. Η θολότητα επηρεάζεται από τον αριθµό, το µέγεθος, το σχήµα, τη σύσταση των σωµατιδίων και το µήκος κύµατος του φωτός. Προκαλείται από τα αιωρούµενα σωµατίδια όπως ο άργιλος, η ιλύς, το λεπτά διαµερισµένο οργανικό και ανόργανο φορτίο και άλλους µικροσκοπικούς οργανισµούς. Ικανοποιητική συσχέτιση υπάρχει ανάµεσα στη θολότητα και τη συγκέντρωση των αιωρούµενων στερεών που περιέχονται σε επεξεργασµένα αστικά απόβλητα, σύµφωνα µε τη σχέση (1) (Metcalf and Eddy, 1991):

80 2. Θεωρητικό Μέρος 57 (Αιωρούµενα στερεά, mg/l) = (2.3 έως 2.4) x (Θολότητα, NTU) (2.1) Η θερµοκρασία των αποβλήτων είναι γενικά µεγαλύτερη από εκείνη του πόσιµου νερού γιατί επηρεάζεται από τα θερµά απόβλητα κατοικιών και βιοµηχανιών. Συνήθως κυµαίνεται µεταξύ 10 και 22 ο C και είναι µεγαλύτερη από τη θερµοκρασία του περιβάλλοντος σχεδόν σε όλη τη διάρκεια του έτους, µε εξαίρεση τις ζεστές ηµέρες του καλοκαιριού (Στάµου και Βογιατζής, 1994). Γενικά, η θερµοκρασία των αποβλήτων αποτελεί ρυθµιστικό παράγοντα του βιολογικού και χηµικού χαρακτήρα τους. Για παράδειγµα, αύξηση της θερµοκρασίας επιφέρει ανάπτυξη των µικροοργανισµών που ευνοούνται από υψηλές θερµοκρασίες, επιτάχυνση των βιολογικών διεργασιών, µείωση της διαλυτότητας των αερίων (κυρίως του οξυγόνου) στη µάζα των αποβλήτων και επιτάχυνση των χηµικών αντιδράσεων (Στάµου και Βογιατζής, 1994). Η απόρριψη θερµών αποβλήτων σε έναν υδάτινο φορέα οδηγεί σε µείωση του διαλυµένου οξυγόνου του φορέα (λόγω της µειωµένης διαλυτότητας σε υψηλές θερµοκρασίες και λόγω του αυξηµένου ρυθµού κατανάλωσής του σε βιολογικές διεργασίες) µε αποτέλεσµα τη διατάραξη του οικοσυστήµατος. Το χρώµα είναι ενδεικτικό της ηλικίας και της προέλευσης των αποβλήτων. Το χρώµα των δευτεροβάθµια επεξεργασµένων αστικών αποβλήτων (δηλαδή των αστικών αποβλήτων έπειτα από βιολογική επεξεργασία και καθίζηση) είναι ανοιχτόχρωµο καφέ. Η οσµή των αποβλήτων αποτελεί ενδεικτικό στοιχείο της ηλικίας και της κατάστασής τους. Απόβλητα που έχουν υποστεί δευτεροβάθµια επεξεργασία έχουν ελαφριά δυσάρεστη οσµή, ενώ ενοχλητικά δυσάρεστη οσµή έχουν απόβλητα που έχουν υποστεί σήψη ή απόβλητα που περιέχουν ουσίες, όπως φαινόλες, χλωροφαινόλες, αµίνες, µερκαπτάνες (Στάµου και Βογιατζής, 1994) Χηµικά χαρακτηριστικά Τα απόβλητα αποτελούνται από οργανικές ουσίες σε ποσοστό περίπου 75%. Τα οργανικά συστατικά προέρχονται από φυτά, ζώα και ανθρώπινες δραστηριότητες και αποτελούνται συνήθως από άνθρακα, υδρογόνο, οξυγόνο και άζωτο. Τα κυριότερα οργανικά συστατικά είναι τα παρακάτω (Metcalf and Eddy, 1991): Πρωτεΐνες: είναι βασικά συστατικά των ζωικών οργανισµών και περιέχονται σε µικρότερες ποσότητες στους φυτικούς οργανισµούς. Οι πρωτεΐνες αποτελούνται

81 2. Θεωρητικό Μέρος 58 από άνθρακα, υδρογόνο, οξυγόνο και µεγάλες ποσότητες αζώτου και είναι είτε διαλυτές, είτε αδιάλυτες στο νερό. Υδατάνθρακες: αποτελούνται από άνθρακα, υδρογόνο και οξυγόνο. Οι κυριότερες ουσίες που περιέχουν υδατάνθρακες είναι βιο-διασπάσιµες, και είναι το άµυλο, τα σάκχαρα και η κυτταρίνη. Λιπίδια: περιέχονται στα αστικά απόβλητα, αφού αποτελούν συστατικά των τροφών του ανθρώπου. Τα πιο σηµαντικά λιπίδια είναι τα έλαια (υγρά λιπίδια) και τα λίπη (στερεά λιπίδια). Αποµακρύνονται σε σηµαντικό ποσοστό από τα αστικά απόβλητα κατά την προκαταρκτική επεξεργασία τους. Τα λίπη είναι αρκετά σταθερές ενώσεις και διασπώνται δύσκολα από τα βακτήρια κατά τη βιολογική επεξεργασία. Τασιενεργές ουσίες: περιέχονται στα αστικά απόβλητα ως συστατικά των σαπουνιών και απορρυπαντικών. Αποτελούνται από µακροµοριακές ενώσεις, διαλυτές στη µάζα των αποβλήτων, και δρουν στη διαχωριστική επιφάνεια υγρού αέρα δηµιουργώντας σταθερούς αφρούς. Ρύποι που προκαλούν ανεπιθύµητες δράσεις κατά τη διάθεση των αποβλήτων σε υδάτινα οικοσυστήµατα: είναι οργανικές ή ανόργανες ενώσεις, για τις οποίες υπάρχουν στοιχεία ότι µπορεί να προκαλέσουν καρκινογενέσεις, µεταλλαξιγενέσεις ή υψηλή άµεση τοξικότητα. Οι ουσίες αυτές, περίπου 129 σύµφωνα µε το Γραφείο Προστασίας του Περιβάλλοντος (ΕΡΑ), είναι δυνατό να εξατµισθούν, να διασπαστούν κατά τη βιολογική επεξεργασία των αποβλήτων, να προσροφηθούν σε στερεά σωµατίδια, να παραµείνουν αµετάβλητες κατά την επεξεργασία (Metcalf and Eddy, 1991). Ακόµη, είναι δυνατό να δηµιουργηθούν νέες ουσίες ως παραπροϊόντα µιας διεργασίας, π.χ. της απολύµανσης µε χλώριο ή όζον. Εντοµοκτόνα, φυτοφάρµακα: είναι τοξικές ενώσεις για όλες τις µορφές ζωής και καταλήγουν στο αποχετευτικό σύστηµα από την απορροή των γεωργικών περιοχών. Πολλές από τις ενώσεις αυτές συγκαταλέγονται και στις επικίνδυνες ουσίες της προηγούµενης κατηγορίας. Ορισµένα από τα ανόργανα συστατικά των αποβλήτων είναι σηµαντικά για την αξιολόγηση της ποιότητάς τους, ενώ µπορούν να επηρεάσουν σε µεγάλο βαθµό ενδεχόµενη επαναχρησιµοποίησή τους. Στα ανόργανα συστατικά περιλαµβάνονται τα παρακάτω: Ιόντα υδρογόνου (ph): το ph είναι σηµαντικό χαρακτηριστικό των αποβλήτων γιατί επηρεάζει όλες τις διαδικασίες επεξεργασίας (συµπεριλαµβανοµένης της

82 2. Θεωρητικό Μέρος 59 κροκίδωσης και του οζονισµού), κι επιπλέον σχετίζεται µε προβλήµατα φθοράς (διάβρωσης) του µηχανολογικού εξοπλισµού µιας εγκατάστασης επεξεργασίας αποβλήτων. Χλωριούχα: περιέχονται στα αστικά απόβλητα, καθώς και σε βιοµηχανικά. Η παρουσία τους δε δηµιουργεί προβλήµατα ρύπανσης. Αλκαλικότητα: οφείλεται στην παρουσία κυρίως των ιόντων HCO - 2-3, CO 3 ή ΟΗ - των ιόντων Ca 2+, Mg 2+, K + ή NH + 4. Η αλκαλικότητα συνδέεται µε την αντίσταση των αποβλήτων στη µεταβολή της τιµής του ph τους, έπειτα από προσθήκη οξέως ή βάσης. Η συγκέντρωση της αλκαλικότητας παίζει σηµαντικό ρόλο σε διεργασίες χηµικής επεξεργασίας των αποβλήτων (όπως κροκίδωση και επεξεργασία µε όζον). Άζωτο: µαζί µε τον φώσφορο αποτελούν τα σηµαντικότερα θρεπτικά συστατικά για την ανάπτυξη κυρίως των φυτών. Οι µορφές του αζώτου που περιέχονται στα απόβλητα και διαµορφώνουν το ολικό άζωτο είναι το οργανικό, το αµµωνιακό, και το άζωτο µε τη µορφή νιτρωδών και νιτρικών ιόντων. Το οργανικό άζωτο, ή αλλιώς άζωτο Kjeldahl, προσδιορίζεται µε την οµώνυµη µέθοδο Kjeldahl. Ο όρος ολικό άζωτο Kjeldahl (ΤΚΝ) αναφέρεται στο σύνολο του οργανικού και αµµωνιακού αζώτου. Τα νιτρώδη ιόντα είναι ιδιαίτερα τοξικά στα περισσότερα ψάρια και σε άλλους ζωντανούς οργανισµούς. Οξειδώνονται εύκολα προς νιτρικά, γι αυτό και η παρουσία τους στα δευτεροβάθµια επεξεργασµένα απόβλητα συνδέεται µε αυξηµένη κατανάλωση απολυµαντικού οξειδωτικού µέσου. Η παρουσία των νιτρικών ιόντων στα επεξεργασµένα απόβλητα είναι σηµαντική, ιδιαίτερα στις περιπτώσεις όπου τα απόβλητα ανακτώνται και προορίζονται για επαναχρησιµοποίηση, λόγω των ενδείξεων ότι τα νιτρικά προκαλούν ασθένειες σε παιδιά. Φώσφορος: όπως προαναφέρθηκε αποτελεί θρεπτικό συστατικό για την ανάπτυξη των µικροφυκών και άλλων οργανισµών. Ο ανόργανος φώσφορος είναι µε τη µορφή των ορθοφωσφορικών (PO 3-4, HPO 2-4, H 2 PO - 4, H 3 PO 4 ) ή πολυφωσφορικών (πολύπλοκα µόρια µε δύο ή περισσότερα άτοµα φωσφόρου, άτοµα οξυγόνου και συχνά άτοµα υδρογόνου). Ο οργανικός φώσφορος συναντάται συνήθως στα βιοµηχανικά απόβλητα και την ενεργό ιλύ, ενώ στα επεξεργασµένα απόβλητα συνήθως δε συναντάται. Ενώσεις του θείου: αποτελεί βασικό συστατικό των ζωντανών οργανισµών και βρίσκεται στα απόβλητα σε διάφορες µορφές. Η κυριότερη µορφή είναι αυτή των θειικών ιόντων SO 2-4, που δηµιουργεί προβλήµατα ρύπανσης λόγω σχηµατισµού H 2 S και H 2 SO 4.

83 2. Θεωρητικό Μέρος 60 Τοξικά συστατικά: σε αυτά περιλαµβάνονται τα ανόργανα συστατικά που προκαλούν τοξικότητα σε διάφορους οργανισµούς από όλα τα σηµεία της τροφικής αλυσίδας, όπως ο άργυρος και το βόριο. Βαρέα µέταλλα: ορισµένα από αυτά αποτελούν σηµαντικά στοιχεία για την ανάπτυξη των οργανισµών (άρα την εξέλιξη των οικοσυστηµάτων), όταν βρίσκονται σε πολύ µικρές ποσότητες. Ωστόσο, η παρουσία τους σε µεγαλύτερες ποσότητες µπορεί να είναι τοξική στους οργανισµούς. Τέλος, τα αέρια που συναντώνται σε διαλυµένη µορφή στα υγρά απόβλητα είναι το άζωτο (Ν 2 ), το οξυγόνο (Ο 2 ), το διοξείδιο του άνθρακα (CO 2 ), το υδρόθειο (H 2 S), η αµµωνία (ΝΗ 3 ) και το µεθάνιο (CH 4 ). Τα τρία πρώτα αέρια συναντώνται συχνά σε νερά που έρχονται σε επαφή µε τον αέρα, ενώ τα τρία τελευταία αποτελούν προϊόντα διάσπασης του οργανικού υλικού των αποβλήτων (Στάµου και Βογιατζής, 1994) Βιολογικά χαρακτηριστικά Τα βιολογικά χαρακτηριστικά είναι το σύνολο των µικροοργανισµών που περιέχονται στα υγρά απόβλητα, και είναι ιδιαίτερης σηµασίας γιατί α) χρησιµοποιούνται στην επεξεργασία των αποβλήτων και β) προκαλούν εξάπλωση ασθενειών µέσω του νερού. Τα βασικότερα ήδη οργανισµών για την επεξεργασία των αποβλήτων είναι τα βακτήρια (µονοκύτταροι προκαρυωτικοί οργανισµοί), οι µύκητες (ετερότροφοι, αερόβιοι, ευκαρυωτικοί οργανισµοί), τα πρωτόζωα (µονοκύτταροι ευκαρυωτικοί οργανισµοί), τα µικροφύκη (algae, αυτότροφοι οργανισµοί που φωτοσυνθέτουν, οι οποίοι παρουσία θρεπτικών µπορούν να προκαλέσουν την εµφάνιση φαινοµένων ευτροφισµού στους αποδέκτες), οι έλµινθες νηµατώδεις (επιβλαβείς για την ανθρώπινη υγεία) και οι ιοί (µπορούν να προκαλέσουν επιδηµικές κρίσεις). Ορισµένα βακτήρια, πρωτόζωα και ιοί αποτελούν παθογόνους µικροοργανισµούς και µπορούν να προκαλέσουν ασθένειες στον άνθρωπο µέσω του νερού. Λόγω των µικρών συγκεντρώσεών τους σε υδάτινους φορείς και της µεγάλης ποικιλίας ειδών, η ανίχνευση και ο ποσοτικός προσδιορισµός κάθε είδους είναι αδύνατος, και για το λόγο αυτό γίνεται προσδιορισµός ενδεικτικών µικροοργανισµών. Ενδεικτικοί µικροοργανισµοί είναι τα κολοβακτηριοειδή, που βρίσκονται στα έντερα του ανθρώπου και των θερµόαιµων ζώων. Τα δύο βασικά είδη κολοβακτηριοειδών είναι τα Escherichia coli και τα Enterobacter aerogenes. Για το χαρακτηρισµό της µικροβιολογικής ποιότητας του νερού

84 2. Θεωρητικό Μέρος 61 χρησιµοποιούνται συνήθως τα κολοβακτηρίδια και τα ολικά κολοβακτηριοειδή και µετρούνται σε αριθµό µικροοργανισµών ανά 100 ml δείγµατος.

85 2. Θεωρητικό Μέρος Οικοτοξικολογία Εισαγωγή Συνήθως, ο προσδιορισµός της ποιότητας των υγρών αποβλήτων και του νερού βασίζεται στις φυσικοχηµικές αναλύσεις και στη συµµόρφωση των µετρούµενων παραµέτρων µε τα όρια που επιβάλλονται από τη νοµοθεσία, όπως αποδεικνύεται και από τα νοµοθετήµατα που αναλύθηκαν προηγουµένως. Η Ευρωπαϊκή Ένωση µε την πρόσφατη Οδηγία πλαίσιο για τα νερά 2000/60/ΕΚ, αναφέρεται πέρα από τις χηµικές αναλύσεις και στον προσδιορισµό της οικολογικής ποιότητας των επιφανειακών νερών µε τη χρήση υδρόβιων οργανισµών, όπως τα βενθικά µακροασπόνδυλα, το φυτοπλαγκτό, τα ψάρια, καθώς και µε τη χρήση κατάλληλων βιοδεικτών. Επίσης, σε εθνικό επίπεδο, ορισµένα Ευρωπαϊκά κράτη όπως η Ιταλία και η Ισπανία, περιλαµβάνουν στη νοµοθεσία τους και οικοτοξικολογικές αναλύσεις (Κούγκολος, 2005) Ορισµοί Η τοξικολογία, και πιο συγκεκριµένα η ανθρώπινη τοξικολογία ήταν γνωστή από αρχαιοτάτων χρόνων. Από την εποχή των Αυγυπτίων και πιθανόν ακόµη νωρίτερα ο άνθρωπος χρησιµοποιούσε δηλητηριώδεις ουσίες για διάφορους λόγους (Κούγκολος, 2005). Όµως η οικοτοξικολογία ως ανεξάρτητη επιστήµη αναπτύχθηκε κατά τις 3 περίπου τελευταίες δεκαετίες του 20 ου αιώνα. Ο όρος οικοτοξικολογία αποδίδεται στον Truhaut το 1977, όταν η έρευνα σχετικά µε την επιβλαβή δράση ορισµένων χηµικών ουσιών σε έναν µόνο οργανισµό (π.χ. στον άνθρωπο), επεκτάθηκε ώστε να περιλαµβάνει την επίδρασή του σε διάφορους οργανισµούς και κατ' επέκταση σε ολόκληρα οικοσυστήµατα (Newman and Unger, 2002). Η οικοτοξικολογία αναπτύχθηκε ιδιαίτερα όταν σε βιοµηχανικές χώρες παρασκευάστηκαν πολλές νέες χηµικές ουσίες, που δεν υπήρχαν αρχικά στη φύση. Πολλές από αυτές τις συνθετικές ουσίες µάλιστα, είχαν αξιοσηµείωτες επιπτώσεις ακόµα και σε πολύ µεγάλες αραιώσεις (Rombke and Moltmann, 1996). Η επιστήµη της οικοτοξικολογίας λοιπόν, έχει ως αντικείµενο µελέτης την κατανόηση της κατανοµής µιας χηµικής ουσίας στη βιόσφαιρα και στους οργανισµούς µετά την έκλυσή της στο περιβάλλον, την αλληλεπίδραση της ουσίας µε µια συγκεκριµένη πρωτεΐνη ή άλλο βιολογικό µόριο των οργανισµών, όπως και την επίπτωσή της γενικότερα στη λειτουργία

86 2. Θεωρητικό Μέρος 63 του οικοσυστήµατος στόχος σε κάθε περίπτωση είναι η πρόβλεψη και κατά συνέπεια ο περιορισµός των παραγόντων που προκαλούν βλαβερές συνέπειες στο περιβάλλον. Σηµαντικό τµήµα της οικοτοξικολογίας που αναπτύχθηκε ταχύτατα από το 1970, αποτελεί η υδατική τοξικολογία που ασχολείται µε την τοξικότητα ουσιών που βρίσκονται διαλυµένες ή σε αιώρηση στο νερό. Στην υδατική τοξικολογία χρησιµοποιούνται ως δείκτες υδρόβιοι οργανισµοί (Κούγκολος, 2005). Με τον όρο τοξικότητα εννοείται η ιδιότητα ή οι ιδιότητες ενός υλικού (ή δείγµατος) να προκαλεί αρνητική επίδραση σε ένα βιολογικό σύστηµα (Landis and Yu, 1999) Βασικές αρχές Αρχή δόσης - απόκρισης Ο Paracelcius ( ), Ελβετός γιατρός, αλχηµιστής και φιλόσοφος, που είναι από τους πρώτους που έβαλε την τοξικολογία σε επιστηµονικές βάσεις, είχε δηλώσει (Κούγκολος, 2005): Όλες οι ουσίες είναι δηλητήρια. εν υπάρχει καµία που να µην είναι δηλητήριο. Η σωστή δόση ξεχωρίζει το φάρµακο από το δηλητήριο. Η δήλωση αυτή έχει συνάφεια µε τη βασική θεώρηση ότι µία ουσία προκαλεί βλαβερές συνέπειες όταν η ποσότητα που εισχωρεί σε έναν οργανισµό είναι αρκετά υψηλή (Landis and Yu, 1999). Πιο συγκεκριµένα, για να εκδηλωθεί το τοξικό αποτέλεσµα µιας ουσίας δεν αρκεί η παρουσία της και µόνο στο περιβάλλον του οργανισµού. Θα πρέπει να εισέλθει στον οργανισµό από την κατάλληλη οδό, να φτάσει στο όργανο στόχο στην κατάλληλη ποσότητα και να δράσει τον κατάλληλο χρόνο (Παπαδόπουλος, 2005). Σε χαµηλές συγκεντρώσεις, δεν παρατηρούνται βλαβερές επιπτώσεις. Μάλιστα, σε ορισµένες περιπτώσεις οργανισµοί που εκτίθενται σε χαµηλές δόσεις ρύπων, διεγείρονται και παρουσιάζουν αυξηµένους ρυθµούς ανάπτυξης. Η σχέση µεταξύ της δοσολογίας και της βιολογικής επίδρασης, ονοµάζεται σχέση δόσης απόκρισης (Landis and Yu, 1999). Σε διάφορες δόσεις µιας ουσίας ή συγκεντρώσεις ενός δείγµατος εκτίθενται οργανισµοί και µετά το πέρας του πειράµατος προσδιορίζεται η επίδραση για κάθε µία από αυτές. Στη συνέχεια, σχεδιάζεται η γραφική παράσταση της επίδρασης ως προς τη δόση ή συγκέντρωση, η µορφή της οποίας είναι συχνά σιγµοειδής, οπότε υπολογίζονται οι δύο χαρακτηριστικές παράµετροι: Η συγκέντρωση ή δόση που προκαλεί 50% µεταβολή της µετρούµενης παραµέτρου - επίδρασης (ενδιάµεσο σηµείο).

87 2. Θεωρητικό Μέρος 64 Η κλίση της γραµµικής περιοχής της καµπύλης που περνά από το ενδιάµεσο αυτό σηµείο. Το ενδιάµεσο σηµείο αναφέρεται ως LC 50, LD 50, EC 50, και IC 50 : LC 50 : η συγκέντρωση που προκαλεί 50% θνησιµότητα των οργανισµών. LD 50 : η δόση (ποσότητα της ουσίας που εισέρχεται στους οργανισµούς) που προκαλεί 50% θνησιµότητα στους οργανισµούς. EC 50 : η συγκέντρωση που προκαλεί 50% επίδραση (διαφορετική από τη θανάτωση) στους οργανισµούς. IC 50 : η συγκέντρωση που προκαλεί 50% αναστολή στη φυσιολογική απόκριση ενός οργανισµού. Συνήθως, ο όρος αυτός χρησιµοποιείται όταν µελετάται ο ρυθµός ανάπτυξης των µικροφυκών και των βακτηρίων. Στην περίπτωση που οι κλίσεις καµπυλών δόσης απόκρισης δύο ουσιών είναι περίπου ίσες, είναι πιθανόν οι ουσίες αυτές να δρουν µε παρόµοιο τρόπο στον υπό µελέτη οργανισµό. Η διεγερτική απόκριση (stimulation) ενός οργανισµού (π.χ. αύξηση ρυθµού ανάπτυξης ή γονιµότητας), περίπου 30 έως 60% σε σχέση µε το τυφλό, η οποία παρατηρείται για συγκεντρώσεις ουσίας τουλάχιστον 10 φορές µικρότερες από τη συγκέντρωση NOEC (No Observed Effect Concentration- Συγκέντρωση για την οποία δεν παρατηρείται αρνητική επίδραση), ονοµάζεται φαινόµενο hormesis (Chapman, 2002). ηλαδή, κάτω από συνθήκες χαµηλού στρες, οι οργανισµοί µπορούν όχι µόνο να ανακάµψουν και να ξεπεράσουν τυχόν βλάβη αλλά και να εξουδετερώσουν οποιοδήποτε ίχνος θα µπορούσε να είχε αποµείνει και να προκαλέσει κάποια ανασταλτική δράση στο µέλλον. Ο όρος hormesis αποδόθηκε το 1943 από τους C.M. Southam και J. Ehrilch, οι οποίοι κατά τη µελέτη επίδρασης εκχυλίσµατος κέδρου σε µύκητες, παρατήρησαν ασυνήθιστες καµπύλες δόσης απόκρισης (Calabrese, 2002). Η απόκριση hormesis έχει παρατηρηθεί σε πλήθος οργανισµών, όπως πρωτόζωα, βακτήρια, µύκητες, ασπόνδυλα και σπονδυλωτά συµπεριλαµβανοµένων και των ανθρώπων, ανεξάρτητα από το µετρούµενο µέγεθος (π.χ. ανάπτυξη, επιβίωση, αναπαραγωγή) και τη φύση της ουσίας (οργανική ή ανόργανη). Τα αίτια εµφάνισής του είναι ποικίλα, εξετάζονται κυρίως σε φαρµακολογικές µελέτες και εστιάζονται περισσότερο στην απόκριση συστηµάτων των υποδοχέων. Ωστόσο, το φαινόµενο αυτό δεν έχει µελετηθεί σε βάθος και για το λόγο αυτό δεν έχουν τεθεί κανόνες που να το ορίζουν επακριβώς και να το διακρίνουν από άλλα φαινόµενα, ούτε λαµβάνεται υπόψη από όλους τους επιστήµονες. Πάντως, το φαινόµενο hormesis υποδεικνύει αποκρίσεις οργανισµών, στατιστικά και βιολογικά σηµαντικές, που παρατηρούνται σε

88 2. Θεωρητικό Μέρος 65 χαµηλές συγκεντρώσεις ρύπων (κάτω από NOEC). Έτσι, διατυπώνονται τουλάχιστον βάσιµες αµφιβολίες σχετικά µε την καταλληλότητα διαφόρων µεθόδων προεκβολής των καµπυλών δόσης απόκρισης (Calabrese and Baldwin, 2001). Επιπλέον, έχει θεωρηθεί ότι η έκθεση ενός οργανισµού σε πολύ χαµηλές συγκεντρώσεις ενός ρύπου (οπότε παρατηρείται hormesis), αυξάνει την αντοχή και την ανεκτικότητά του σε µεγαλύτερες συγκεντρώσεις, οπότε µπορεί να παρατηρηθεί µετατόπιση των χαρακτηριστικών δόσεων, π.χ. EC 50, IC 50 (Stebbing, 1997). Η σηµασία του φαινοµένου, καθώς και η τελική επίδρασή του στους οργανισµούς (θετική, αρνητική ή ουδέτερη) δεν έχει διευκρινιστεί για πολλές περιπτώσεις (Chapman, 2002). Επίπεδα τοξικής δράσης Η επίδραση ουσιών σε βιολογικά και οικολογικά συστήµατα µπορεί να συµβεί στα εξής επίπεδα (Landis and Yu, 1999): Αλληλεπίδραση σε µοριακό επίπεδο. Η συνεισφορά των φυσικοχηµικών ιδιοτήτων µιας ουσίας στην τοξικότητα που προκαλεί ορίζεται ως ποσοτική σχέση δοµής δράσης (Quantitative Structure Activity Relationship, QSAR). Βιοσυσσώρευση/ Βιοµεταµόρφωση/ Βιοαποικοδόµηση. Βιοσυσσώρευση είναι η αύξηση της συγκέντρωσης ενός συστατικού στους ιστούς και παρατηρείται κυρίως για τις υδρόφοβες ενώσεις. Οι υδρόφοβες ενώσεις παρουσιάζουν την τάση να διαχέονται στις κυτταρικές µεµβράνες και κατά συνέπεια να επαναρροφώνται, σε αντίθεση µε τις υδρόφιλες που αποβάλλονται (Παπαδόπουλος, 2005). Η αντίσταση ενός οργανισµού προς τις υδρόφοβες ενώσεις γίνεται µέσω µηχανισµών βιοµεταµόρφωσης που µετατρέπουν τις ουσίες αυτές σε υδρόφιλες. Βιοαποικοδόµηση είναι η διεργασία κατά την οποία µια ουσία διασπάται από το οργανισµό σε απλούστερες µορφές, κυρίως σε CO 2 και H 2 O. Επίδραση σε συγκεκριµένους υποδοχείς. Βιοχηµική και µοριακή επίδραση. Στο επίπεδο αυτό περιλαµβάνεται ένα ευρύ φάσµα επιδράσεων που µπορεί να προκαλέσουν οι ουσίες, όπως αλλαγές στο DNA, καταστροφή του γενετικού υλικού και των κυτταρικών µεµβρανών, και καταστολή του ανοσοποιητικού συστήµατος του οργανισµού. Επίδραση στη φυσιολογία και συµπεριφορά. Η φυσιολογία και συµπεριφορά των οργανισµών αποτελούν σηµαντικούς δείκτες στην εκτίµηση της κατάστασης υγείας ενός πληθυσµού κατά την έκθεσή του σε κάποιο περιβάλλον, αν και η προεκβολή των αποτελεσµάτων από έναν συγκεκριµένο αριθµό οργανισµών (συνήθως µικρό) σε επίπεδο πληθυσµού ίσως αποτελεί κάποιο µειονέκτηµα. Στο επίπεδο αυτό

89 2. Θεωρητικό Μέρος 66 µελετώνται οι βλάβες και η νέκρωση ιστών, η ανάπτυξη όγκων, η ικανότητα αναπαραγωγής και η θνησιµότητα. Παράµετροι πληθυσµών. Χρησιµοποιείται ένα ευρύ φάσµα δεικτών, συµπεριλαµβανοµένων της έκτασης, της πυκνότητας ή της κατανοµής ενός πληθυσµού, και των αλλαγών στα γενετικά χαρακτηριστικά. Επίδραση σε κοινότητες οργανισµών. Ένας από τους δείκτες που χρησιµοποιούνται σε αυτήν την περίπτωση είναι η αλλαγή της σύνθεσης των βιοκοινωνιών. Επίδραση σε οικοσυστήµατα. Μεταβολές στη σύνθεση και το µεταβολισµό των ειδών που συναντώνται σε ένα οικοσύστηµα είναι καθοριστικές. Για παράδειγµα, η αύξηση των θρεπτικών σε ένα οικοσύστηµα αυξάνει το ρυθµό του ευτροφισµού, καθώς και η αύξηση της θερµοκρασίας (σε παγκόσµια κλίµακα) επηρεάζει την κατανοµή των ειδών και διαταράσσει µε τον τρόπο αυτό τα οικοσυστήµατα. Μηχανισµοί τοξικής δράσης ουσιών (Newman and Unger, 2002, Landis and Yu, 1999) Οι χηµικοί παράγοντες που προκαλούν τοξικότητα περιλαµβάνουν όχι µόνο χηµικές ουσίες, αλλά και τους ενεργούς µεταβολίτες αυτών (activated metabolites). Γενικά, οι παράγοντες αλληλεπιδρούν µε τα συστατικά των κυττάρων, µε αποτέλεσµα την εκκίνηση αλληλουχίας τοξικών δράσεων. Η τοξική δράση µπορεί να προκαλέσει αναστολή του οξειδωτικού µεταβολισµού ή παρεµπόδιση της λειτουργίας του κεντρικού νευρικού συστήµατος ενός οργανισµού, αλληλεπίδραση µε τα νουκλεϊκά οξέα και επακόλουθη καρκινογένεση ή επιπλοκές στο αναπαραγωγικό σύστηµα. Η βιολογική δράση της τοξικής ουσίας µπορεί να τερµατιστεί λόγω βιοµεταµόρφωσης, αποθήκευσης ή αποβολής. Παρόλο που ο ακριβής µηχανισµός δράσης δεν έχει προσδιοριστεί πλήρως για αρκετές ουσίες, ωστόσο οι κυριότεροι µηχανισµοί είναι τέσσερις: Αλλοίωση ή καταστροφή της κυτταρικής δοµής. Ένας ρύπος µπορεί να έχει βλαβερές συνέπειες σε κάποιο όργανο, προκαλώντας καταστροφή των ιστών του. Για παράδειγµα, εισπνοή όζοντος επιφέρει καταστροφή του αναπνευστικού επιθηλίου. Παρατεταµένη έκθεση σε όζον προκαλεί πνευµονικό οίδηµα, δηλαδή καταστροφή του ιστού του πνεύµονα. Απευθείας χηµική σύνδεση (αντίδραση) µε τα κυτταρικά συστατικά. Ένας ρύπος µπορεί να σχηµατίσει σύµπλοκο µε κυτταρικά συστατικά, προκαλώντας έτσι δυσλειτουργία σε όργανα του οργανισµού. Για παράδειγµα, το µονοξείδιο του άνθρακα (CO) στο αίµα αντιδρά αυθόρµητα µε την αιµογλοβίνη (Hb) σχηµατίζοντας

90 2. Θεωρητικό Μέρος 67 έτσι την καρβόξυ-αιµογλοβίνη (COHb), η οποία ενοχοποιείται για δυσλειτουργίες των πνευµόνων και ιστών. Επίδραση στα ένζυµα. Ορισµένοι ρύποι µπορούν να απενεργοποιήσουν ενζυµικά συστήµατα µέσω κατάληψης κάποιου ενεργού τους κέντρου, απενεργοποίησης ενός συµπαράγοντα (cofactor), ανταγωνιστικής δράσης µε συµπαράγοντες για την κατάληψη ενεργών κέντρων ή σχηµατισµού τοξικού µεταβολίτη. ευτερογενής δράση. Η παρουσία ενός ρύπου µπορεί να προκαλέσει την απελευθέρωση ουσιών που τραυµατίζουν ή καταστρέφουν τα κύτταρα. Για παράδειγµα, ουσίες είναι δυνατό να σχηµατίσουν σύµπλοκα µε πρωτεΐνες και να προκαλέσουν έτσι, την απελευθέρωση απαραίτητων ιχνοστοιχείων, την ακόλουθη αποβολή τους και άρα τη µείωση της δραστικότητας των ενζύµων. Παράγοντες που επηρεάζουν την τοξική δράση ουσιών Ο βαθµός συσσώρευσης ενός ρύπου σε ένα οικοσύστηµα είναι συνάρτηση πολλών παραγόντων, όπως η ποιότητα του ρύπου, οι ζωντανοί οργανισµοί που υπάρχουν σε αυτό, καθώς και οι περιβαλλοντικές συνθήκες, στις οποίες λαµβάνει χώρα η αλληλεπίδραση του ρύπου µε τους οργανισµούς. Αναλυτικότερα, οι παράγοντες που επηρεάζουν την τοξική δράση των ρύπων είναι (Landis and Yu, 1999): Φυσικοχηµικές ιδιότητες ρύπων. Η τοξικότητα ενός ρύπου επηρεάζεται από τα φυσικοχηµικά χαρακτηριστικά του, όπως η φυσική κατάσταση (αέρια, υγρή, στερεή), η διαλυτότητά του στο νερό ή σε άλλους οργανικούς διαλύτες, η χηµική (οργανική ή ανόργανη ουσία) και η ιοντική του κατάσταση. Επιπλέον, η συγκέντρωσή του στο περιβάλλον του οργανισµού, καθώς και η ποσότητα που περνά στα κέντρα τοξικής δράσης είναι πολύ σηµαντική, και καθορίζει τη βιοδιαθεσιµότητα και άρα την τοξικότητα του ρύπου. Χρόνος και τρόπος έκθεσης. Ο χρόνος έκθεσης είναι ιδιαίτερα σηµαντικός παράγοντας, και συνήθως η τοξική επίδραση είναι εντονότερη σε υψηλότερους χρόνους αλληλεπίδρασης ρύπου οργανισµού. Επιπλέον, η συνεχής έκθεση ενός οργανισµού σε κάποιο ρύπο προκαλεί περισσότερο βλαβερές συνέπειες, σε σχέση µε την περιοδική. Περιβαλλοντικοί παράγοντες, όπως θερµοκρασία, υγρασία και ένταση φωτός. Συνδυαστική δράση ρύπων. Η τοξικότητα που προκαλείται από την έκθεση ενός οργανισµού σε ένα µίγµα ουσιών µπορεί να διαφέρει από αυτή που θα αναµενόταν εάν ο οργανισµός εκτίθονταν σε κάθε µία ξεχωριστά. Έτσι, η συνδυαστική δράση µπορεί να είναι συνεργιστική, προσθετική ή ανταγωνιστική, εάν η προκύπτουσα

91 2. Θεωρητικό Μέρος 68 τοξικότητα είναι µεγαλύτερη, ίση ή µικρότερη από την αναµενόµενη. Για τον υπολογισµό της αναµενόµενης τοξικότητας έχουν αναπτυχθεί διάφορα µοντέλα, τα οποία στηρίζονται κυρίως στον τρόπο δράσης των χηµικών ουσιών του µίγµατος. Για παράδειγµα, ο υπολογισµός της τοξικότητας ενός δυαδικού µίγµατος ουσιών που δρουν ανεξάρτητα, δίνεται από την παρακάτω σχέση (Kungolos et al., 1997): P(C 1 P(C1) P(C 2 ) + C 2 ) = P(C1) + P(C 2 ), 100 Όπου: Ρ(C 1 +C 2 ) είναι η θεωρητικά αναµενόµενη τοξικότητα του µίγµατος των δύο ουσιών, Ρ(C 1 ) είναι η επίδραση της µίας ουσίας αν δρούσε µόνη της και σε συγκέντρωση ίση µε αυτή του µίγµατος, και αντίστοιχα Ρ(C 2 ) είναι η επίδραση της δεύτερης ουσίας. Βιολογικοί παράγοντες. Οι σηµαντικότεροι από αυτούς τους παράγοντες που επηρεάζουν την απόκριση ενός οργανισµού είναι τα γενετικά χαρακτηριστικά του, η ανάπτυξή του (ηλικία, ωρίµανση ανοσοποιητικού συστήµατος και αποτοξινωτικών µηχανισµών), η κατάσταση υγείας, το φύλο και η συµπεριφορά του σε καταστάσεις στρες. Θρεπτικοί παράγοντες. Η σηµασία της θρέψης στην απόκριση ενός οργανισµού κατά την έκθεσή του σε κάποιο ρύπο, αποτέλεσε αντικείµενο µελέτης µόλις τα τελευταία χρόνια. Γενικά, έχει αποδειχθεί πως πρόσληψη πρωτεϊνών ενισχύει την ανθεκτικότητα ενός οργανισµού, αν και τα φαινόµενα που παρατηρούνται είναι ιδιαίτερα περίπλοκα. Μάλιστα, τελευταία έχει αναπτυχθεί ο κλάδος της διατροφικής τοξικολογίας ( nutritional toxicology ). Βιοδιαθεσιµότητα οργανικών κι ανόργανων ρύπων Όπως αναφέρθηκε και προηγουµένως, η βιοδιαθεσιµότητα των ρύπων αποτελεί σηµαντικό παράγοντα της τοξικής δράσης τους σε οργανισµούς. Στην περίπτωση των υδάτινων συστηµάτων, η χηµεία το νερού καθορίζει τη µορφή των χηµικών ουσιών που βρίσκονται σε αυτά, και κατά συνέπεια τη βιοδιαθεσιµότητά τους. Για παράδειγµα, η τιµή του ph επηρεάζει τη µορφή της αµµωνίας που υπάρχει σε ένα υδατικό διάλυµα, εξαιτίας της ισορροπίας: ΝΗ 3 +Η + ΝΗ 4+. Η ουδέτερη µορφή της αµµωνίας, ΝΗ 3, διαπερνά ευκολότερα την κυτταρική µεµβράνη µε αποτέλεσµα να είναι περισσότερο βιοδιαθέσιµη. Γίνεται φανερό ότι η επίδραση ενός υδατικού διαλύµατος αµµωνίας σε έναν οργανισµό θα εξαρτάται και από τα χηµικά χαρακτηριστικά του διαλύµατος (Landis and Yu, 1999).

92 2. Θεωρητικό Μέρος 69 Η τοξική δράση των µετάλλων επηρεάζεται επίσης από τη χηµική µορφή τους µέσα σε ένα διάλυµα. Τα κατιόντα των µετάλλων ανταγωνίζονται άλλα κατιόντα σε ενεργές θέσεις συµπλοκοποίησης που διαθέτουν ορισµένα µόρια. Για παράδειγµα, οι διαλυµένες οργανικές ενώσεις που συναντώνται σε επιφανειακά νερά ή απόβλητα, όπως τα χουµικά οξέα, σχηµατίζουν σύµπλοκα µε µέταλλα µε αποτέλεσµα να µεταβάλουν την βιοδιαθεσιµότητά τους. Εκτός από τις οργανικές ενώσεις, ορισµένα ανόργανα ανιόντα, όπως Cl -, CO 2-3, HCO - 3, OH -, σχηµατίζουν επίσης σύµπλοκα. Επιπλέον, τα µόρια του νερού σχηµατίζουν σφαίρες ενυδάτωσης στην περιφέρεια των κατιόντων. Η κατανοµή των µορφών ενός µετάλλου µέσα σε ένα διάλυµα εξαρτάται από διάφορους παράγοντες, όπως συγκέντρωση, ph, θερµοκρασία, ιοντική ισχύς και µπορεί να προβλεφθεί µε τη χρήση κατάλληλων µοντέλων (Tipping, 1994). Γενικά, στις περισσότερες περιπτώσεις θεωρείται ότι η πιο βιοδιαθέσιµη µορφή ενός µετάλλου είναι αυτή του ελεύθερου κατιόντος (Landis and Yu, 1999) οκιµές ελέγχου τοξικότητας Στα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας δοκιµάζεται η επίδραση ενός δείγµατος σε ζωντανούς οργανισµούς (βιοδείκτες). Με τον τρόπο αυτό, εκτιµάται η επίδρασή του σε µια κατηγορία οργανισµών και κατ επέκταση µπορεί να αξιολογηθεί η επικινδυνότητά του. Γενικά, τα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας δίνουν πληροφορίες σχετικά µε το αποτέλεσµα της διάθεσης ουσιών στο περιβάλλον, ενώ οι χηµικές αναλύσεις µπορούν να υποδείξουν τα αίτια της τοξικής επίδρασης (Persoone et al., 1993). Οι κυριότερες εφαρµογές των πειραµάτων ελέγχου τοξικότητας είναι (Κούγκολος, 2005): 1. Για τον έλεγχο νερού που προορίζεται για πόσιµο. 2. Για τον έλεγχο των επιφανειακών νερών (π.χ. λιµνών και ποταµών). 3. Για τον έλεγχο των υδατικών αποβλήτων. 4. Για τον έλεγχο της τοξικής δράσης χηµικών ουσιών, έτσι ώστε να είναι δυνατή η σωστή πρόβλεψη των επιπτώσεων που µπορούν να προκληθούν από την απόρριψή τους σε οικοσυστήµατα. Τα κριτήρια για την επιλογή ενός πειράµατος τοξικότητας, σε γενικές γραµµές, είναι το κόστος, ο χρόνος διάρκειας του πειράµατος, η ευαισθησία του χρησιµοποιούµενου οργανισµού, η επαναληψιµότητα των αποτελεσµάτων και η δυνατότητα πραγµατοποίησης

93 2. Θεωρητικό Μέρος 70 πολλών πειραµάτων, ώστε να ελέγχονται, κατά το δυνατό, περισσότερα δείγµατα. Οι δοκιµές ελέγχου τοξικότητας χωρίζονται σε διάφορες κατηγορίες, ανάλογα µε: τη διάρκεια, σε µικρής και/ ή µακράς διάρκειας, τη µέθοδο προσθήκης των υπό µελέτη διαλυµάτων, σε πειράµατα στατικά, περιοδικής ανανέωσης (static renewal) ή συνεχούς ανανέωσης (flow through), τον τύπο του πειράµατος, σε εργαστηριακού τύπου πειράµατα ή πειράµατα πεδίου. Τα εργαστηριακού τύπου πειράµατα µελετώνται ιδιαίτερα τα τελευταία χρόνια, ώστε να αξιολογηθεί η αξιοπιστία τους (Metcalf and Eddy, 2003). Παρόλο που οι βιοδείκτες παρουσιάζουν διαφορετική ευαισθησία σε δείγµατα, όπως εκροές εγκαταστάσεων επεξεργασίας αποβλήτων, εντούτοις η ΕΡΑ έχει υποστηρίξει ότι α) η τοξικότητα των εκροών σχετίζεται ικανοποιητικά µε τις µετρήσεις τοξικότητας του αποδέκτη στον οποίο διατίθενται (στον ίδιο βαθµό αραίωσης), και β) οι προβλέψεις για την επίδραση των εκροών και της ποιότητας του αποδέκτη σε διάφορους οργανισµούς µε τη βοήθεια των πειραµάτων ελέγχου τοξικότητας, είναι ανταποκρίνονται στην πραγµατικότητα, όπως προκύπτει από µελέτες σχετικά µε την απόκριση των βιο-κοινωνιών του αποδέκτη (Metcalf and Eddy, 2003). Οι οργανισµοί που χρησιµοποιούνται στα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας προέρχονται από διάφορα στάδια της τροφικής αλυσίδας και συνήθως περιλαµβάνουν βακτήρια, πρωτόζωα, τροχόζωα, βραγχιόποδα και ψάρια, καθώς επίσης και µικροφύκη και ανώτερους φυτικούς οργανισµούς (Κούγκολος, 2005). Η διεξαγωγή βιο-δοκιµών µέχρι πριν από λίγα χρόνια απαιτούσε την καλλιέργεια των οργανισµών δεικτών, η οποία σε µερικές περιπτώσεις ήταν δύσκολη. Έτσι, η εφαρµογή των δοκιµών αυτών ήταν περιορισµένη. Η ανάπτυξη των πειραµάτων τοξικότητας µε χρήση οργανισµών που βρίσκονται σε απενεργοποιηµένη µορφή, πριν τη χρήση τους, συνεισέφερε στη διάδοση των βιοδοκιµών. Ενδεικτικά, ορισµένα από τα πλέον διαδεδοµένα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας είναι (Newman and Unger, 2002; Κούγκολος, 2005): Το πείραµα ακινησίας Daphnia (24 or 48 hour acute immobilization test). Κατά τη διάρκεια του πειράµατος, ελέγχεται το ποσοστό των οργανισµών που έχουν ακινητοποιηθεί, 24 ή 48 ώρες µετά την έκθεσή τους σε τοξικές ουσίες. Το πείραµα αναπαραγωγής των βραγχιόποδων Ceriodaphnia dubia, διάρκειας 7 ηµερών. Το πείραµα της ανάπτυξης µικροφυκών π.χ. της Chlorella ellipsoidea ή Pseudokircheneriella subcapitata, συνήθως έπειτα από 72 h.

94 2. Θεωρητικό Μέρος 71 Τα πειράµατα µε ψάρια. Έχουν το πλεονέκτηµα ότι χρησιµοποιηθούν οργανισµούς πολύ πιο κοντά στον άνθρωπο (σπονδυλωτά). Μειονέκτηµα είναι ο µικρός αριθµός των οργανισµών ανά πείραµα και η µεγάλη διάρκεια των πειραµάτων. Τα πειράµατα µε καλλιεργηµένα κύτταρα ψαριών. Αυτά είναι πιο ευαίσθητα από τα πειράµατα µε ολόκληρα ψάρια και διαρκούν λιγότερο. Τα πειράµατα µε µύκητες (π.χ. Sacharomyces cerevisiae). Αυτά διαρκούν λιγότερο από τα πειράµατα µε άλγη, ωστόσο η χρήση των µυκήτων ως οργανισµών δεικτών δεν είναι διαδεδοµένη. Τα πειράµατα µε το φωτοβακτήριο Vibrio fischeri (Microtox test). Τα πειράµατα µεταλλαξιγένεσης µε χρήση των βακτηρίων Salmonella typhimurium. Τα πειράµατα που χρησιµοποιήθηκαν στην παρούσα εργασία θα αναφερθούν αναλυτικότερα στη συνέχεια α Πείραµα ελέγχου ακινησίας των ειδών Daphnia Τα είδη Daphnia είναι βραγχιόποδα του γλυκού νερού και παίζουν σηµαντικό ρόλο στα υδάτινα οικοσυστήµατα ως ζωοπλαγκτόν (APHA-ΑWWA-WEF,1995). Ανήκουν στην κλάση των βραγχιόποδων και χαρακτηρίζονται από πλατυσµένα φυλλοειδή εξαρτήµατα που χρησιµοποιούνται για την αναπνοή, το φιλτράρισµα της τροφής και για τη µετακίνησή τους (Λαζαρίδου ηµητριάδου, 1991). Χρησιµοποιούνται πολλά χρόνια για την εκτίµηση της άµεσης ή και χρόνιας τοξικότητας χηµικών ουσιών και πολύπλοκων δειγµάτων. Τα είδη που χρησιµοποιούνται κυρίως είναι: α) D. magna και β) D. pulex. Τα βραγχιόποδα D. pulex είναι µικρότερα σε µέγεθος (το µέγιστο είναι περίπου 3.5 mm) από τα βραγχιόποδα D. magna (µε µέγιστο µέγεθος περίπου 6 mm), ενώ παρουσιάζει υψηλότερη ανθεκτικότητα στο µέσο αραίωσης (νερό καλλιέργειας) χαµηλής σκληρότητας (Landis and Yu, 1999). Το είδος D. pulex είναι ευρύτερα διαδεδοµένο και καλλιεργείται ευκολότερα από το D. magna, το οποίο ωστόσο είναι µεγαλύτερο και άρα πιο εύκολο στη χρήση (ΑWWA/APPHA,1995). Το βέλτιστο εύρος ph για την εξασφάλιση της ζωτικότητας είναι από 7 µέχρι περίπου 9, ενώ η θερµοκρασία πρέπει να κυµαίνεται µεταξύ 20 και 25 ο C.

95 2. Θεωρητικό Μέρος β Πείραµα ελέγχου ακινησίας Thamnocephalus platyurus Ο οργανισµός Thamnocephalus platyurus ανήκει στα βραγχιόποδα κι έχει χαρακτηριστικά όµοια µε αυτά των οργανισµών Daphnia. Τα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας στηρίζονται στον προσδιορισµό ακινησίας των οργανισµών ή τον προσδιορισµό υπό-θανατηφόρων επιδράσεων, έπειτα από έκθεσή τους σε κάποιο υδατικό δείγµα. Σε εργασία σχετικά µε τη σύγκριση ευαισθησίας των οργανισµών D. magna και T. platyurus σε πλήθος χηµικών ουσιών, προέκυψε ότι ο οργανισµός T. platyurus ήταν λίγο πιο ευαίσθητος (Persoone et al., 1995). Τo συµπέρασµα αυτό, σε συνδυασµό µε άλλα χαρακτηριστικά του πειράµατος, όπως µικρότερος χρόνος επώασης των αυγών και η οικονοµικότητά (σε περίπτωση χρήσης εµπορικά διαθέσιµων κιτ) του, είναι σηµαντικοί παράγοντες για την επιλογή του οργανισµού ως δείκτη τοξικότητας (Persoone et al., 1995) γ Πείραµα ελέγχου ακινησίας τροχόζωων Brachionus calicyflorus Τα τροχόζωα είναι µικροσκοπικοί οργανισµοί που ζουν κυρίως στα γλυκά νερά, ελεύθερα ή προσκολληµένα (Λαζαρίδου ηµητριάδου, 1991). Αποτελούν σηµαντικούς οργανισµούς σε κοινότητες γλυκών νερών, ωστόσο έχουν χρησιµοποιηθεί σπανιότερα ως δείκτες σε µελέτες οικοτοξικολογίας σε σχέση µε τα βραγχιόποδα. Τα πλεονεκτήµατα που παρουσιάζουν και τα καθιστούν σηµαντικούς δείκτες είναι το µικρό µέγεθος, ο µικρός χρόνος αναπαραγωγής, η εύκολη καλλιέργεια και η επώασή τους από αυγά (Charoy et al., 1995). Συνήθως, προσδιορίζεται το ποσοστό ακινητοποίησης των οργανισµών έπειτα από έκθεσή τους σε κάποιο δείγµα δ Πείραµα αναστολής της βιοφωταύγειας των βακτηρίων Vibrio fischeri Το πείραµα βασίζεται στη χρήση του βακτηρίου και ειδικότερα του γένους B του βακτηρίου Vibrio fischeri. Τα βακτήρια αυτά, εφόσον αναπτυχθούν κατάλληλα, παράγουν φως ως παραπροϊόν της κυτταρικής τους αναπνοής. Η αναπνοή είναι θεµελιώδης σηµασίας για τον κυτταρικό µεταβολισµό και όλες τις σχετικές κυτταρικές λειτουργίες. Η βακτηριακή βιοφωταύγεια είναι άµεσα συνδεδεµένη µε την αναπνοή και οποιαδήποτε αναστολή στην κυτταρική δραστηριότητα έχει ως αποτέλεσµα το µειωµένο ρυθµό αναπνοής και την αντίστοιχη µείωση στην ένταση της παραγόµενης φωταύγειας.

96 2. Θεωρητικό Μέρος 73 Το V. fischeri είναι ένα θαλάσσιο βακτήριο του οποίου το φάσµα εκποµπής φωτός παρουσιάζει µέγιστη ένταση στα 490nm στην ορατή περιοχή. Συναντάται σε µεγάλες συγκεντρώσεις σε φωσφορίζοντα µέρη του σώµατος µεγαλύτερων πολυκύτταρων οργανισµών που ζουν κυρίως στο βυθό των θαλασσών. Το γένος B επιλέχθηκε λόγω της υψηλής του ευαισθησίας σε µεγάλο εύρος χηµικών ουσιών. Το µέγεθός τους είναι πολύ µικρό (µικρότερο από 1 µm), προσφέροντας έτσι υψηλό λόγο επιφάνειας προς όγκο. Επιπλέον, έχουν σχετικά απλή µορφολογία χωρίς επιπλέον λειτουργικά συστήµατα στο εσωτερικό των κυττάρων, οπότε διαθέτουν αρκετά σηµεία κοντά ή στην επιφάνεια της κυτταρικής µεµβράνης όπου µπορεί να δράσει µια ουσία. Η αντίδραση κατά την οποία παράγεται βιοφωταύγεια, καταλύεται από το ένζυµο λουσιφεράση (Farre et al., 2002): FMNH 2 + O 2 + R-CO-H FMN + R-COOH +H 2 O + light λουσιφεράση Η βιοφωταύγεια είναι προϊόν της αντίδρασης, στην οποία καταναλώνεται ενέργεια, σε ποσοστό που φτάνει µέχρι και το 20% της συνολικής ενέργειας του κυττάρου (Wegrzyn and Czyz, 2002). Ο ρυθµός αναπνοής του βακτηρίου είναι περίπου φορές υψηλότερος από αυτόν των κυττάρων των θηλαστικών, ενώ ο αριθµός που χρησιµοποιείται ανά πείραµα είναι πολύ µεγάλος (περίπου 10 6 ), οπότε το παραγόµενο φως είναι µετρήσιµο (APHA-ΑWWA-WEF, 1995). Μια τοξική ουσία προκαλεί µεταβολές στην κατάσταση του κυττάρου, η οποία µάλιστα µπορεί να είναι σε διαφορετικά επίπεδα (κυτταρικό τοίχωµα, κυτταρική µεµβράνη, αλυσίδα µεταφοράς ηλεκτρονίων, συστατικά κυτοπλάσµατος) και κατά συνέπεια προκαλεί µείωση του εκπεµπόµενου φωτός. Το πείραµα ελέγχου άµεσης τοξικότητας (acute toxicity) µε το φωτοβακτήριο V. fischeri αναπτύχθηκε από την AZUR ENVIROMENTAL Αµερικής. Εξελίχθηκε εµπορικά και κυκλοφόρησε στην αγορά για πρώτη φορά το Σήµερα κυκλοφορεί στο εµπόριο και χρησιµοποιείται ευρύτατα παγκοσµίως, µε αποτέλεσµα να υπάρχει εκτεταµένη βιβλιογραφία για πλήθος ουσιών και δειγµάτων. Μια τοξικολογική τράπεζα πληροφοριών έχει δηµιουργηθεί για το πείραµα Microtox από τους Καναδούς επιστήµονες Kaiser και Ribo (Environment Canada, 1992). Η χρήση του φωτοβακτηρίου V. fischeri ως οργανισµού δείκτη για τον προσδιορισµό της τοξικότητας προτάθηκε το Το Microtox χρησιµοποιείται για διάφορες εφαρµογές προσδιορισµού τοξικότητας, συµπεριλαµβανοµένης της ατµοσφαιρικής ρύπανσης βιολογικών τοξινών, της τοξικότητας

97 2. Θεωρητικό Μέρος 74 φαρµακευτικών προϊόντων, βιοµηχανικών και αστικών λυµάτων, των πετροχηµικών και της ποιότητας πόσιµου νερού. Χρησιµοποιώντας έναν κατάλληλο αναλυτή (Microtox 500 analyzer) για τον εντοπισµό των αλλαγών στην εκποµπή φωτός, µπορούν να υπολογιστούν οι κίνδυνοι που παρουσιάζονται από τις τοξικές ουσίες. Από τα αποτελέσµατα αυτά υπολογίζεται η συγκέντρωση ΙC 50 (Inhibition Concentration 50 ). Η τιµή IC 50 αντιπροσωπεύει τη συγκέντρωση ενός δείγµατος που προκαλεί 50% µείωση στο φως που εκπέµπεται, συγκρινόµενο µε αυτό ενός τυφλού (control). Ο υπολογισµός της αναστολής που προκαλεί ένα δείγµα, καθώς και της συγκέντρωσης IC 50, γίνονται σύµφωνα µε τον παρακάτω αλγόριθµο. Μετά την πάροδο του απαραίτητου για το πείραµα χρονικού διαστήµατος t, µετράται η ένταση του εκπεµπόµενου φωτός του τυφλού και υπολογίζεται ο συντελεστής διόρθωσης µε τη βοήθεια της σχέσης (2.2): It R t = I 0 (2.2) όπου R t : ο συντελεστής διόρθωσης I t : η ένταση του εκπεµπόµενου φωτός σε χρόνο t I 0 : η αρχική ένταση του τυφλού Στη συνέχεια, µετράται η ένταση του κάθε δείγµατος I it, και υπολογίζεται η παράµετρος G t, δηλαδή ο λόγος της µείωσης της έντασης του εκπεµπόµενου φωτός των βακτηρίων του δείγµατος στο χρόνο t, προς την ένταση του φωτός των βακτηρίων στο δείγµα σε χρόνο t, σύµφωνα µε τη σχέση : ( Rt Ii0) G t = [ ]-1 = Iit ( Rt Ii0 Iit) I it = I I ( t Ii0 Iit) 0 I it (2.3) Με τη βοήθεια της τιµής G υπολογίζεται η επί τοις εκατό αναστολή (% Ι) του εκπεµπόµενου φωτός σε χρόνο t, σύµφωνα µε την εξίσωση (2.4): Gt ( Rt Ii0 Iit) % Ι = [ ] 100 = [ ] 100 (2.4) (1 + Gt ) Rt Ii0

98 2. Θεωρητικό Μέρος 75 Η σχέση µεταξύ της συγκέντρωσης µιας ουσίας και της αναστολής (εκφρασµένη σε τιµές G) που προκαλεί σε έναν οργανισµό, δίνεται από την εξίσωση (2.5) (Microbics, 1992): G P = k C (2.5) όπου: C: είναι η συγκέντρωση της ουσίας, k: είναι ένας σύνθετος παράγοντας που εξαρτάται από την ελεύθερη ενέργεια και τις µεταβολές όγκου κατά την αντίδραση, και P: είναι ο αριθµός των τοξικών µορίων σε κάθε προσβεβληµένο σηµείο (target site). Η παραπάνω εξίσωση µπορεί να µετατραπεί στην εξίσωση (2.6): log( C) = b log(g) + log(a) (2.6) όπου: b=p -1, και α=-log(k). Η συγκέντρωση IC 50, αντιστοιχεί σε τιµή του G ίση µε 1, οπότε σε αυτήν την περίπτωση log(g) = 0. Από την εξίσωση (2.6), προκύπτει ότι η συγκέντρωση IC 50, θα είναι ίση προς το antilog του όρου log(a) ε Πείραµα ελέγχου αναστολής της ανάπτυξης των µικροφυκών Pseudokircheneriella subcapitata Τα άλγη Ρ. subcapitata είναι του γλυκού νερού και αποτελούν, όπως και τα υπόλοιπα είδη µικροφυκών κατηγορίας, βασικούς παραγωγούς οργανικού υλικού. Ο υπολογισµός της αναστολής που προκαλεί ένα δείγµα στην ανάπτυξη των µικροφυκών, προσδιορίζεται από την εξίσωση (2.7): N1 N 0 N1+ N 2 2N 0 N n 1 + N n 2N 0 A= t1+ t (t n t n 1 ) (2.7) όπου: Α: είναι η επιφάνεια κάτω από την καµπύλη ανάπτυξης των µικροφυκών για δεδοµένο χρονικό διάστηµα. t 1 : είναι ο χρόνος της πρώτης µέτρησης έπειτα από την εκκίνηση του πειράµατος (h),

99 2. Θεωρητικό Μέρος 76 t n : είναι ο χρόνος της τελευταίας µέτρησης (h), Ν 0 : είναι η ονοµαστική αρχική συγκέντρωση των µικροφυκών, Ν 1 : είναι η µετρούµενη συγκέντρωση των µικροφυκών σε χρόνο t 1, Ν n : είναι η µετρούµενη συγκέντρωση των µικροφυκών σε χρόνο t n. Για κάθε δείγµα και για το τυφλό υπολογίζεται ο µέσος όρος της παραµέτρου Α από τις τρεις επαναλήψεις, και στη συνέχεια υπολογίζεται η αναστολή (%) στην ανάπτυξη, σύµφωνα µε την εξίσωση (2.8). I A1 A e A1 = x100...(2.8) A e όπου: Ι Α1 : είναι η αναστολή (%), Α 1 : η µέση επιφάνεια που υπολογίστηκε για το δείγµα, Α e : η µέση επιφάνεια που υπολογίστηκε για το τυφλό στ Πείραµα ελέγχου µεταλλαξιγένεσης στα βακτήρια Salmonella thyphimurium (Ames test) Το γενετικό υλικό µπορεί να υποστεί αλλαγές µε πολλούς τρόπους. Οι αλλαγές στην αλληλουχία του DNA, ονοµάζονται µεταλλάξεις και χωρίζονται σε δύο κατηγορίες: τις γονιδιακές και τις χρωµοσωµικές. Ο τυπικός αυτός διαχωρισµός σχετίζεται µε την έκταση της αλλαγής. Αν αυτή αφορά µικρό αριθµό βάσεων, στις οποίες συµβαίνει αντικατάσταση, προσθήκη ή έλλειψη, τότε ονοµάζεται γονιδιακή µετάλλαξη. ιαφορετικά, αν αφορά αλλαγές σε µεγαλύτερο µέρος του χρωµοσώµατος, τότε ονοµάζεται χρωµοσωµική ανωµαλία. Μελέτες σχετικά µε τον καρκίνο στον άνθρωπο, έχουν αποδείξει ότι µία µετάλλαξη µπορεί να αποτελέσει εναρκτήριο παράγοντα για την εµφάνιση κάποιου καρκινώµατος (APHA-ΑWWA-WEF, 1995). Η εµφάνιση µεταλλαξιγόνου δραστηριότητας κατά την έκθεση σε µια ουσία µπορεί να προκαλέσει (αλλά όχι και απαραίτητα) καρκινογένεση. Για παράδειγµα, έπειτα από µακροχρόνιες και δαπανηρές επιδηµιολογικές µελέτες, σχετίστηκε η παρουσία παραπροϊόντων σε χλωριωµένο πόσιµο νερό µε την εµφάνιση καρκινογενέσεων στους ανθρώπους (Monarca et al., 1985). Στην παρούσα εργασία χρησιµοποιήθηκε το πείραµα ελέγχου γονιδιακής µεταλλαξιγένεσης Ames test στα στελέχη ΤΑ 100 και ΤΑ 98 των βακτηρίων Salmonella typhimurium, απουσία και παρουσία ενζύµων µεταβολισµού (Maron and Ames, 1983,

100 2. Θεωρητικό Μέρος 77 APHA-ΑWWA-WEF,1995, Mortelmans and Zeiger, 2000). Το πείραµα αυτό, είναι σύντοµο, και αποτελεί έναν ευαίσθητο και αξιόπιστο δείκτη µεταλλαξιγένεσης, ενώ τα αποτελέσµατά του σχετίζονται καλά µε διάφορες επιδηµιολογικές έρευνες σχετικά µε την επικινδυνότητα ουσιών. Τα στελέχη ΤΑ 100 και ΤΑ 98 των βακτηρίων S. typhimurium, διαθέτουν ήδη ασταθείς µεταλλάξεις µε αποτέλεσµα τα βακτήρια να µη διαθέτουν την ικανότητα να συνθέσουν το αµινοξύ ιστιδίνη, που είναι απαραίτητο για την ανάπτυξή τους και την δηµιουργία αποικιών. Έτσι, απουσία ιστιδίνης τα βακτήρια δε µπορούν να αναπτυχθούν. Ωστόσο, είναι δυνατόν µεταλλαξιγόνοι παράγοντες, έπειτα από την επίδρασή τους στα βακτήρια, να ανατρέψουν εύκολα την αδυναµία ανάπτυξης και να επιτρέψουν τη σύνθεση ισιτιδίνης. Αυτά τα µεταλλαγµένα κύτταρα µπορούν να αναπτυχθούν απουσία ιστιδίνης και να δηµιουργήσουν αποικίες. Για το λόγο αυτό µάλιστα, το πείραµα συχνά αποκαλείται και ως δοκιµή αντίστροφων µεταλλάξεων ή δοκιµή επαναφοράς του βακτηρίου S. typhimurium. Τα στελέχη ΤΑ 100 χρησιµοποιούνται για την ανίχνευση σηµειακών µεταλλάξεων αντικατάστασης κυρίως σε κάποια από τις βάσεις γουανίνης κυτοσίνης (GC pairs). Τα στελέχη ΤΑ 98 χρησιµοποιούνται για την ανίχνευση µεταλλάξεων προσθήκης ή διαγραφής µιας ή περισσοτέρων βάσεων του DNA, οι οποίες επηρεάζουν το πλαίσιο ανάγνωσης του RNA, C G C G C G C G. Στο Σχήµα 2.7, παρουσιάζονται διαφορετικοί τύποι µετάλλαξης. Κανονικό DNA Αντικατάσταση δεοξυριβονουκλεοτιδίου Μεταγραφή Κανονικό DNA ιαγραφή δεοξυριβονουκλεοτιδίου Μεταγραφή Κανονικό DNA Προσθήκη δεοξυριβονουκλεοτιδίου Μεταγραφή Σχήµα 2.7. Tύποι µετάλλαξης.

101 2. Θεωρητικό Μέρος 78 Γενικά, ένα δείγµα θεωρείται µεταλλαξιγόνο όταν εµφανίζει τουλάχιστον διπλάσια µεταλλαξιγόνο δράση σε σχέση µε το τυφλό, ενώ ταυτόχρονα υπάρχει γραµµική σχέση δόσης (ή συγκέντρωσης) και απόκρισης (APHA-ΑWWA-WEF,1995). Το κλάσµα µεταλλαξιγένεσης (MR), που θα πρέπει να είναι µεγαλύτερο του δύο, ώστε ένα δείγµα να θεωρηθεί µεταλλαξιγόνο ορίζεται από τη σχέση (2.9). Μέσοςόροςαντίστροφων µεταλλάξεων του δείγµατος MR= (2.9) Μέσοςόροςαντίστροφωνµεταλλάξεων του τυφλού ζ Εφαρµογές των δοκιµών ελέγχου τοξικότητας και µεταλλαξιγένεσης Στη διεθνή βιβλιογραφία, έχουν αναφερθεί περιπτώσεις στις οποίες ενώ οι εκροές εγκαταστάσεων επεξεργασίας αποβλήτων ικανοποιούσαν τα όρια διάθεσης για τις φυσικοχηµικές παραµέτρους, εντούτοις παρατηρήθηκε ότι δρούσαν ανασταλτικά σε διάφορους υδρόβιους οργανισµούς (Dizer et al., 2002, Pessala et al., 2004). Η χρήση πειραµάτων ελέγχου τοξικότητας, σε συνδυασµό µε τις φυσικοχηµικές αναλύσεις έχουν χρησιµοποιηθεί ευρέως για την παρακολούθηση της ποιότητας επεξεργασµένων αποβλήτων. Συχνά, για τον προσδιορισµό των καταλληλότερων οργανισµών δεικτών για τον έλεγχο της ποιότητας νερών ή αποβλήτων, δείγµατα υποβάλλονται σε πειράµατα τοξικότητας µε διάφορους οργανισµούς, οπότε ελέγχεται η ευαισθησία τους. Έτσι, µελέτες αναφέρονται στην επιλογή αντιπροσωπευτικών οργανισµών (ώστε να αποτελούν ευαίσθητους δείκτες τοξικότητας) και την ανάπτυξη µεθοδολογίας µε σκοπό τη διαµόρφωση ενός κατάλληλου µητρώου πειραµάτων τοξικότητας για την παρακολούθηση της ποιότητας εκροών (Manusadzianas et al., 2003, Hernando et al., 2005, Latif et al., 1995). Για παράδειγµα, οι Latif και Licek (2004) παρατήρησαν ότι οι δευτεροβάθµιες εκροές από εγκατάσταση βιολογικής επεξεργασίας αποβλήτων ήταν ελαφρά τοξική στα πρωτόζωα T. thermophila και τα µικροφύκη P. subcapitata (περίπου 40%) και ιδιαίτερα τοξική στα βραγχιόποδα T. platyurus (περίπου 90%) και θεωρήθηκε ότι τα πειράµατα αυτά παρουσιάζουν ευαισθησία στον προσδιορισµό της τοξικότητας των εκροών. Επίσης, βρέθηκε ότι οι φυσικοχηµικές παράµετροι που µετρήθηκαν δεν συσχετίζονταν µε τα αποτελέσµατα των οικοτοξικολογικών αναλύσεων (Latif and Licek, 2004). Σε παρόµοιο συµπέρασµα κατέληξαν οι Manusadzianas et al. (2003), οι οποίοι µελέτησαν την ποιότητα

102 2. Θεωρητικό Μέρος 79 αστικών και βιοµηχανικών εκροών και επιφανειακών νερών µε χρήση πολλών οργανισµών δεικτών από διάφορα σηµεία της τροφικής αλυσίδας. Σε αρκετές περιπτώσεις, η τοξική επίδραση των εκροών δεν είναι άµεση, αλλά χρόνια και συνδέεται µε υπο-θανατηφόρες επιπτώσεις σε κάποιους οργανισµούς, όπως µείωση του ρυθµού ανάπτυξης ή αναπαραγωγής, µεταβολές στο ανοσοποιητικό ή ενδοκρινικό σύστηµα, καθώς και πρόκληση µεταλλάξεων ή καρκινογενέσεων (Dizer et al., 2002, Aguayo et al., 2004). Τα δείγµατα που προκαλούν χρόνια τοξικότητα, µπορούν να εκτιµηθούν χρησιµοποιώντας δύο διαφορετικές προσεγγίσεις: Εφαρµογή δοκιµών χρόνιας τοξικότητας στα δείγµατα αποβλήτων µε χρήση διαφόρων οργανισµών δεικτών. Τα πειράµατα αυτά είναι συνήθως αρκετά χρονοβόρα (διαρκούν µέχρι 3-4 εβδοµάδες) κι έχουν υψηλό βαθµό δυσκολίας στη διεξαγωγή τους. Εναλλακτικά, τα υπό µελέτη δείγµατα υποβάλλονται σε προ-συγκέντρωση, οπότε η συγκέντρωση των ρύπων στο τελικό δείγµα είναι µεγαλύτερη σε σχέση µε το αρχικό. Το πλεονέκτηµα της µεθοδολογίας είναι ότι στη συνέχεια τα δείγµατα µπορούν να εξετασθούν µε συνήθεις βιοδοκιµές, όπως µε χρήση των οργανισµών D. magna και V. fischeri (Diaz-Baez et al., 2000, Galassi et al., 2004). Ωστόσο, παράγοντες όπως η µέθοδος προσυγκέντρωσης και η χρήση διαλυτών µε υψηλή τοξικότητα, µπορούν να αλλοιώσουν τα χαρακτηριστικά των δειγµάτων και να οδηγήσουν σε παραπλανητικά συµπεράσµατα. Η προσυγκέντρωση δειγµάτων µε συγκεκριµένες στήλες προσροφητικού υλικού (που έχουν ικανότητα συγκράτησης υδρόφοβων συστατικών) έχει αποδειχθεί ότι οδηγεί σε αποτελεσµατική αποµόνωση των ουσιών που προκαλούν µεταλλαξιγενέσεις ή/ και καρκινογενέσεις (Takanashi et al., 2002, Monarca et al., 2000). Η µεταλλαξιγένεση έχει χρησιµοποιηθεί ευρύτατα για την εκτίµηση της ποιότητας επιφανειακών υδάτων και του πόσιµου νερού (Noot et al., 1989, Guzzella and Sora, 1998, Monarca et al., 2000). Μάλιστα, το πείραµα Ames χρησιµοποιήθηκε για τον έλεγχο της ποιότητας του πόσιµου νερού και από την Εταιρία Ύδρευσης και Αποχέτευσης της Αθήνας τα προηγούµενα χρόνια (Κορωνάκης., Βιολόγος Μ.Sc., ΕΥ ΑΠ, προσωπική επικοινωνία). Επιπλέον, το πείραµα Ames έχει χρησιµοποιηθεί για τον έλεγχο της ποιότητας επεξεργασµένων αποβλήτων (Monarca et al., 2000), ωστόσο δεν έχει χρησιµοποιηθεί ως

103 2. Θεωρητικό Μέρος 80 µέσο για την εκτίµηση της επίδρασης των λειτουργικών παραµέτρων των διεργασιών επεξεργασίας στην ποιότητα των αποβλήτων (βλ. Κεφάλαια η και ε).

104 3. Αντικείµενο της εργασίας Αντικείµενο της εργασίας Στην παρούσα εργασία µελετήθηκε η επίδραση χαρακτηριστικών λειτουργικών παραµέτρων δύο µεθόδων προχωρηµένης επεξεργασίας δευτεροβάθµιων εκροών (της κροκίδωσης και της επεξεργασίας µε όζον) στην τοξικότητα των ανακτηµένων αποβλήτων. Για το σκοπό αυτό, εκτός από τον έλεγχο των φυσικοχηµικών χαρακτηριστικών, προσδιορίσθηκε και η τοξική δράση των αποβλήτων µε χρήση διαφόρων οργανισµών δεικτών. Οι οργανισµοί προέρχονταν από διαφορετικά στάδια της τροφικής αλυσίδας, ενώ διαφορετικό ήταν και το κριτήριο της απόκρισης των οργανισµών που προσδιοριζόταν κάθε φορά. Γενικότερα, οι στόχοι της εργασίας περιελάµβαναν την εκτίµηση της ευαισθησίας των µεθόδων ελέγχου τοξικότητας ανάλογα µε τη µέθοδο επεξεργασίας, καθώς και την αξιολόγηση της καταλληλότητας των πειραµάτων τοξικότητας ως κριτηρίων ελέγχου ποιότητας των ανακτηµένων αποβλήτων. Στο Κεφάλαιο 3, παρουσιάζεται µία συνοπτική ανασκόπηση της διεθνούς βιβλιογραφίας, ενώ ταυτόχρονα αναδεικνύονται τα καινοτόµα χαρακτηριστικά του αντικειµένου της παρούσας εργασίας.

105 3. Αντικείµενο της εργασίας 82 Σύνοψη της σχετικής βιβλιογραφίας Η διαρκής µείωση των διαθέσιµων υδάτινων πόρων και η υποβάθµιση της ποιότητας των αποθεµάτων νερού, έχει οδηγήσει πολλές από τις ανεπτυγµένες κυρίως χώρες στην υιοθέτηση πολιτικών ορθολογικής διαχείρισης του νερού. Έτσι, η ενίσχυση των ισοζυγίων νερού, που σε πολλές µάλιστα περιοχές είναι αρνητικά, προβλέπεται να επιτυγχάνεται µε ολοένα αυξανόµενη εκµετάλλευση εναλλακτικών πηγών νερού, όπως για παράδειγµα της επαναχρησιµοποίησης ανακτηµένων υγρών αποβλήτων (Asano and Cotruvo, 2004). Η εξέλιξη της τεχνολογίας τις τελευταίες δεκαετίες, και πιο συγκεκριµένα της τεχνολογίας επεξεργασίας νερού και αποβλήτων, συνετέλεσε στη δυνατότητα παραγωγής ανακτηµένων αποβλήτων µε υψηλό δυναµικό εφαρµογών επαναχρησιµοποίησης, όπως για παράδειγµα πυρόσβεση, καθαριότητα, άρδευση βρώσιµων καλλιεργειών, εµπλουτισµός υπόγειων υδροφορέων ή επιφανειακών πηγών νερού. Η τελική χρήση των ανακτηµένων αποβλήτων, δηλαδή η επίτευξη επιθυµητής ποιότητάς τους, καθορίζει ουσιαστικά το βαθµό επεξεργασίας τους. Στις περιπτώσεις πόσιµης χρήσης των ανακτηµένων αποβλήτων, οι δευτεροβάθµιες εκροές, έπειτα από τη βιολογική επεξεργασία των αστικών αποβλήτων, υποβάλλονται σε προχωρηµένες µεθόδους ανάκτησης, όπως κροκίδωση/ καθίζηση, διήθηση, προσρόφηση, διεργασίες διαχωρισµού µε µεµβράνες, ενώ πριν την τελική τους διάθεση υποβάλλονται σε απολύµανση (Abdessemed and Nezzal., 2003, Metcalf and Eddy, 2003). Η επιλογή της µεθόδου επεξεργασίας για την ανάκτηση αποβλήτων εξαρτάται κυρίως από τρεις παράγοντες: την επιθυµητή ποιότητα των ανακτηµένων αποβλήτων, την αποδοτικότητα του συστήµατος και το συνολικό κόστος. Οι διεργασίες διαχωρισµού µε µεµβράνες, αν και σε ορισµένες περιπτώσεις είναι ιδιαίτερα αποδοτικές, ωστόσο δεν χρησιµοποιούνται ευρέως λόγω λειτουργικών προβληµάτων (όπως π.χ. απόφραξη) που συνεπάγονται υψηλά λειτουργικά έξοδα. Η συνηθέστερη πρακτική ανάκτηση δευτεροβάθµιων εκροών περιλαµβάνει κροκίδωση, θρόµβωση και καθίζηση ή διήθηση µέσα από φίλτρο άµµου (Wang et al., 2005, Metcalf and Eddy, 2003). Κατά την κροκίδωση, η ενίσχυση της δράσης του προστιθέµενου κροκιδωτικού επιτυγχάνεται µε την επιπλέον προσθήκη ενός πολυηλεκτρολύτη που δρα ως θροµβωτικό µέσο. Έτσι, η προσθήκη πολυηλεκτρολύτη συµβάλλει στην επίτευξη υψηλότερης αποµάκρυνσης οργανικού φορτίου και αιωρούµενων σωµατιδίων (Narkis et al., 1991, Edzwald and Tobiason, 1999). Τελευταία, η απόδοση της κροκίδωσης ενισχύθηκε από τη χρήση βελτιωµένων πολυµερισµένων κροκιδωτικών, όπως το PACl

106 3. Αντικείµενο της εργασίας 83 (polyaluminium chloride). Τα κροκιδωτικά αυτά, αποµακρύνουν αποδοτικότερα ρύπους των αποβλήτων, ενώ η υπολειπόµενη συγκέντρωση του κροκιδωτικού µετά από την επεξεργασία είναι σε χαµηλότερα επίπεδα (Boisvert et al., 1997, Cheng, 2002, Wang et al., 2004). Η επεξεργασία των δευτεροβάθµιων εκροών µε όζον χρησιµοποιείται ταυτόχρονα ως µέθοδος απολύµανσης και ανάκτησης (Liberti and Notarnicola, 1999; Paraskeva and Graham; 2002). Το όζον είναι ένα ισχυρά οξειδωτικό µέσο που αντιδρά άµεσα ή έµµεσα µε τις σχηµατιζόµενες ρίζες υδροξυλίου (Gottschalk et al., 2000), προκαλώντας τη µείωση του οργανικού φορτίου, την αύξηση της βιοδιασπασιµότητας του οργανικού υλικού και την αποτελεσµατική απενεργοποίηση του µικροβιακού φορτίου των αποβλήτων (Liberti and Notarnicola, 1999; Xu et al., 2000). Ωστόσο, το οργανικό υλικό των αποβλήτων δε διασπάται πλήρως, µε αποτέλεσµα το σχηµατισµό παραπροϊόντων, όπως αλδεΰδες, προϊόντα µε καρβοξυλικές οµάδες και οργανικά µε βρωµικά ιόντα στο µόριό τους (Langlais et al., 1992). Εποµένως, τα χηµικά χαρακτηριστικά του αποβλήτου µεταβάλλονται και παρόλο που το οργανικό υλικό διασπάται και πολλοί ρύποι αποµακρύνονται, είναι δυνατό τα σχηµατιστούν παραπροϊόντα επικίνδυνα για τη δηµόσια υγεία και την υποβάθµιση της ποιότητας των υδάτων (Langlais et al., 1992). Η ποιότητα των αποβλήτων αλλά και του νερού γενικότερα, αποτιµάται συνήθως µε τον προσδιορισµό φυσικοχηµικών και µικροβιολογικών χαρακτηριστικών παραµέτρων, που ορίζονται από τοπικές ή/ και διεθνείς νοµοθεσίες. Τα βασικά φυσικά χαρακτηριστικά είναι τα ολικά στερεά, η πυκνότητα, η θολότητα, η θερµοκρασία, το χρώµα και η οσµή. Τα βασικά χηµικά χαρακτηριστικά περιλαµβάνουν τον οργανικό άνθρακα, το άζωτο, το φώσφορο και τα βαρέα µέταλλα. Τα µικροβιολογικά χαρακτηριστικά αναφέρονται σε παραµέτρους, όπως ολικά κολοβακτηρίδια και κολοβακτηρίδια εντερικής προελεύσεως (Metcalf and Eddy, 1991). Ωστόσο, η χρήση χηµικών παραµέτρων συνοδεύεται από συγκεκριµένα µειονεκτήµατα: Η ανίχνευση ρύπων οργανικής προέλευσης σε µικρές συγκεντρώσεις είναι συχνά δύσκολη και ιδιαίτερα δαπανηρή (Helma et al., 1996, Aguayo et al., 2004), ενώ δεν µπορεί να είναι γνωστό το σύνολο των χηµικών ουσιών που περιέχονται σ ένα δείγµα, επειδή είναι πολλές και ίσως δεν έχουν ταυτοποιηθεί (Meier, 1988). εν µπορεί να προβλεφθεί η συνδυαστική δράση χηµικών ουσιών, π.χ. εάν είναι συνεργιστική ή ανταγωνιστική (Kungolos et al., 2004; Okay et al., 2005).

107 3. Αντικείµενο της εργασίας 84 εν µπορεί να εκτιµηθεί µε τον τρόπο αυτό η βιοδιαθεσιµότητα των ρύπων που εντοπίζονται (Manusadzianas et al., 2003). Από την άλλη, η διεξαγωγή οικοτοξικολογικών αναλύσεων στα απόβλητα (ή νερά) επιτρέπει την εκτίµηση της επίδρασής τους απευθείας σε κάποιο οικοσύστηµα και γενικότερα στο περιβάλλον. Οι αναλύσεις αυτές περιλαµβάνουν την έκθεση ορισµένων επιλεγµένων οργανισµών δεικτών σε δείγµατα αποβλήτων ή νερού και τη µέτρηση κάποιου χαρακτηριστικού κριτηρίου, όπως θνησιµότητα, κινητικότητα, ανάπτυξη, αναπαραγωγή. Σε πρώτη φάση, πραγµατοποιείται η διεξαγωγή πειραµάτων άµεσης τοξικότητας, οπότε ελέγχεται συνήθως η θνησιµότητα των οργανισµών (Helma et al., 1996). Στη συνέχεια, ελέγχεται η χρόνια τοξικότητα στους οργανισµούς, π.χ. επίδραση στην ανάπτυξή τους, στην αναπαραγωγή, στο ανοσοποιητικό σύστηµα, κλπ. (Helma et al., 1996). Η δοκιµή ελέγχου µεταλλαξιγένεσης µε χρήση του βακτηρίου Salmonella typhimurium, ή αλλιώς Ames test, έχει εφαρµοσθεί εκτενώς, σε διάφορα υδατικά δείγµατα κι έχει βρεθεί ότι είναι ευαίσθητος δείκτης για την ανίχνευση µεταλλαξιγόνων ιδιοτήτων ενός δείγµατος (Monarca et al., 2000). Έτσι λοιπόν, το πείραµα Ames θεωρείται σηµαντικός δείκτης της ποιότητας φυσικών δειγµάτων και ουσιών, δίνοντας ενδείξεις για πιθανές µεταλλαξιγενέσεις και αποφεύγοντας τη διεξαγωγή χρονοβόρων, δαπανηρών και καµιά φορά αµφισβητούµενων (από πλευράς ηθικής) επιδηµιολογικών µελετών (Monarca et al., 1985, Monarca et al., 2000). Παρόλο που οι µέθοδοι ελέγχου τοξικότητας έχουν χρησιµοποιηθεί εκτενώς στην εκτίµηση της ποιότητας ουσιών που απολήγουν σε υδάτινους φορείς, νερών και εκροών από εγκαταστάσεις επεξεργασίας αποβλήτων, ωστόσο δεν έχουν µελετηθεί διεξοδικά ως δείκτες αποτίµησης µεθόδων προχωρηµένης επεξεργασίας αποβλήτων. Η απόδοση της κροκίδωσης εξαρτάται σηµαντικά από τη δόση και το είδος του κροκιδωτικού, και την παρουσία θροµβωτικού µέσου. Ωστόσο, η χρήση υψηλών συγκεντρώσεων κροκιδωτικών, µπορεί να οδηγήσει σε αυξηµένες συγκεντρώσεις υπολειµµατικού µετάλλου στις τελικές εκροές, που προκαλούν αρνητικές επιπτώσεις σε υδρόβιους οργανισµούς (Poleo, 1995, Zhang and Zhou, 2005). Πρέπει να σηµειωθεί ότι η µελέτη της τοξικότητας των κροκιδωτικών έχει πραγµατοποιηθεί κυρίως σε ψάρια (Poleo, 1995, Sauvant et al., 2000) και όχι σε οργανισµούς δείκτες που χρησιµοποιούνται συνήθως για τον έλεγχο της τοξικότητας των υδατικών δειγµάτων (π.χ. D. magna). Επίσης περιορισµένη είναι και η µελέτη της τοξικότητας των πολυηλεκτρολυτών που χρησιµοποιούνται στην επεξεργασία νερού. Όσον αφορά στην επίδραση της διεργασίας

108 3. Αντικείµενο της εργασίας 85 της κροκίδωσης στην τοξικότητα υδατικών δειγµάτων, έχει µελετηθεί µόνο η επίδραση του είδους του κροκιδωτικού στη µεταλλαξιγένεση του πόσιµου νερού (Zhang and Wang, 2000). Ωστόσο, µελέτη της επίδρασης των συνθηκών της κροκίδωσης, όπως τύπος και δοσολογία κροκιδωτικού και θροµβωτικού, στην τοξικότητα και τη µεταλλαξιγένεση των ανακτηµένων αποβλήτων δεν έχει σηµειωθεί στη διεθνή βιβλιογραφία. Η επεξεργασία µε όζον χρησιµοποιείται για απολύµανση αλλά και για τη διάσπαση και αποµάκρυνση κυρίως οργανικών ουσιών. Κατά την επεξεργασία αποµακρύνονται και τυχόν στερεά, χωρίς ωστόσο να είναι αυτός ο κύριος σκοπός εφαρµογής αυτής της διεργασίας. Το όζον θεωρείται ιδιαίτερα τοξικό είτε βρίσκεται σε υγρή είτε σε αέρια κατάσταση, αν και είναι ιδιαίτερα ασταθές και διασπάται εύκολα (Paraskeva and Graham, 2002). Η επίδραση του όζοντος στην τοξικότητα επιφανειακών νερών και αποβλήτων έχει µελετηθεί σε κάποιο βαθµό, αν και οι περισσότερες εργασίες αφορούν στην τοξικότητα βιοµηχανικών αποβλήτων (Selcuk, 2005). Ωστόσο, τα αποτελέσµατα που συναντώνται στη βιβλιογραφία, προέρχονται από µελέτες που το κύριο αντικείµενό τους ήταν διαφορετικό από την εξέταση της επίπτωσης των χαρακτηριστικών της διεργασίας οζονισµού στην τοξικότητα νερών και αποβλήτων. Οι µελέτες αφορούν κυρίως την παρακολούθηση της ποιότητας υδάτινων συστηµάτων που έχουν ήδη υποστεί κάποια επεξεργασία (Paraskeva and Graham, 2002). Μάλιστα, τα αποτελέσµατα αυτών των µελετών δείχνουν ότι η επεξεργασία µε όζον µπορεί να προκαλέσει είτε αύξηση είτε µείωση της τοξικότητας ή της µεταλλαξιγένεσης ενός φυσικού συστήµατος (Noot et al., 1989, Paraskeva and Graham, 2002). Αντικείµενο και στόχοι της εργασίας Όπως ήδη αναφέρθηκε, οι οικοτοξικολογικές αναλύσεις έχουν χρησιµοποιηθεί κυρίως ως εργαλείο για την παρακολούθηση της ποιότητας επιφανειακών νερών και εκροών. Σε µικρότερο βαθµό µελετήθηκε η τοξικότητα δειγµάτων νερού και αποβλήτων πριν κι έπειτα από επεξεργασία µε όζον ή κροκίδωση σε συγκεκριµένες συνθήκες, οπότε εκτιµήθηκε η επίδραση της επεξεργασίας στην τοξικότητα των εκροών. Ωστόσο, η επίδραση των συνθηκών µιας επεξεργασίας στην ποιότητα ενός αποβλήτου εκτιµάται µόνο µε φυσικοχηµικές παραµέτρους. Έτσι, δεν έχει αναφερθεί µελέτη σχετικά µε την επίδραση διαφόρων συνθηκών επεξεργασίας στην τοξικότητα ενός αποβλήτου. Τα καινοτόµα στοιχεία αυτής της εργασίας είναι κυρίως α) η προσέγγιση της εκτίµησης της απόδοσης (σχετικά µε την ποιότητα των αποβλήτων) δύο διεργασιών προχωρηµένης επεξεργασίας µε εφαρµογή οικοτοξικολογικών αναλύσεων, β) η εκτίµηση της ποιότητας των

109 3. Αντικείµενο της εργασίας 86 ανακτηµένων αποβλήτων µε βάση τα οικοτοξικολογικά χαρακτηριστικά τους, και γ) η προσπάθεια διαµόρφωσης µεθοδολογίας (ή πρωτοκόλλου) για την αποτίµηση της ποιότητας των ανακτηµένων αποβλήτων. Αντικείµενο της παρούσας εργασίας αποτέλεσε η µελέτη της επίδρασης δύο µεθόδων προχωρηµένης επεξεργασίας, στην τοξικότητα των δευτεροβάθµιων εκροών από εγκατάσταση επεξεργασίας αστικών αποβλήτων. Για το σκοπό αυτό, απόβλητα υποβλήθηκαν σε κροκίδωση/ καθίζηση και επεξεργασία µε όζον, προσδιορίστηκε η επίδρασή τους σε διάφορους οργανισµούς δείκτες και τέλος προσδιορίστηκαν βασικές φυσικοχηµικές παράµετροι, πριν και µετά από κάθε επεξεργασία. Κατά την κροκίδωση µελετήθηκε η επίδραση της δόσης και του είδους του κροκιδωτικού, καθώς και η παρουσία ενός ανιοντικού πολυηλεκτρολύτη στην αποδοτικότητα της διεργασίας. Κατά την επεξεργασία µε όζον, διερευνήθηκαν οι εξής λειτουργικές παράµετροι: δοσολογία όζοντος και συνολικός χρόνος επεξεργασίας του υγρού αποβλήτου µε όζον, ενώ ο όγκος του αποβλήτου στον αντιδραστήρα και η παροχή του αερίου ρεύµατος δεν µεταβάλλονταν. Τα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας που επιλέχθηκαν, χρησιµοποιήθηκαν για την εκτίµηση της άµεσης και χρόνιας τοξικότητας, καθώς και της µεταλλαξιγένεσης. Συνοπτικά, οι στόχοι της εργασίας περιελάµβαναν: Την εκτίµηση της ποιότητας των δευτεροβάθµιων εκροών, µε βάση οικοτοξικολογικές και φυσικοχηµικές παραµέτρους. Την εκτίµηση της ποιότητας των ανακτηµένων αποβλήτων, µε βάση τα αποτελέσµατα των οικοτοξικολογικών και φυσικοχηµικών αναλύσεων των επεξεργασµένων εκροών. Τη µελέτη επίδρασης των συνθηκών λειτουργίας των διεργασιών προχωρηµένης επεξεργασίας στην τοξικότητα των αποβλήτων. Την εκτίµηση της απόδοσης των προχωρηµένων µεθόδων επεξεργασίας αποβλήτων µε βάση την ποιότητα των επεξεργασµένων εκροών. Τη µελέτη συσχέτισης των αποτελεσµάτων των οικοτοξικολογικών αναλύσεων µε τις µετρούµενες φυσικοχηµικές παραµέτρους. Την εκτίµηση των µεθόδων ελέγχου τοξικότητας, ως ευαίσθητων δεικτών αποτίµησης της ποιότητας των αποβλήτων. Τη διαµόρφωση ενός µητρώου πειραµάτων, για τον έλεγχο της ποιότητας των ανακτηµένων αποβλήτων.

110 4. Πειραµατικό Μέρος Πειραµατικό Μέρος 4.1 Υλικά Υγρά απόβλητα Αρχικά, για τη µελέτη της κροκίδωσης χρησιµοποιήθηκε συνθετικό δείγµα που προσοµοίωνε αστικό απόβλητο σχετικά χαµηλού οργανικού φορτίου. Η επιλογή της χρήσης του συνθετικού δείγµατος, έγινε ώστε να εξασφαλιστεί η σταθερή ποιοτική σύσταση ενός διαλύµατος. Η σύσταση του αποβλήτου (OECD, 1999) περιελάµβανε τα συστατικά που παρουσιάζονται στον Πίνακα 4.1. Τα αντιδραστήρια που χρησιµοποιήθηκαν ήταν αναλυτικής καθαρότητας της εταιρίας Merck.

111 4. Πειραµατικό Μέρος 88 Πίνακας 4.1. Σύσταση του συνθετικού υγρού αποβλήτου. Συστατικό Συγκέντρωση (mg/l) Πεπτόνη 160 Εκχύλισµα ζωικού υλικού 110 Ουρία 30 Χλωριούχο νάτριο (NaCl) 7 Χλωριούχο ασβέστιο (CaCl 2 2H 2 O) 3 Θειικό µαγνήσιο (MgSO 4 7H 2 O) 2 Όξινο φωσφορικό κάλιο (K 2 HPO 4 ) 28 Καολίνης 40 Χλωριούχο αµµώνιο (NH 4 Cl) 40 Το δείγµα παρασκευαζόταν µε χρήση νερού βρύσης, σύµφωνα µε τη µέθοδο παρασκευής του συνθετικού αποβλήτου (OECD, 1999), σε πλαστική φιάλη όγκου 10 L που προηγουµένως είχε εκτεθεί στην ηλιακή ακτινοβολία για περίπου µία ώρα για την αποµάκρυνση του υπολειµµατικού χλωρίου. Ο έλεγχος παρουσίας υπολειµµατικής συγκέντρωσης χλωρίου γινόταν µε τη µέθοδο τιτλοδότησης DPD, σύµφωνα µε την πρότυπη µέθοδο για τα νερά και τα απόβλητα (APHA-AWWA-WEF, 1995). Στη συνέχεια, προστίθονταν οι κατάλληλες ποσότητες των αντιδραστηρίων και ακολουθούσε ανάδευση για την πλήρη διάλυσή τους. Έπειτα από την προετοιµασία του δείγµατος ακολουθούσε άµεσα η διεξαγωγή των πειραµάτων επεξεργασίας. Επιπλέον, για τις ανάγκες της µελέτης χρησιµοποιήθηκε δείγµα επεξεργασµένων αποβλήτων που συλλέχθηκε από την εγκατάσταση επεξεργασίας αστικών αποβλήτων της Θεσσαλονίκης. Η εγκατάσταση επεξεργασίας υγρών αποβλήτων δέχεται περίπου m 3 /d αστικά υγρά απόβλητα από το παντορροϊκό σύστηµα αποχέτευσης της πόλης. Η επεξεργασία περιλαµβάνει διαδοχικά τα εξής στάδια: εσχάρωση, εξάµµωση λιποσυλλογή, πρωτοβάθµια καθίζηση, αερισµό, δευτεροβάθµια καθίζηση και απολύµανση µε χλώριο. Οι δειγµατοληψίες του αποβλήτου για τις ανάγκες της παρούσας εργασίας πραγµατοποιούνταν από το κανάλι τροφοδοσίας της δεξαµενής απολύµανσης (κοινό ρεύµα εξόδου των δεξαµενών δευτεροβάθµιας καθίζησης) σε πλαστικά δοχεία όγκου 10 L. Συνολικά, συλλέχθηκαν δύο δείγµατα 100 L το καθένα. Η πρώτη δειγµατοληψία πραγµατοποιήθηκε το Μάιο του 2004 και η δεύτερη το Φεβρουάριο του Το πρώτο δείγµα συλλέχθηκε και χρησιµοποιήθηκε για τη διεξαγωγή των πειραµάτων κροκίδωσης και το δεύτερο για τα πειράµατα οζονισµού. Ο στόχος της εργασίας ήταν η µελέτη της

112 4. Πειραµατικό Μέρος 89 επίδρασης των διεργασιών επεξεργασίας στα χαρακτηριστικά της εκροής, οπότε δε µελετήθηκε η επίπτωση της διακύµανσης των χαρακτηριστικών του δείγµατος αποβλήτου, π.χ. κατά τη διάρκεια µιας ηµέρας. Για το λόγο αυτό τα ποιοτικά χαρακτηριστικά των δειγµάτων εκροής αφορούσαν τις συγκεκριµένες µόνο δειγµατοληψίες. Το σηµείο δειγµατοληψίας ήταν πριν τη δεξαµενή χλωρίωσης, ώστε το δείγµα να µην έχει υποστεί απολύµανση. Η προχωρηµένη επεξεργασία των αποβλήτων λαµβάνει χώρα πριν την απολύµανση, η οποία εξαρτάται από την τελική χρήση του ανακτηµένου αποβλήτου. Έτσι, τα δείγµατα ελήφθησαν από το κανάλι πριν τη δεξαµενή απολύµανσης µε χλώριο Κροκιδωτικά Τα κροκιδωτικά που χρησιµοποιήθηκαν στα πειράµατα κροκίδωσης-καθίζησης, ήταν διαλύµατα των ανόργανων αλάτων αργιλίου και σιδήρου: Al 2 (SO 4 ) 3 18H 2 O (Alum), AlCl 3 6H 2 O, FeCl 3 6H 2 O, αναλυτικής καθαρότητας της εταιρείας Merck. Στη φάση διεξαγωγής πειραµάτων χρησιµοποιήθηκε το προ-υδρολυµένο κροκιδωτικό µε την ονοµασία PAC-18 (17.3% Al 2 O 3 και βασικότητα 39.3%) της Βιοµηχανίας Φωσφορικών Λιπασµάτων, καθώς και ο ανιοντικός πολυηλεκτρολύτης, το πολυακρυλαµίδιο Magnafloc LT-25 (Ciba) για την ενίσχυση της διαδικασίας της συσσωµάτωσης καθίζησης. Τα χαρακτηριστικά των κροκιδωτικών παρουσιάζονται στον Πίνακα 4.2. Πίνακας 4.2. Ιδιότητες των κροκιδωτικών που χρησιµοποιήθηκαν. Κροκιδωτικό Μοριακό Βάρος Πυκνότητα (g/ml) Al 2 (SO 4 ) 3 18H 2 O AlCl 3 6H 2 O FeCl 3 6H 2 O PAC Αρχικά, παρασκευάζονταν διαλύµατα των κροκιδωτικών µε συγκέντρωση 0.1 Μ µετάλλου (0.1 mol [Me 3+ ]/L). Τα διαλύµατα των κροκιδωτικών, εκτός από το PAC-18, χρησιµοποιούνταν έπειτα από 24 h µετά από την παρασκευή τους, ώστε να ολοκληρωθούν οι πιθανές αντιδράσεις υδρόλυσης του αργιλίου και του σιδήρου και τα διαλύµατα να αποκτήσουν σταθερότητα ως προς τα χαρακτηριστικά τους.

113 4. Πειραµατικό Μέρος 90 Προ-υδρολυµένα διαλύµατα των κροκιδωτικών παρασκευάζονταν µε προσθήκη διαλύµατος NaOH 0.1 Ν στα διαλύµατα των κροκιδωτικών. Η προσθήκη αυτή γινόταν µε ρυθµό 120 ml/h (ή περίπου 10 σταγόνες ανά 15 sec) υπό συνθήκες έντονης ανάδευσης. Ο επιθυµητός βαθµός υδρόλυσης Β=[ΟΗ]/[Me 3+ ], καθόριζε την ποσότητα NaOH που προστιθόταν. Οι βαθµοί προ-υδρόλυσης που µελετήθηκαν ήταν ίσοι προς 0.5 και 1. Κατά τη µελέτη της κροκίδωσης του συνθετικού απόβλητου εξετάστηκαν διάφορες δόσεις κροκιδωτικού, από 0.2 έως 2 mmol Me 3+ /L ( mg Al 3+ /L και mg Fe 3+ /L). Οι δόσεις που εξετάστηκαν στο πραγµατικό απόβλητο ήταν 0.5 και 1 mmol Me 3+ /L (13.5 και 27 mg Al 3+ /L, και 28 και 56 mg Fe 3+ /L), ενώ η συγκέντρωση του πολυηλεκτρολύτη ήταν 1 mg/l. 4.2 Περιγραφή µεθόδων αναλύσεων Μετρήσεις φυσικοχηµικών παραµέτρων Ο προσδιορισµός των φυσικοχηµικών παραµέτρων των επεξεργασµένων δειγµάτων πραγµατοποιούνταν εντός 48 ωρών (η διατήρηση των επεξεργασµένων δειγµάτων γινόταν σε θερµοκρασία 4 o C). Οι φυσικοχηµικές παράµετροι που χρησιµοποιήθηκαν ως δείκτες της απόδοσης των διεργασιών ήταν οι ακόλουθες: ph Απορρόφηση σε µήκος κύµατος 254nm (UV 254 nm) Θολότητα Χηµικά απαιτούµενο οξυγόνο (COD) ιαλυµένος φώσφορος µε τη µορφή ορθοφωσφορικών (PO 4 P) Άζωτο µε τη µορφή αµµωνίας (ΝΗ 3 -Ν) Ολικό άζωτο Kjeldahl (TKN) Βαρέα µέταλλα κι άλλα στοιχεία Υπολειµµατική συγκέντρωση όζοντος στην υγρή φάση (µόνο κατά την επεξεργασία µε όζον) Συγκέντρωση όζοντος στην αέρια φάση (µόνο κατά την επεξεργασία µε όζον) Οι αναλύσεις διεξάχθηκαν σύµφωνα µε τις πρότυπες µεθόδους ανάλυσης των υγρών αποβλήτων (APHA-AWWA-WEF, 1995), ως εξής:

114 4. Πειραµατικό Μέρος 91 Μέτρηση ph Το πεχάµετρο που χρησιµοποιήθηκε για τις µετρήσεις της ενεργού οξύτητας είναι το µοντέλο ΗΙ 8519 της εταιρίας Hanna Instruments. Η ακρίβεια του οργάνου είναι ± 0.01 µονάδες ph και η ρύθµισή του γινόταν µε χρήση προτύπων διαλυµάτων µε ph 7, 4 και 10 (9887 Titrisol, 9884 Titrisol και 9880 Titrisol, αντίστοιχα). Μέτρηση απορρόφησης UV 254 nm (APHA-AWWA-WEF, 1995) H απορρόφηση ακτινοβολίας σε µήκος κύµατος 254 nm αποτελεί µία µέθοδο ποσοτικής εκτίµησης διαλυµένων ενώσεων που διαθέτουν διπλό δεσµό. Τα δείγµατα, πριν τον προσδιορισµό της απορρόφησης, διηθούνταν ώστε να αποµακρυνθούν τυχόν στερεά σωµατίδια που επηρεάζουν τη µέτρηση. Το φασµατοφωτόµετρο UV VIS που χρησιµοποιήθηκε είναι της εταιρίας Shimadzu, µοντέλο UV Μέτρηση θολότητας Η θολότητα ορίζεται ως η οπτική ιδιότητα του υγρού να προκαλεί διάχυση και απορρόφηση του φωτός, χωρίς να επιτρέπει τη διέλευση του. Χρησιµοποιείται ευρύτατα για τον έλεγχο της παρουσίας αιωρούµενων στερεών σε υδατικά δείγµατα. Η θολότητα επηρεάζεται από τον αριθµό, το µέγεθος, το σχήµα, τη σύσταση των σωµατιδίων και το µήκος κύµατος του φωτός. Προκαλείται από τα αιωρούµενα σωµατίδια όπως ο άργιλος, η ιλύς, το λεπτά διαµερισµένο οργανικό και ανόργανο φορτίο, το διαλυτό οργανικό φορτίο, το πλαγκτόν και άλλους µικροσκοπικούς οργανισµούς (Μήτρακας, 2001). Η µέτρηση της θολότητας στηρίζεται στη σκέδαση του φωτός που προκαλείται από το δείγµα. Η συσκευή µέτρησης περιλαµβάνει µια δέσµη ορατού φωτός και έναν ανιχνευτή διαχεόµενης ακτινοβολίας. Η θολότητα ποσοτικοποιείται µε νεφελοµετρία, µια σχετική µέτρηση που εκφράζεται µε µονάδες NTU (Nephelometric Turbidity Units). Το θολοσίµετρο που χρησιµοποιήθηκε είναι της εταιρίας Aqualytic, µοντέλο Lab Vis, Γερµανίας. Η ρύθµιση του οργάνου γινόταν µε πρότυπα διαλύµατα φορµαζίνης µε θολότητα 0.02, 10 και 1000 NTU. Προσδιορισµός χηµικά απαιτούµενου οξυγόνου (COD) (APHA-AWWA-WEF, 1995) Η µέθοδος προσδιορισµού του COD αποτελεί ουσιαστικά µία µέθοδο προσδιορισµού του οργανικού φορτίου που περιέχεται σε κάποιο δείγµα. Οι οργανικές ενώσεις ενός δείγµατος οξειδώνονται παρουσία του οξειδωτικού µέσου K 2 Cr 2 O 7, του ΗgSO 4 που προστίθεται για

115 4. Πειραµατικό Μέρος 92 τη δέσµευση των χλωριούχων ιόντων που παρεµποδίζουν τη µέτρηση, και του Αg 2 SO 4 που λειτουργεί ως καταλύτης για την οξείδωση ουσιών, όπως οι αρωµατικοί υδρογονάνθρακες. Σε φιαλίδιο που περιείχε τα κατάλληλα αντιδραστήρια, προστίθονταν 2 ml διηθηµένου δείγµατος, ενώ ταυτόχρονα χρησιµοποιούνταν κι ένα δεύτερο, στο οποίο προστίθονταν 2 ml απιονισµένου νερού, ως τυφλό. Στη συνέχεια τα φιαλίδια εισάγονταν για 2 ώρες σε θερµοκρασία C σε κατάλληλο αντιδραστήρα (Thermoreaktor CR 3000, WTW). Κατά τη διάρκεια της θέρµανσης τα φιαλίδια ανακινούνταν τουλάχιστον δύο φορές. Μετά από δύο ώρες τα φιαλίδια αποµακρύνονταν από τον αντιδραστήρα και αφήνονταν να ψυχθούν µέχρι τη θερµοκρασία περιβάλλοντος (τουλάχιστον 45 min). Ακολούθως, ο προσδιορισµός του COD πραγµατοποιούνταν µε φασµατοφωτοµετρία, (Spectrophotometer PC spectro, Aqualytic). Προσδιορισµός διαλυµένου φωσφόρου µε τη µορφή ορθοφωσφορικών (APHA-AWWA- WEF, 1995) Ο προσδιορισµός του διαλυµένου φωσφόρου µε τη µορφή ορθοφωσφορικών γινόταν µε φασµατοφωτοµετρική µέθοδο. Αρχικά τοποθετούνταν 50 ml διαλύµατος σε ποτήρι ζέσεως. Kατόπιν, προστίθονταν 8 ml διαλύµατος Mixed Reagent και το διάλυµα παρέµενε σε ηρεµία για 10 min (όχι περισσότερο από 40 min). Μετά το απαιτούµενο χρονικό διάστηµα, πραγµατοποιούνταν ο φασµατοφωτοµετρικός προσδιορισµός µε χρήση κυψελίδων 1 cm (UV-1201, UV-Vis Spectrophotometer, SHIMADZU) σε µήκος κύµατος ακτινοβολίας 880 nm. To διάλυµα Mixed Reagent το οποίο είχε διάρκεια ζωής περίπου τέσσερις ώρες, παρασκευαζόταν µε την ανάµιξη των παρακάτω διαλυµάτων: 50 ml διαλύµατος H 2 SO 4 5Ν 5 ml διαλύµατος ταρταρικό κάλιο (1.37 g σε 500 ml απιονισµένου νερού) 15 ml διαλύµατος µολυβδαινικού αµµωνίου (4 g σε 100 ml απιονισµένου νερού) 30 ml διαλύµατος ασκορβικού οξέος (1.73 g σε 100 ml απιονισµένου νερού) Προσδιορισµός αζώτου µε τη µορφή αµµωνίας (ΝΗ 3 -Ν) (APHA-AWWA-WEF, 1995) Ο προσδιορισµός του αζώτου µε τη µορφή αµµωνίας γινόταν µε τιτλοδότηση. Αρχικά, τοποθετούνταν 50 ml διαλύµατος σε ένα ποτήρι ζέσεως 250 ml. Κατόπιν προστίθονταν 2.5 ml βορικού ρυθµιστικού διαλύµατος και ρυθµιζόταν το ph περίπου στο 9.5 µε διάλυµα NaOH 0.5N. Στη συνέχεια, το δείγµα µεταφερόταν σε φιάλη Kjeldahl, προστίθονταν σφαίρες βρασµού και αποστάζονταν περίπου 50 ml (µε απλή συσκευή απόσταξης) σε

116 4. Πειραµατικό Μέρος 93 κωνική φιάλη που περιείχε 5 ml διαλύµατος βορικού οξέος. Έπειτα προστίθονταν 2-3 σταγόνες µικτού δείκτη και γινόταν τιτλοδότηση µε διάλυµα H 2 SO N (το χρώµα µεταβαλλόταν από πράσινο σε ροζ-µωβ). Η παρασκευή διαλυµάτων περιελάµβανε: Ρυθµιστικό διάλυµα βορίου: Προστίθονταν 88 ml διαλύµατος ΝaΟΗ 0.1 Ν σε 500 ml διαλύµατος Na 2 B 4 O M (9.5 g Na 2 B 4 O 7 10H 2 O σε 1 L απεσταγµένου νερού) και αραιώνονταν µέχρι 1 L. ιάλυµα Βορικού Οξέος: διαλύονταν 20 g H 3 BO 4 σε 1 L απεσταγµένου νερού. ιάρκεια ζωής: ένας µήνας. ιάλυµα H 2 SO N: Παρασκευαζόταν από πυκνότερο διάλυµα H 2 SO 4 (0.1 Ν). Τέλος, το άζωτο µε τη µορφή αµµωνίας υπολογιζόταν από τον τύπο: ΝΗ 3 -Ν (mg/l)= [(A-B) ]/ (ml αρχικού δείγµατος) (4.1) όπου: Α= απαιτούµενα ml διαλύµατος H 2 SO 4 για την τιτλοδότηση του δείγµατος Β= απαιτούµενα ml διαλύµατος H 2 SO 4 για την τιτλοδότηση του τυφλού Προσδιορισµός ολικού αζώτου Kjeldah (APHA-AWWA-WEF, 1995)l Με τη µέθοδο Kjeldahl προσδιορίζεται το σύνολο του οργανικού και αµµωνιακού αζώτου. Η χώνευση των δειγµάτων παρουσία H 2 SO 4, K 2 SO 4 και HgSO 4 (καταλύτης) προκαλεί τη µετατροπή του αζώτου πολλών οργανικών ουσιών, καθώς και του αµµωνιακού αζώτου, σε θειικό αµµώνιο (NH 4 ) 2 SO 4. Η χώνευση των δειγµάτων πραγµατοποιήθηκε σε φιαλίδια, στα οποία εκτός από 5 ml δείγµατος είχαν διαλυθεί και τα κατάλληλα αντιδραστήρια χώνευσης. Έπειτα από 1 h στο θάλαµο χώνευσης (Thermoreactor, WTW) ακολουθούσε φασµατοφωτοµετρικός προσδιορισµός (Aqualytic spectrophotometer). Προσδιορισµός βαρέων µετάλλων κι άλλων στοιχείων (APHA-AWWA-WEF, 1995) Εκτός από τις παραπάνω παραµέτρους πραγµατοποιήθηκε και ο προσδιορισµός των στοιχείων: νάτριο (Na), µαγνήσιο (Mg), ασβέστιο (Ca), κάλιο (Κ), κάδµιο (Cd), χρώµιο (Cr), χαλκός (Cu), σίδηρος (Fe), αρσενικό (As), νικέλιο (Ni), µόλυβδος (Pb), ψευδάργυρος (Zn), αργίλιο (Al) και µαγγάνιο (Mn), µε τη µέθοδο του επαγωγικά συζευγµένου πλάσµατος (ICP, Inductively Coupled Plasma). Προσδιορισµός όζοντος στην υγρή φάση (APHA-AWWA-WEF, 1995) Η µέθοδος που ακολουθήθηκε είναι η χρωµατοµετρική µέθοδος Indigo. Η µέθοδος στηρίζεται στην ιδιότητα του όζοντος να αποχρωµατίζει αυθόρµητα το indigo. Ο

117 4. Πειραµατικό Μέρος 94 αποχρωµατισµός ενός διαλύµατος indigo, που γίνεται µε προσδιορισµό της µείωσης της απορρόφησης του δείγµατος σε µήκος κύµατος 600 nm, είναι ανάλογη της συγκέντρωσης του όζοντος. Πιο συγκεκριµένα, σε ογκοµετρική φιάλη που περιείχε 10 ml αντιδραστηρίου indigo I ή indigo ΙΙ (ανάλογα µε την αναµενόµενη συγκέντρωση όζοντος), εισαγόταν κατάλληλη ποσότητα δείγµατος, ώστε να αποχρωµατίζει ορατά το αντιδραστήριο, και στη συνέχεια, προσδιοριζόταν η απορρόφηση στα 600 nm. Η διαδικασία αυτή γινόταν αµέσως µετά την επεξεργασία ενός δείγµατος µε όζον. Αναλυτικότερα, τα αντιδραστήρια που χρησιµοποιήθηκαν είναι τα εξής : ιάλυµα Indigo: 1 ml πυκνό φωσφορικό οξύ (85%) και 770 mg potassium indigo trisulfonate, C 16 H 7 N 2 O 11 S 3 K 3, προστίθονταν σε 1 L απιονισµένο νερό. Αντιδραστήριο Indigo I: 20 ml στοκ διάλυµα indigo, 10 g δισ-όξινου φωσφορικού νατρίου (NaH 2 PO 4 ) και 7 ml πυκνού φωσφορικού οξέως προστίθονταν σε απιονισµένο νερό µέχρι τελικού όγκου 1 L. Αντιδραστήριο Indigo IΙ: παρασκευαζόταν όπως το αντιδραστήριο Indigo Ι, µόνο που αντί για 20 ml στοκ διάλυµα indigo προστίθονταν 100 ml. O υπολογισµός της συγκέντρωσης του υπολειπόµενου όζοντος γίνεται σύµφωνα µε την παρακάτω εξίσωση: 100 ( Α) mg O 3 / L= (4.2) f b V όπου ( Α) = η διαφορά απορρόφησης σε µήκος κύµατος 600 nm του δείγµατος από το τυφλό b = µήκος της κυψελίδας V = ο όγκος του δείγµατος σε ml f = σταθερά αναλογίας 0.42 Προσδιορισµός της συγκέντρωσης του όζοντος στην αέρια φάση (APHA-AWWA-WEF, 1995) Το αέριο ρεύµα που εξερχόταν από τον αντιδραστήρα, κατά τη διάρκεια των πειραµάτων επεξεργασίας µε όζον, οδηγούνταν σε παγίδες αερίων, για τον προσδιορισµό της ποσότητας του όζοντος που περιεχόταν σε αυτό. Χρησιµοποιούνταν δύο παγίδες αερίων, που βρίσκονταν σε σειρά, ενώ το αέριο ρεύµα διερχόταν για χρονικό διάστηµα ίσο µε αυτό του πειράµατος, ώστε στο τέλος προσδιοριζόταν η συνολική ποσότητα του όζοντος που

118 4. Πειραµατικό Μέρος 95 δεν αντέδρασε. Η πρώτη χρησιµοποιούνταν για τη δέσµευση αφρών, που τυχόν συµπαρασύρονταν στο αέριο µίγµα, ενώ η δεύτερη περιείχε 200 ml ΚΙ σε συγκέντρωση 2%, για τη δέσµευση του όζοντος. Μετά το τέλος του πειράµατος, η ποσότητα του όζοντος προσδιοριζόταν µε τιτλοδότηση, όπως περιγράφεται παρακάτω. Επιπλέον, η ίδια µεθοδολογία ακολουθήθηκε και για τον προσδιορισµό της ποσότητας του όζοντος που παρήγαγε ο οζονιστήρας. Το ρεύµα εξόδου του οζονιστήρα διερχόταν από τον κενό αντιδραστήρα για 5 min και στη συνέχεια οδηγούνταν στις παγίδες για τον περαιτέρω προσδιορισµό του όζοντος. Τα αντιδραστήρια που χρησιµοποιήθηκαν για την τιτλοδότηση ήταν τα εξής: ιάλυµα H 2 SO 4, 2Ν. ιάλυµα ΚΙ, 2% β.ό. σε απιονισµένο νερό. ιάλυµα Na 2 S 2 O 3, N σε απιονισµένο νερό. ιάλυµα δείκτη αµύλου. Σε 5 g αµύλου προστέθηκε µικρή ποσότητα απιονισµένου νερού, µέχρι την παρασκευή λεπτής πάστας (αλοιφή), η οποία στη συνέχεια προστέθηκε σε νερό που βρισκόταν σε βρασµό. Έπειτα από επαρκή ανάδευση για τη διαλυτοποίησή του, παρέµεινε για 24 h σε ηρεµία. Στη συνέχεια, στο υπερκείµενο διάλυµα προστέθηκαν 1.2 g σαλυκιλικού οξέως και 4 g χλωριούχου ψευδαργύρου. Η µέθοδος τιτλοδότησης περιελάµβανε την προσθήκη 10 ml διαλύµατος H 2 SO 4 σε 200 ml διαλύµατος ΚΙ (περιεχόµενο της παγίδας αερίου) και στη συνέχεια την προσθήκη κατάλληλης ποσότητας διαλύµατος N Na 2 S 2 O 3, ώστε το χρώµα του διαλύµατος ΚΙ να µετατραπεί σε ανοικτό κίτρινο. Έπειτα, προστίθονταν 2 ml διαλύµατος δείκτη αµύλου και συνεχιζόταν η τιτλοδότηση µε διάλυµα N Na 2 S 2 O 3, µέχρι τον αποχρωµατισµό του διαλύµατος. Τέλος, για τον προσδιορισµό της ποσότητας του όζοντος, χρησιµοποιούνταν η παρακάτω εξίσωση: A mg O 3 / min= (4.3) T όπου: Α: είναι η ποσότητα του διαλύµατος N Na 2 S 2 O 3 που χρησιµοποιήθηκε για τον αποχρωµατισµό του διαλύµατος ΚΙ (ml), και Τ: είναι ο χρόνος αντίδρασης (οζονισµού) (min).

119 4. Πειραµατικό Μέρος Μέθοδοι δοκιµών τοξικότητας Οι οργανισµοί που χρησιµοποιήθηκαν για τον έλεγχο τοξικότητας ήταν τα βακτήρια Vibrio fischeri, τα µικροφύκη Selenastrum capricornutum, τα βραγχιόποδα Daphnia magna, Daphnia pulex, Thamnocephalus platyurus και τα τροχόζωα Brachionus calyciflorus. Φωτοβακτήρια Vibrio fischeri (Microtox test) Το πείραµα στηρίζεται στη µέτρηση της φωταύγειας των θαλάσσιων φωτοβακτηριδίων V. fischeri (στέλεχος NRRL B-11177). Τα βακτήρια αυτά, εφόσον αναπτυχθούν κατάλληλα, παράγουν φως ως παραπροϊόν της κυτταρικής τους αναπνοής. Η βακτηριακή βιοφωταύγεια λοιπόν, είναι άµεσα συνδεδεµένη µε την αναπνοή και οποιαδήποτε αναστολή στην κυτταρική δραστηριότητα έχει ως αποτέλεσµα το µειωµένο ρυθµό αναπνοής και την αντίστοιχη µείωση στην ένταση της παραγόµενης φωταύγειας. Το φάσµα εκποµπής φωτός του βακτηρίου παρουσιάζει µέγιστη ένταση στα 490 nm στην ορατή περιοχή (Newman and Unger, 2002). Τα πειράµατα πραγµατοποιούνταν έπειτα από ρύθµιση της αλατότητας στο 2 %, η οποία επιτυγχανόταν µε την προσθήκη κατάλληλης ποσότητας διαλύµατος αλατότητας 22 % (NaCl), οπότε η µέγιστη συγκέντρωση των δειγµάτων στα πειράµατα ήταν 82 % (Microbics, 1995). Η συντήρηση των δειγµάτων και του τυφλού κατά τη διεξαγωγή των πειραµάτων, καθώς και η µέτρηση της φωταύγειάς τους γινόταν στον εργαστηριακό αναλυτή Microtox model 500 (SDI, Αµερική) σε θερµοκρασία 15 ο C και για χρόνο έκθεσης των βακτηρίων µέχρι 30 min. Αναλυτικότερα, τα αντιδραστήρια που χρησιµοποιούνταν ήταν τα παρακάτω: Ακινητοποιηµένα βακτήρια (Microtox acute reagents): τα φωτοβακτήρια V. fischeri διατηρούνται σε κατάλληλα φιαλίδια σε ακινητοποιηµένη κατάσταση στους - 20 C µε -25 C µέχρι και ένα χρόνο. Κάθε φιαλίδιο περιέχει περίπου 10 8 οργανισµούς. ιάλυµα ενεργοποίησης των βακτηριδίων (Microtox reconstitution solution): υδατικό διάλυµα συγκέντρωσης 0.01 % σε NaCl. ιάλυµα αραίωσης (Microtox diluent): υδατικό διάλυµα συγκέντρωσης 2 % σε NaCl, απαραίτητο για την οσµωτική προστασία των βακτηρίων.

120 4. Πειραµατικό Μέρος 97 ιάλυµα OAS (Osmotic Adjusting Solution): υδατικό διάλυµα συγκέντρωσης 22% σε NaCl, για τη ρύθµιση της αλατότητας των δειγµάτων. Σε κάθε πείραµα, παράλληλα µε τα δείγµατα εξεταζόταν και η απόκριση ενός τυφλού. Στις περισσότερες περιπτώσεις, το τυφλό δείγµα αποτελούνταν από διάλυµα αραίωσης. Ωστόσο, στα πειράµατα ελέγχου τοξικότητας των δειγµάτων που είχαν υποστεί προσυγκέντρωση σε διαλύτη DMSO, το τυφλό αποτελούνταν από διάλυµα αραίωσης και διαλύτη σε περιεκτικότητα ίση µε αυτήν των προ-συγκεντρωµένων δειγµάτων. Επιπλέον, στις περιπτώσεις όπου η µέγιστη συγκέντρωση ενός δείγµατος προκαλούσε αναστολή 100 %, εξεταζόταν η προκαλούµενη αναστολή διαδοχικών αραιώσεων του δείγµατος, οπότε υπολογιζόταν η συγκέντρωση ΙC 50 (Inhibition Concentration 50 = Συγκέντρωση Αναστολής 50 ). Η τιµή ΙC 50 αντιπροσωπεύει τη συγκέντρωση ενός δείγµατος που προκαλεί 50% µείωση του εκπεµπόµενου φωτός, συγκρινόµενο µε αυτό ενός τυφλού (control). Μικροφύκη Pseudokircheneriella subcapitata (ALGALTOXKIT F) Στο πείραµα ελέγχου τοξικότητας µε τα µικροφύκη Ρ. subcapitata, προσδιορίζεται ο ρυθµός ανάπτυξης των µικροφυκών στα δείγµατα και στο µάρτυρα κατά τη συντήρησή τους σε θερµοκρασία 23 ο C, συνεχή φωτισµό 8000 lux και για χρονικά διαστήµατα 24, 48 και 72 h (ΟΕCD, 1984). Αρχικά, οι οργανισµοί βρίσκονται ακινητοποιηµένοι σε σφαιρικά συσσωµατώµατα και η ενεργοποίησή τους γίνεται άµεσα µε την προσθήκη διαλύµατος ενεργοποίησης (matrix solution, Microbiotests), φυγοκέντρηση σε 3000 rpm, προσθήκη απιονισµένου νερού και φυγοκέντρηση. Τελικά, τα µικροφύκη εισάγονται σε κατάλληλο διάλυµα καλλιέργειας και η πυκνότητά τους προσδιορίζεται µε µέτρηση της οπτικής πυκνότητας σε µήκος κύµατος 670 nm. Κατά τη διεξαγωγή των πειραµάτων, 25 ml δείγµατος, µικροφύκη και κατάλληλα θρεπτικά συστατικά προστίθονταν σε κυψελίδες µε µήκος 10 cm. Η τελική συγκέντρωση των µικροφυκών στα δείγµατα ήταν 10 6 /100 ml. Κάθε δείγµα εξεταζόταν µε τρεις επαναλήψεις, και ο ρυθµός ανάπτυξης των µικροφυκών προσδιοριζόταν µε τη µέτρηση της οπτικής πυκνότητας στα 670 nm ανά 24 h. Τα πειράµατα θεωρούνταν αξιόπιστα, όταν η βιοµάζα των µικροφυκών στο δείγµα του τυφλού αυξανόταν τουλάχιστον 16 φορές έπειτα από χρόνο πειράµατος 72 h.

121 4. Πειραµατικό Μέρος 98 Βραγχιόποδα Daphnia magna (DAPHTOXKIT F magna) Στο πείραµα µε τα βραγχιόποδα D. magna, οι οργανισµοί αρχικά ήταν σε «αυγά» (εφίππια). Τα εφίππια επωάζονταν κάτω από σταθερή θερµοκρασία 20 o C και φωτισµό περίπου 6000 lux για διάστηµα τριών ηµερών. Οι οργανισµοί που προέκυπταν µεταφέρονταν σε πλαστικές κυψελίδες όπου περιέχονταν το τυφλό και τα δείγµατα. Στο τυφλό και σε κάθε δείγµα µεταφέρονταν συνολικά 20 βραγχιόποδα ανά 5 σε 4 κυψελίδες µε ποσότητα δείγµατος ανά κυψελίδα 10 ml. Η τοξικότητα προσδιοριζόταν µε τη µέτρηση του αριθµού των οργανισµών στο δείγµα που ήταν ακινητοποιηµένοι µετά από τη συντήρηση των δειγµάτων σε θερµοκρασία 20 ο C απουσία φωτός και για χρόνους 24 ωρών (OECD, 1985). Βραγχιόποδα Thamnocephalus platyurus (THAMNOTOXKIT F) Τα βραγχιόποδα T. platyurus επωάζονταν από τις κύστεις τους σε διάρκεια 24 ωρών µε σταθερή θερµοκρασία 25 o C και φωτισµό περίπου 4000 lux. Στο τυφλό και στα δείγµατα µεταφέρονταν 30 οργανισµοί, ανά 10 σε τρεις κυψελίδες, µε ποσότητα δείγµατος ανά κυψελίδα, ίση προς 1 ml. Η ακινησία των βραγχιόποδων στο µάρτυρα και στα δείγµατα καταγραφόταν µε χρήση στερεοσκόπιου (x10), έπειτα από 24 ώρες συντήρησης των δειγµάτων στους 25 o C απουσία φωτός (Thamnotoxkit F., 1995). Τροχόζωα Brachionus calyciflorus (ROTOXKIT F) Το πείραµα στηριζόταν στον προσδιορισµό της ακινησίας των τροχόζωων B.calyciflorus µετά από 24 ώρες έκθεσής τους στο δείγµα σε σταθερή θερµοκρασία 25 oc, απουσία φωτός. Τα τροχόζωα επωάζονταν από τις κύστεις τους σε διάρκεια ωρών κάτω από συνθήκες σταθερής θερµοκρασίας 25 C και συνεχούς φωτισµού ~ 4000 lux. Σε κάθε δείγµα εισάγονταν 30 τροχόζωα, από 5 τροχόζωα σε 6 κυψελίδες, µε ποσότητα δείγµατος ανά κυψελίδα 0.3 ml (ASTM, 1991). Η µέτρηση των ακινητοποιηµένων τροχόζωων µετά την έκθεσή τους στα δείγµατα γινόταν µε χρήση στερεοσκοπίου (x10) Μέθοδος ελέγχου µεταλλαξιγένεσης Στην παρούσα εργασία χρησιµοποιήθηκε το πείραµα ελέγχου µεταλλαξιγένεσης Ames test στα στελέχη ΤΑ 100 και ΤΑ 98 των βακτηρίων Salmonella typhimurium, απουσία και παρουσία ενζύµων µεταβολισµού (Maron and Ames, 1983, ΑPHA-AWWA-WEF, 1995,

122 4. Πειραµατικό Μέρος 99 Mortelmans and Zeiger, 2000). Η διαδικασία εκτέλεσης των πειραµάτων, παρασκευής των καλλιεργειών, καθώς και η προετοιµασία των αντιδραστηρίων που χρησιµοποιήθηκαν πραγµατοποιήθηκε στο Εργαστήριο Φυσιολογίας Ζώων του Τοµέα Ζωολογίας του Τµήµατος Βιολογίας και περιγράφεται παρακάτω. Πειραµατική διαδικασία (Maron and Ames, 1983, ΑPHA-AWWA-WEF, 1995, Mortelmans and Zeiger, 2000) Κάθε µία δόση προ-συγκεντρωµένου δείγµατος εισαγόταν σε αποστειρωµένο δοκιµαστικό σωλήνα που περιείχε 2 ml υπερκείµενου άγαρ και 100 µl πρόσφατης καλλιέργειας. Το µίγµα διατηρούνταν σε θερµοκρασία περίπου 45 ο C για την αποφυγή στερεοποίησής του. Στη συνέχεια, αναδευόταν και απλωνόταν σε τριβλίο που περιείχε εκλεκτικό άγαρ (GM minimal agar). Το τριβλίο, έπειτα από τη στερεοποίηση τού υπερκείµενου άγαρ, αναποδογυριζόταν και τοποθετούνταν σε θάλαµο σταθερής θερµοκρασίας 37 ο C, για χρονικό διάστηµα h. Στη συνέχεια, γινόταν µέτρηση των αποικιών µε γυµνό οφθαλµό. Στην περίπτωση που εξεταζόταν η επίδραση της µεταβολικής ενεργοποίησης στην ικανότητα µεταλλαξιγένεσης των δειγµάτων, προστίθονταν στο µίγµα του υπερκείµενου άγαρ και των βακτηρίων, επιπλέον 500 µl διαλύµατος S9. Το µίγµα S9 είναι εκχύλισµα ήπατος, που προκύπτει από οµογενοποίηση και φυγοκέντρηση ήπατος πειραµατόζωων που τους έχει χορηγηθεί παράγοντας διέγερσης των ενζύµων ηπατικής αποτοξίνωσης Aroclor Το S9 ενεργοποιούνταν µε κατάλληλο διάλυµα, που περιείχε συστατικά που παρέχουν την απαραίτητη αναγωγική δράση στα ένζυµα του κυτοχρώµατος, λίγο πριν την εκκίνηση των πειραµάτων (Trinova Biochem, Gmbh). Τα κριτήρια για τον χαρακτηρισµό ενός δείγµατος ως µεταλλαξιγόνο, ήταν ο διπλασιασµός (τουλάχιστον) των αποικιών σε σχέση µε αυτές του τυφλού, καθώς και η γραµµική σχέση µεταξύ δόσης και απόκρισης (δηλαδή αριθµού αποικιών). Τα δείγµατα των δευτεροβάθµιων εκροών και των επεξεργασµένων αποβλήτων είχαν προ-συγκεντρωθεί, πριν τη διεξαγωγή των πειραµάτων µεταλλαξιγένεσης, κατά 2000 φορές µε τη διαδικασία εκχύλισης στερεής φάσης (solid phase extraction). Στα πειράµατα χρησιµοποιήθηκε ο διαλύτης δι-µέθυλο-σουλφοξείδιο (DMSO) ως τυφλό, ενώ εξετάστηκαν ταυτόχρονα και θετικοί µάρτυρες ουσίες για τις οποίες είναι γνωστή η µεταλλαξιγόνος δράση τους (positive control). Πιο αναλυτικά, για το στέλεχος ΤΑ 100 χρησιµοποιήθηκαν το νατραζίδιο (sodium azide, ΝαΝ 2 ) και το βένζο(α)πυρένιο για τα πειράµατα απουσία και παρουσία µεταβολικής ενεργοποίησης, αντίστοιχα, ενώ για το στέλεχος ΤΑ 98 οι ουσίες

123 4. Πειραµατικό Μέρος 100 υπεροξείδιο του υδρογόνου και 2-άµινο-ανθρακένιο για τα πειράµατα χωρίς και µε µεταβολική ενεργοποίηση, αντίστοιχα. Προετοιµασία στοκ καλλιεργειών (Maron and Ames, 1983, ΑPHA-AWWA-WEF, 1995, Mortelmans and Zeiger, 2000) Στην εργασία µελετήθηκαν στα στελέχη ΤΑ 100 και ΤΑ 98 (Ινστιτούτο Βιολογίας, Εθνικό Κέντρο Ερευνών ηµόκριτος ). Αµέσως µετά την παραλαβή των στελεχών σε τρυβλία, ξεκίνησε η διαδικασία παρασκευής καλλιεργειών για κάθε ένα από τα στελέχη: αρχικά παρασκευάστηκαν οι µόνιµες στοκ καλλιέργειες, στη συνέχεια οι στοκ καλλιέργειες εργασίας, ενώ οι καλλιέργειες για τη διεξαγωγή των πειραµάτων προετοιµάζονταν h πριν την εκκίνηση των πειραµάτων. Αναλυτικότερα, οι διαδικασίες που ακολουθήθηκαν περιγράφονται παρακάτω: 1. Μόνιµες καλλιέργειες στοκ. Μικρή ποσότητα στελεχών από το αρχικό τριβλίο (παραλαβής) µεταφέρθηκε σε περίπου 5 ml θρεπτικό ζωµό. Στη συνέχεια, µία σταγόνα από το διάλυµα αυτό µεταφέρθηκε σε τριβλίο που περιείχε θρεπτικό άγαρ και διασκορπίστηκε. Έπειτα από επώαση περίπου 16 h έγινε οπτική παρατήρηση για την ανάπτυξη αποικιών. Μία από αυτές µεταφέρθηκε και διασκορπίστηκε σε τριβλίο εκλεκτικού άγαρ µε περίσσεια βιοτίνης, ιστιδίνης και αµπικιλλίνης. Αυτό το στάδιο καθαρισµού επαναλήφθηκε, ώστε να είναι βέβαιη η αποµόνωση και δέσµευση κατάλληλων στελεχών. Έπειτα, από το τριβλίο του δεύτερου σταδίου καθαρισµού, µεταφέρθηκαν πέντε αποικίες σε προσηµειωµένες θέσεις ενός τριβλίου εκλεκτικού άγαρ που περιείχε θρεπτικά και αντιβιοτικά (master plate). Το τριβλίο επωάστηκε για περίπου 48 h στους 37 ο C. Μετά την ανάπτυξη των πέντε αποικιών, µικρή ποσότητα από κάθε µία εµβαπτίστηκε σε διαφορετικές µερίδες 5 ml θρεπτικού ζωµού, οι οποίες παρέµειναν στον επωαστή για 16 h, ενώ στη συνέχεια πραγµατοποιήθηκε ο έλεγχος των στελεχών (βλ. επόµενη παράγραφο). Μετά την ολοκλήρωση του ελέγχου, ποσότητα από την αποικία (από master plate) που έδωσε τα καλύτερα αποτελέσµατα κατά τη διάρκεια του ελέγχου, τοποθετήθηκε σε 4.5 ml θρεπτικό ζωµό και παρέµεινε στον επωαστή µέχρι η οπτική του πυκνότητα σε µήκος κύµατος 540 nm να γίνει (1 2x10 9 CFU/mL). Έπειτα, προστέθηκαν 0.5 ml αποστειρωµένου συντηρητικού DMSO, και το µίγµα διαχωρίστηκε σε ποσότητες του 1 ml σε αποστειρωµένα κρυογενή σωληνάρια, τα οποία αποθηκεύτηκαν στους -80 ο C. 2. Στοκ καλλιέργειες εργασίας. Οι καλλιέργειες αυτές ετοιµάζονταν ετησίως και διατηρούνταν στους -80 ο C. Μικρή ποσότητα από την επιφάνεια µιας µόνιµης

124 4. Πειραµατικό Μέρος 101 καλλιέργειας µεταφέρονταν σε 5 ml θρεπτικού υγρού και επωάζονταν (µε ταυτόχρονη ανάδευση rpm) όλο το βράδυ, περίπου 16 h. Έπειτα, µια µικρή ποσότητα διασκορπιζόταν σε τριβλίο εκλεκτικού άγαρ µε περίσσεια βιοτίνης και ιστιδίνης, και παρουσία αµπικιλλίνης. Μια από τις αναπτυγµένες αποικίες καθαριζόταν, σύµφωνα µε τη διαδικασία που αναφέρθηκε νωρίτερα. Μετά από δύο στάδια καθαρισµού, 5 αποικίες µεταφέρθηκαν σε προσηµειωµένες θέσεις ενός βασικού τριβλίου (master plate) και ακολουθήθηκε η ίδια διαδικασία για την ετοιµασία των µόνιµων καλλιεργειών. Από τις καλλιέργειες αυτές ετοιµάζονταν οι καλλιέργειες που χρησιµοποιούνταν στα πειράµατα. 3. Καλλιέργειες για τη διεξαγωγή πειραµάτων. Πριν από κάθε πείραµα, ml stock καλλιέργειας εργασίας, σε θερµοκρασία περιβάλλοντος, επωαζόταν σε Oxoid θρεπτικό ζωµό Νο 2, µέχρι η πυκνότητα των βακτηρίων να γίνει ίση προς 1 2 x10 9 (CFU)/mL. Οι καλλιέργειες µετά την αποµάκρυνσή τους από τον επωαστή διατηρούνταν σε θερµοκρασία περιβάλλοντος, σε σκιερό µέρος. Χαρακτηρισµός έλεγχος των στελεχών (Maron and Ames, 1983, ΑPHA-AWWA-WEF, 1995, Mortelmans and Zeiger, 2000) Η διαδικασία χαρακτηρισµού και ελέγχου ζωτικότητας των οργανισµών πραγµατοποιούνταν µετά την αρχική παραλαβή των στελεχών από το εργαστήριο, αλλά και σε τακτά χρονικά διαστήµατα (ιδιαίτερα κατά τη διαδικασία παρασκευής στοκ καλλιεργειών εργασίας). Τα στελέχη ΤΑ 100 και ΤΑ 98 απαιτούν την παρουσία ιστιδίνης και βιοτίνης για την ανάπτυξή τους. Επιπλέον, περιέχουν τη µετάλλαξη rfα, που επηρεάζει τα κυτταρικά τοιχώµατα, τη διαγραφή uvrb, µε αποτέλεσµα τη µειωµένη ικανότητα διόρθωσης του DNA, και τον παράγοντα R πλασµίδιο pkm101, που προσδίδει αντίσταση στην αµπικιλλίνη. Έτσι, τα στάδια ελέγχου των στελεχών περιελάµβαναν: Έλεγχο της ανάπτυξης απουσία ιστιδίνης: εισαγόταν µικρή ποσότητα καλλιέργειας (που αναπτύχθηκε σε θρεπτικό ζωµό) σε τριβλίο εκλεκτικού υλικού (GM άγαρ) που περιείχε µόνο βιοτίνη. Επειδή η ανάπτυξη των στελεχών Salmonella εξαρτάται από την ιστιδίνη, στο τριβλίο αυτό δεν αναπτύσσονταν αποικίες. Έλεγχο της ανάπτυξης απουσία βιοτίνης: εισαγόταν µικρή ποσότητα καλλιέργειας (που αναπτύχθηκε σε θρεπτικό ζωµό) σε τριβλίο εκλεκτικού υλικού που περιείχε µόνο ιστιδίνη. Επειδή η ανάπτυξη τών υπό µελέτη στελεχών Salmonella εξαρτάται από την παρουσία βιοτίνης, στο τριβλίο αυτό δεν αναπτύσσονταν αποικίες. Έλεγχο της ανάπτυξης παρουσία περίσσειας ποσότητας ιστιδίνης και βιοτίνης: εισαγόταν µικρή ποσότητα καλλιέργειας (που αναπτύχθηκε σε θρεπτικό ζωµό) σε

125 4. Πειραµατικό Μέρος 102 τριβλίο εκλεκτικού υλικού που περιείχε σε περίσσεια ποσότητα ιστιδίνης και βιοτίνης. Επειδή η ανάπτυξη των υπό µελέτη στελεχών Salmonella εξαρτάται από την ιστιδίνη, στο τριβλίο αυτό δεν παρατηρούνταν ανάπτυξη αποικιών. είκτης rfa: εισαγόταν µικρή ποσότητα καλλιέργειας (που αναπτύχθηκε σε θρεπτικό ζωµό) σε τριβλίο εκλεκτικού υλικού που περιείχε σε περίσσεια ποσότητα ιστιδίνης και βιοτίνης, και διάλυµα crystal violet. Τα στελέχη παρουσίαζαν αναστολή στην ανάπτυξή τους. Παρουσία πλασµιδίου pkm101 (αντίσταση στην αµπικιλλίνη): εισαγόταν µικρή ποσότητα καλλιέργειας (που αναπτύχθηκε σε θρεπτικό ζωµό) σε τριβλίο εκλεκτικού υλικού που περιείχε περίσσεια ποσότητα ιστιδίνης και βιοτίνης, και διάλυµα αµπικιλλίνης. Στο τριβλίο αυτό, παρατηρούνταν ανάπτυξη αποικιών. Αντιδραστήρια (Mortelmans and Zeiger, 2000) 1. ιάλυµα Vogel-Bonner (άλατα VB): τα υλικά που χρησιµοποιούνται ανά λίτρο διαλύµατος είναι: Απεσταγµένο νερό σε θερµοκρασία 50 ο C: 650 ml Θειικό µαγνήσιο (MgSO 4 H 2 O): 10 g Ένυδρο κιτρικό οξύ: 100 g Άνυδρο όξινο φωσφορικό κάλιο (Κ 2 ΗPO 4 ): 500 g Φωσφορικό νάτριο-αµµώνιο (Na 2 NH 2 PO 4 4H 2 O): 175 g Σε φιάλη 2 L που περιέχει το θερµό νερό, προστίθενται ένα ένα µε τη σειρά τα παραπάνω συστατικά. Αφού διαλυθεί και το τελευταίο (έπειτα από περίπου 1 h), προστίθεται απεσταγµένο νερό, µέχρι ο συνολικός όγκος του διαλύµατος να γίνει 1 L. Ποσότητες του διαλύµατος ίσες προς 20 ml προστίθενται σε µικρότερα φιαλίδια, τα οποία στη συνέχεια αποστειρώνονται στους 121 ο C για 30 min. Η αποθήκευση γίνεται σε θερµοκρασία περιβάλλοντος σε σκοτάδι. 2. ιάλυµα γλυκόζης 10%: Σε 700 ml απεσταγµένου νερού προστίθενται 100 g γλυκόζης (dextrose). Μετά τη διάλυση της γλυκόζης προστίθεται νερό µέχρι τελικού όγκου 1 L. Το διάλυµα χωρίζεται σε µερίδες των 50 ml, οι οποίες στη συνέχεια αποστειρώνονται στους 121 ο C για 20 min. Τα διαλύµατα αποθηκεύονται στους 4 o C. 3. Εκλεκτικό άγαρ GM άγαρ (ελάχιστου υλικού): Σε 900 ml απεσταγµένου νερού προστίθενται 15 g άγαρ. Το διάλυµα αποστειρώνεται στους 121 ο C για 30 min. Στη συνέχεια, το διάλυµα αφήνεται σε θερµοκρασία δωµατίου για περίπου 45 min, οπότε η θερµοκρασία του είναι περίπου 65 o C. Τότε, προστίθενται 20 ml

126 4. Πειραµατικό Μέρος 103 διαλύµατος αλάτων VB (διάλυµα 1) και 50 ml διαλύµατος γλυκόζης 10% (διάλυµα 2). Έπειτα, το διάλυµα αυτό διανέµεται σε τριβλία διαστάσεων 100x15 mm (περίπου ml ανά τριβλίο). Τα τριβλία που περιέχουν GM άγαρ µπορούν να συντηρηθούν για αρκετές εβδοµάδες στους 4 o C. Πριν τη χρήση τους θα πρέπει να έρθουν σε θερµοκρασία περιβάλλοντος και να πραγµατοποιηθεί οπτική παρατήρηση για τυχόν υπερβολική υγρασία (οπότε τα τρυβλία δε χρησιµοποιούνται). 4. ιάλυµα ιστιδίνης/ βιοτίνης (0.5 mm): Σε 1 L απεσταγµένου νερού, που βρίσκεται σε θερµοκρασία βρασµού, προστίθενται 124 mg D-βιοτίνης (Βάρος συστατικού 247) και 96 mg L-ιστιδίνης HCl (Βάρος συστατικού 191.7), και το διάλυµα ανακινείται µέχρι την πλήρη διάλυση των συστατικών. Στη συνέχεια, το διάλυµα αποστειρώνεται είτε µε διήθηση (0.45 µm), είτε στο αυτόκλειστο στους 121 ο C για 20 min. Το διάλυµα συντηρείται στους 4 o C. 5. Υπερκείµενο άγαρ (Top Agar): Σε 900 ml απεσταγµένου νερού προστίθενται 6 g άγαρ και 6 g ΝaCl. Το διάλυµα θερµαίνεται για περίπου 10 min, ώστε να λιώσει το άγαρ. Έπειτα, προστίθενται 100 ml διαλύµατος ιστιδίνης/βιοτίνης (διάλυµα 4) και το τελικό αυτό διάλυµα αποστειρώνεται στους 121 ο C για 30 min. Η συντήρησή του γίνεται σε θερµοκρασία δωµατίου, σε σκοτεινό µέρος. 6. Θρεπτικός ζωµός για την ανάπτυξη των καλλιεργειών: Σε 1 L απεσταγµένου νερού προστίθενται 25 g θρεπτικού ζωµού Oxoid #2. Το διάλυµα χωρίζεται σε µικρότερες ποσότητες (των 5 ml), οι οποίες αποστειρώνονται στους 121 ο C για 20 min. Η συντήρησή τους γίνεται σε θερµοκρασία περιβάλλοντος, σε σκοτεινό µέρος. 7. Εµπλουτισµένα τρυβλία GM άγαρ για τον έλεγχο των στελεχών, την αποµόνωσή τους και την παρασκευή stock καλλιεργειών: Πριν την προετοιµασία του GM άγαρ (αντιδραστήριο 3) στη φιάλη του άγαρ προστίθενται τα παρακάτω αντιδραστήρια (ανάλογα µε την εφαρµογή): Βιοτίνη (Β): 8 ml διαλύµατος 0.01 %. Ιστιδίνη (Η): 8 ml διαλύµατος 0.5 %. Βιοτίνη/Ιστιδίνη (ΒΗ): 8 ml διαλύµατος βιοτίνης 0.01 % και 8 ml διαλύµατος ιστιδίνης 0.5 %. Βιοτίνη/Ιστιδίνη/Αµπικιλλίνη (ΒΗΑ): 8 ml διαλύµατος βιοτίνης 0.01 %, 8 ml διαλύµατος ιστιδίνης 0.5 % και 3 ml διαλύµατος αµπικιλλίνης (8 mg/ml). 8. ιάλυµα βιοτίνης (0.01 % w/v) για τον έλεγχο των στελεχών, την αποµόνωσή τους και την παρασκευή stock καλλιέργειας: Σε 100 ml απεσταγµένου νερού σε

127 4. Πειραµατικό Μέρος 104 θερµοκρασία βρασµού, προστίθενται 10 mg D-βιοτίνης. Το διάλυµα αποστειρώνεται µε διήθηση (0.45 µm) και συντηρείται σε θερµοκρασία 4 ο C. 9. ιάλυµα ιστιδίνης (0.5 % w/v) για τον έλεγχο των στελεχών, την αποµόνωσή τους και την παρασκευή stock καλλιέργειας: Σε 100 ml απεσταγµένου νερού διαλύονται 500 mg L-ιστιδίνης. Το διάλυµα αποστειρώνεται στους 121 ο C για 15 min και συντηρείται σε θερµοκρασία 4 ο C. 10. ιάλυµα αµπικιλλίνης (0.8 % w/v) για τον έλεγχο παρουσίας του πλασµιδίου pkm101 στα στελέχη και την προετοιµασία των master τρυβλίων: Σε 100 ml απεσταγµένου νερού σε θερµοκρασία 65 o C, διαλύονται 8 mg αµπικιλλίνης. Το διάλυµα αποστειρώνεται µε διήθηση (0.45 µm) και συντηρείται σε θερµοκρασία 4 ο C. 11. ιάλυµα Crystal violet για την επιβεβαίωση της παρουσίας rfa µετάλλαξης στα στελέχη: Σε 100 ml απεσταγµένου νερού διαλύονται 100 mg crystal violet. Το διάλυµα συντηρείται σε σκουρόχρωµο δοχείο, σε θερµοκρασία 4 ο C. 12. Άγαρ θρεπτικών σε τρυβλία (Nutrient agar plates) για τη χάραξη νέο παραληφθέντων στελεχών, τον έλεγχο ευαισθησίας crystal violet (αντί των τρυβλίων µε περίσσεια ιστιδίνης/βιοτίνης) και για τον έλεγχο των βακτηρίων (σχετικά µε τη ζωτικότητά τους): Σε 1 L απεσταγµένου νερού προστίθενται 15 g άγαρ και το αντιδραστήριο θερµαίνεται µέχρι τη διάλυση του άγαρ. Στη συνέχεια, διαλύονται 25 g θρεπτικού ζωµού Oxoid #2 και το διάλυµα αποστειρώνεται στους 121 ο C για 20 min. Αφήνεται σε θερµοκρασία δωµατίου και µόλις η θερµοκρασία φτάσει τους 65 ο C, µοιράζεται σε τρυβλία (20 25 ml ανά τριβλίο). Τα τρυβλία αναποδογυρίζονται και συντηρούνται στους 4 ο C.

128 4. Πειραµατικό Μέρος Πειραµατικές διατάξεις Κροκίδωση Για την αξιολόγηση των κροκιδωτικών, χρησιµοποιήθηκε η συσκευή δοκιµών κροκίδωσης (Jar Test) (Σχήµα 4.1). Η συσκευή περιλαµβάνει τέσσερις διατάξεις ανάµιξης µε ταχύτητα από 0 έως 250 rpm. Η έναρξη και η λήξη της διεργασίας γινόταν µε τη χρήση ενός χειροκίνητου µειωτήρα που ρύθµιζε την ταχύτητα περιστροφής των αναδευτήρων µε έλεγχο της ηλεκτρονικής ένδειξης της ταχύτητας περιστροφής που περιέχει η συσκευή. Η µέτρηση του προκαθορισµένου χρόνου της διεργασίας έγινε µε χρήση ενός ηλεκτρονικού χρονοµέτρου. Σχήµα 4.1. Συσκευή δοκιµών κροκίδωσης. Η πειραµατική διαδικασία της κροκίδωσης στη συσκευή δοκιµών κροκίδωσης περιελάµβανε: 1. Στο πρώτο στάδιο λειτουργίας του αναδευτήρα σε υψηλή ταχύτητα (200 rpm) για την καλή αιώρηση των στερεών σωµατιδίων του δείγµατος (0.8 L) για 5 min. 2. Στο δεύτερο στάδιο, της ταχείας ανάδευσης, η ταχύτητα περιστροφής του αναδευτήρα ήταν 100 rpm και η διάρκεια ανάδευσης 2.5 min. Η προσθήκη του κροκιδωτικού γινόταν ταυτόχρονα στα τέσσερα δοχεία και µετά ακολουθούσε ρύθµιση του ph. Η ταχεία ανάδευση στοχεύει στην πλήρη διασπορά του κροκιδωτικού στο δοχείο και στην οµοιοµορφία του διαλύµατος, εξασφαλίζοντας τη βελτιστοποίηση της ικανότητας του κροκιδωτικού για αποσταθεροποίηση

129 4. Πειραµατικό Μέρος 106 των σωµατιδίων. Κατά τη διεξαγωγή πειραµάτων µε πολυηλεκτρολύτη, η προσθήκη του γινόταν στο τέλος του σταδίου αυτού. 3. Στο τρίτο στάδιο, της αργής ανάδευσης, η ταχύτητα περιστροφής του αναδευτήρα ήταν 20 rpm και η διάρκεια ανάδευσης 17.5 min, ώστε να υποβοηθηθεί η συσσωµάτωση των σωµατιδίων. 4. Στο τελευταίο στάδιο, λάµβανε χώρα ο διαχωρισµός των στερεών µε καθίζηση. Η διάρκεια της καθίζησης ήταν 30 min. Μετά το πέρας της µισής ώρας, λαµβανόταν το υπερκείµενο υγρό και αναλυόταν για τον προσδιορισµό των φυσικοχηµικών παραµέτρων Επεξεργασία µε όζον Τα πειράµατα οζονισµού πραγµατοποιήθηκαν σε εργαστηριακό αντιδραστήρα στήληςφυσαλίδας ηµι-διαλείπουσας λειτουργίας (bubble-column semi-batch reactor) του Εργαστηρίου Γενικής και Ανόργανης Χηµικής Τεχνολογίας του Τµήµατος Χηµείας. Η τροφοδοσία του όζοντος ήταν συνεχής, ενώ του δείγµατος ήταν ασυνεχής (Σχήµα 4.2). Οι διαστάσεις του κυλινδρικού αντιδραστήρα ήταν: ύψος 200 cm, ID = 4 cm και το υλικό κατασκευής διαφανές πλέξι γκλας. Για την παροχή του αερίου χρησιµοποιήθηκε πορώδης κεραµικός διαχυτήρας µε µέγεθος πόρων µm τοποθετηµένος στη βάση του αντιδραστήρα. Για την παραγωγή του όζοντος χρησιµοποιήθηκε γεννήτρια της εταιρείας Ozonia µοντέλο TOGC2A, η οποία παράγει όζον µε ηλεκτρική εκκένωση του ατµοσφαιρικού αέρα (electrical discharge ozone generator). Ο αέρας διαβιβάζεται υπό πίεση (5 bar) σε δύο διαδοχικά συστήµατα ξήρανσης και στη συνέχεια οδηγείται στη γεννήτρια παραγωγής όζοντος. Από τη γεννήτρια εξέρχεται µίγµα ατµοσφαιρικού αέρα όζοντος το οποίο οδηγείται στη βάση του αντιδραστήρα. Η παροχή του αέρα κατά τη διάρκεια των πειραµάτων ήταν 3 LPM (Liters Per Minute) και η ρύθµιση της γεννήτριας στις ενδείξεις από 5 έως 10 (µέγιστο της απόδοσης). Το διάγραµµα ροής της διεργασίας παρουσιάζεται στο Σχήµα 4.3

130 4. Πειραµατικό Μέρος 107 Σχήµα 4.2. Εργαστηριακός αντιδραστήρας στήλης-φυσαλίδας ηµι-διαλείπουσας λειτουργίας (bubble-column semi-batch reactor). Για κάθε πείραµα χρησιµοποιήθηκαν 1000 ml δείγµατος και ο συνολικός χρονος επεξεργασίας κυµάνθηκε από 2 έως 30 min. Το ύψος που καταλάµβανε το δείγµα στον αντιδραστήρα ήταν περίπου 40 cm, δηλαδή αναλογία ύψους/διαµέτρου 10:1, η οποία είναι τυπική για αντιδραστήρες στήλης-φυσαλίδας. Για θερµοκρασία 20 C, η µέγιστη συγκέντρωση (διαλυτότητα) όζοντος στην υγρή φάση ισούται µε το 0.24 της συγκέντρωσης στην αέρια φάση, δηλαδή, 2 και 1.6 mg/l αντίστοιχα. Σε σηµείο λίγο πριν την εισαγωγή του αερίου µίγµατος στον αντιδραστήρα (σηµείο Α- Σχήµα 2.3 και Σχήµα 2.4) τοποθετήθηκε βάνα, ώστε το αέριο µίγµα να κατευθύνεται είτε στον απαγωγό απευθείας, είτε στον αντιδραστήρα. Παγίδα αφρού Παγίδες αερίου 2% KI Ατµοσφαιρικός αέρας Γεννήτρια όζοντος Αντιδραστήρας Σχήµα 4.3. ιάγραµµα ροής της επεξεργασίας των αποβλήτων µε όζον.

131 4. Πειραµατικό Μέρος 108 Β Γ Α Σχήµα 4.4. Πειραµατική διάταξη. Κατά την εκκίνηση των πειραµάτων ρυθµιζόταν η επιθυµητή παροχή αέρα (3 L/min), που οδηγούνταν στον απαγωγό. Στη συνέχεια, ρυθµιζόταν η επιθυµητή ένδειξη παραγωγής του όζοντος µε τη βοήθεια κατάλληλου κουµπιού στη βάση της γεννήτριας. Έπειτα, µε πίεση του κουµπιού χειρισµού Β (Σχήµα 4.4), ξεκινούσε η παραγωγή όζοντος από τη γεννήτρια. Το αέριο µίγµα οδηγούνταν για 5 min στον απαγωγό, ώστε να εξασφαλιστεί η σταθερή λειτουργία της γεννήτριας. Έπειτα από 5 min η βάνα Α (Σχήµα 4.4) περιστρεφόταν κατά 180 ο και το αέριο µίγµα τροφοδοτούνταν στον αντιδραστήρα, ο οποίος στην κορυφή του ήταν αεροστεγώς κλειστός. Το αέριο µίγµα εξερχόταν πλευρικά από κατάλληλη έξοδο (σε ύψος περίπου 1 m από τη βάση του αντιδραστήρα) και οδηγούνταν σε τρεις παγίδες αερίων τοποθετηµένες σε σειρά. Η πρώτη παγίδα ήταν κενή και χρησιµοποιούνταν για τη δέσµευση του αφρού, ενώ οι άλλες δύο περιείχαν 200 ml ΚΙ για τη δέσµευση του όζοντος που δεν αντέδρασε. Μετά το τέλος του χρόνου αντίδρασης, η βάνα περιστρεφόταν και πάλι κατά 180 ο, ώστε το αέριο ρεύµα να οδηγηθεί στο απαγωγό. Στη συνέχεια, σταµατούσε η λειτουργία της γεννήτριας, προσδιοριζόταν το όζον που ήταν διαλυµένο στην υγρή φάση και έπειτα από χρονικό διάστηµα 5 min (οπότε το αέριο µίγµα δεν περιείχε πλέον όζον), ο αέρας διοχετευόταν και πάλι στον αντιδραστήρα για χρονικό διάστηµα 5 min, ώστε να αποµακρύνει το όζον που είχε διαλυθεί στην υγρή φάση. Τέλος, το δείγµα έπειτα από την επεξεργασία λαµβανόταν από την έξοδο, στη βάση του αντιδραστήρα (σηµείο Σχήµα 4.4).

Πρόλογος Το περιβάλλον Περιβάλλον και οικολογική ισορροπία Η ροή της ενέργειας στο περιβάλλον... 20

Πρόλογος Το περιβάλλον Περιβάλλον και οικολογική ισορροπία Η ροή της ενέργειας στο περιβάλλον... 20 Πίνακας περιεχομένων Πρόλογος... 7 1. Το περιβάλλον... 19 1.1 Περιβάλλον και οικολογική ισορροπία... 19 1.2 Η ροή της ενέργειας στο περιβάλλον... 20 2. Οι μικροοργανισμοί... 22 2.1 Γενικά... 22 2.2 Ταξινόμηση

Διαβάστε περισσότερα

Οικοτοξικολογικέςαναλύσεις στα νερά

Οικοτοξικολογικέςαναλύσεις στα νερά Οικοτοξικολογικέςαναλύσεις στα νερά Αθανάσιος Κούγκολος ρ. Χηµικός µηχανικός Αναπληρωτής καθηγητής Τµήµα Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδοµίας και Περιφερειακής Ανάπτυξης, Πολυτεχνική Σχολή, Πανεπιστήµιο Θεσσαλίας,

Διαβάστε περισσότερα

CYPRUS UNIVERSITY OF TECHNOLOGY Faculty of Geotechnical Sciences and Environmental Management Department of Environmental Science and Technology

CYPRUS UNIVERSITY OF TECHNOLOGY Faculty of Geotechnical Sciences and Environmental Management Department of Environmental Science and Technology CYPRUS UNIVERSITY OF TECHNOLOGY Faculty of Geotechnical Sciences and Environmental Management Department of Environmental Science and Technology Msc Thesis METAL BIOLEACHING FROM SLUDGE: CURRENT STATUS

Διαβάστε περισσότερα

Έλεγχος ποιότητας νερού και υγρών αποβλήτων με τη χρήση δοκιμών οικοτοξικότητας

Έλεγχος ποιότητας νερού και υγρών αποβλήτων με τη χρήση δοκιμών οικοτοξικότητας Έλεγχος ποιότητας νερού και υγρών αποβλήτων με τη χρήση δοκιμών οικοτοξικότητας Βασίλειος Τσιρίδης Δρ. Χημικός μηχανικός Εργαστήριο Τεχνικής και Σχεδιασμού Περιβάλλοντος Τομέας Υδραυλικής και Τεχνικής

Διαβάστε περισσότερα

Έλεγχος τοξικότητας του νερού ανθρώπινης κατανάλωσης

Έλεγχος τοξικότητας του νερού ανθρώπινης κατανάλωσης Έλεγχος τοξικότητας του νερού ανθρώπινης κατανάλωσης Βασίλειος Τσιρίδης Χηµικός µηχανικός Τµήµα Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδοµίας και Περιφερειακής Ανάπτυξης, Πανεπιστήµιο Θεσσαλίας, Βόλος ΤΟΞΙΚΟΛΟΓΙΑ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή διατριβή Η ΣΥΓΚΕΝΤΡΩΣΗ ΤΩΝ ΒΑΡΕΩΝ ΜΕΤΑΛΛΩΝ ΣΤΟ ΕΔΑΦΟΣ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ ΠΡΟΣΔΙΟΡΙΣΜΟΥ ΤΟΥΣ Μιχαήλ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή διατριβή ΜΕΛΕΤΗ ΤΗΣ ΑΝΤΙΔΡΑΣΗΣ ΚΑΤΑΛΥΤΙΚΗΣ ΑΝΑΓΩΓΗΣ ΝΙΤΡΙΚΩΝ ΚΑΙ ΝΙΤΡΩΔΩΝ ΙΟΝΤΩΝ ΣΕ ΝΕΡΟ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΥΔΡΟΓΟΝΟΥ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή διατριβή ΚΙΝΗΤΙΚΗ ΜΕΛΕΤΗ ΤΗΣ ΑΝΤΙΔΡΑΣΗΣ ΚΑΤΑΛΥΤΙΚΗΣ ΑΝΑΓΩΓΗΣ ΤΩΝ ΟΞΕΙΔΙΩΝ ΤΟΥ ΑΖΩΤΟΥ (NO X

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΥΔΡΟΠΟΝΙΚΗ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΑ ΔΥΟΣΜΟΥ ΣΕ ΔΙΑΦΟΡΕΤΙΚΑ ΘΡΕΠΤΙΚΑ ΔΙΑΛΥΜΑΤΑ ΕΡΑΤΩ ΝΙΚΟΛΑΪΔΟΥ Λεμεσός 2014

Διαβάστε περισσότερα

Ζουμπούλης Αναστάσιος

Ζουμπούλης Αναστάσιος ΑΝΑΚΤΗΣΗ ΦΩΣΦΟΡΟΥ ΑΠΟ ΤΗ ΔΕΥΤΕΡΟΒΑΘΜΙΑ ΕΚΡΟΗ ΕΓΚΑΤΑΣΤΑΣΕΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΑΣΤΙΚΩΝ ΛΥΜΑΤΩΝ ΓΕΝΙΚΗ ΠΕΡΙΓΡΑΦΗ ΤΟΥ ΕΡΕΥΝΗΤΙΚΟΥ ΕΡΓΟΥ PhoReSE Ζουμπούλης Αναστάσιος Καθηγητής Περιβαλλοντικής Χημείας και Χημικής

Διαβάστε περισσότερα

ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΤΟΜΕΩΣ ΒΙΟΩΟΓΙΩΣ ΖΩΩΝ

ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΤΟΜΕΩΣ ΒΙΟΩΟΓΙΩΣ ΖΩΩΝ o3fi 6 Lτ2ύ) r J ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΤΟΜΕΩΣ ΒΙΟΩΟΓΙΩΣ ΖΩΩΝ Εκτίμηση της τοξικότητας διαφόρων σταδίων επεξεργασίας αποβλήτων τυροκομικών μονάδων με χρήση βιοδευcτών ~ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΜΗΜΑ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΜΗΜΑ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΜΗΜΑ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή Διατριβή Η ΣΥΝΕΙΣΦΟΡΑ ΤΟΥ CΗ 4 ΣΤΟ ΦΑΙΝΟΜΕΝΟ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΤΜΗΜΑ ΝΟΣΗΛΕΥΤΙΚΗΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΤΜΗΜΑ ΝΟΣΗΛΕΥΤΙΚΗΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΤΜΗΜΑ ΝΟΣΗΛΕΥΤΙΚΗΣ Επιβλέπων Καθηγητής: Δρ. Νίκος Μίτλεττον Η ΣΧΕΣΗ ΤΟΥ ΜΗΤΡΙΚΟΥ ΘΗΛΑΣΜΟΥ ΜΕ ΤΗΝ ΕΜΦΑΝΙΣΗ ΣΑΚΧΑΡΩΔΗ ΔΙΑΒΗΤΗ ΤΥΠΟΥ 2 ΣΤΗΝ ΠΑΙΔΙΚΗ ΗΛΙΚΙΑ Ονοματεπώνυμο: Ιωσηφίνα

Διαβάστε περισσότερα

ΜΗΤΡΙΚΟΣ ΘΗΛΑΣΜΟΣ ΚΑΙ ΓΝΩΣΤΙΚΗ ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΜΕΧΡΙ ΚΑΙ 10 ΧΡΟΝΩΝ

ΜΗΤΡΙΚΟΣ ΘΗΛΑΣΜΟΣ ΚΑΙ ΓΝΩΣΤΙΚΗ ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΜΕΧΡΙ ΚΑΙ 10 ΧΡΟΝΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΤΜΗΜΑ ΝΟΣΗΛΕΥΤΙΚΗΣ ΜΗΤΡΙΚΟΣ ΘΗΛΑΣΜΟΣ ΚΑΙ ΓΝΩΣΤΙΚΗ ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΜΕΧΡΙ ΚΑΙ 10 ΧΡΟΝΩΝ ΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ Ονοματεπώνυμο Κεντούλλα Πέτρου Αριθμός Φοιτητικής Ταυτότητας 2008761539 Κύπρος

Διαβάστε περισσότερα

Μικροβιολογική ποιότητα έτοιμων προς κατανάλωση σαλατών

Μικροβιολογική ποιότητα έτοιμων προς κατανάλωση σαλατών ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία Μικροβιολογική ποιότητα έτοιμων προς κατανάλωση σαλατών Σοφία Στεργίου Λεμεσός, Μάιος 2017 1 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΔΕΙΚΤΩΝ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΕΔΑΦΟΥΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΔΕΙΚΤΩΝ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΕΔΑΦΟΥΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΔΕΙΚΤΩΝ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΕΔΑΦΟΥΣ [Μαρία Μαρκουλλή] Λεμεσός 2015 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ

Διαβάστε περισσότερα

Πτυχιακή εργασία. Ελένη Κυριάκου

Πτυχιακή εργασία. Ελένη Κυριάκου Σχολή Γεωπονικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία Βιοδιάσπαση Ιοντικών Υγρών σε Διαφορετικές Θερμοκρασίες από τον Sphingomonas sp. VITPTHJ Ελένη Κυριάκου Λεμεσός, Μάιος 2017 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία Η ΕΠΙΔΡΑΣΗ ΔΙΑΦΟΡΕΤΙΚΩΝ ΠΥΤΙΩΝ ΣΤΗΝ ΠΑΡΑΓΩΓΗ ΤΥΡΙΩΝ ΙΔΙΑΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ Ελένη Βεσιάρη Λεμεσός 2016

Διαβάστε περισσότερα

Ανάκτηση φωσφόρου από επεξεργασμένα αστικά λύματα Αξιολόγηση εναλλακτικών διεργασιών

Ανάκτηση φωσφόρου από επεξεργασμένα αστικά λύματα Αξιολόγηση εναλλακτικών διεργασιών Ανάκτηση φωσφόρου από επεξεργασμένα αστικά λύματα Αξιολόγηση εναλλακτικών διεργασιών 1525-ΒΕΤ-2013 PhoReSΕ: Ανάκτηση φωσφόρου από τη δευτεροβάθμια εκροή εγκαταστάσεων επεξεργασίας αστικών λυμάτων ΠΡΑΞΗ

Διαβάστε περισσότερα

«Αξιολόγηση ατόμων με αφασία για Επαυξητική και Εναλλακτική Επικοινωνία, σύμφωνα με το μοντέλο συμμετοχής»

«Αξιολόγηση ατόμων με αφασία για Επαυξητική και Εναλλακτική Επικοινωνία, σύμφωνα με το μοντέλο συμμετοχής» Σχολή Επιστημών Υγείας Τμήμα Αποκατάστασης ΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ «Αξιολόγηση ατόμων με αφασία για Επαυξητική και Εναλλακτική Επικοινωνία, σύμφωνα με το μοντέλο συμμετοχής» Χρυσάνθη Μοδέστου Λεμεσός, Μάιος,

Διαβάστε περισσότερα

ΒΕΛΤΙΩΣΗ ΔΙΕΡΓΑΣΙΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟΥ ΕΛΕΓΧΟΥ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΕΡΓΑΛΕΙΩΝ ΔΙΑΣΦΑΛΙΣΗΣ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΣΕ ΜΕΤΑΛΛΟΒΙΟΜΗΧΑΝΙΑ

ΒΕΛΤΙΩΣΗ ΔΙΕΡΓΑΣΙΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟΥ ΕΛΕΓΧΟΥ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΕΡΓΑΛΕΙΩΝ ΔΙΑΣΦΑΛΙΣΗΣ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΣΕ ΜΕΤΑΛΛΟΒΙΟΜΗΧΑΝΙΑ Σχολή Mηχανικής και Τεχνολογίας Πτυχιακή εργασία ΒΕΛΤΙΩΣΗ ΔΙΕΡΓΑΣΙΩΝ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟΥ ΕΛΕΓΧΟΥ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΚΑΙ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΕΡΓΑΛΕΙΩΝ ΔΙΑΣΦΑΛΙΣΗΣ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ ΣΕ ΜΕΤΑΛΛΟΒΙΟΜΗΧΑΝΙΑ Στέλιος Καράσαββας Λεμεσός, Μάιος 2017

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΕΚΠΑΙ ΕΥΤΙΚΟ Ι ΡΥΜΑ ΚΡΗΤΗΣ ΤΜΗΜΑ ΦΥΣΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ ΚΑΙ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΤΟΜΕΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΗΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΕΛΕΓΧΟΥ ΠΟΙΟΤΗΤΑΣ Υ ΑΤΙΚΩΝ &Ε ΑΦΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΚΑΙ ΒΕΛΤΙΣΤΟΠΟΙΗΣΗ ΤΟΥ ΙΚΤΥΟΥ

Διαβάστε περισσότερα

Κροκίδωση Συσσωμάτωση Χημική κατακρήμνιση Πηγή: Μαρία Λοϊζίδου, ΕΜΠ, Αθήνα 2006

Κροκίδωση Συσσωμάτωση Χημική κατακρήμνιση Πηγή: Μαρία Λοϊζίδου, ΕΜΠ, Αθήνα 2006 Κροκίδωση Συσσωμάτωση Χημική κατακρήμνιση Πηγή: Μαρία Λοϊζίδου, ΕΜΠ, Αθήνα 2006 Η χημική κατακρήμνιση βασίζεται στη λειτουργία της συσσωμάτωσης και κροκίδωσης των κολλοειδών σωματιδίων που υπάρχουν αρχικά

Διαβάστε περισσότερα

ΑΠΟΜΑΚΡΥΝΣΗ ΜΕΓΑΛΩΝ ΣΥΓΚΕΝΤΡΩΣΕΩΝ ΦΩΣΦΟΡΟΥ ΑΠΟ ΑΠΟΒΛΗΤΑ ΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΩΝΤΑΣ ΔΙΑΠΥΡΩΜΕΝΑ ΤΣΟΦΛΙΑ ΑΥΓΩΝ ΚΑΙ Η ΣΥΝΘΕΣΗ BRUSHITE ΩΣ ΤΕΛΙΚΟ ΠΡΟΪΟΝ

ΑΠΟΜΑΚΡΥΝΣΗ ΜΕΓΑΛΩΝ ΣΥΓΚΕΝΤΡΩΣΕΩΝ ΦΩΣΦΟΡΟΥ ΑΠΟ ΑΠΟΒΛΗΤΑ ΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΩΝΤΑΣ ΔΙΑΠΥΡΩΜΕΝΑ ΤΣΟΦΛΙΑ ΑΥΓΩΝ ΚΑΙ Η ΣΥΝΘΕΣΗ BRUSHITE ΩΣ ΤΕΛΙΚΟ ΠΡΟΪΟΝ Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία ΑΠΟΜΑΚΡΥΝΣΗ ΜΕΓΑΛΩΝ ΣΥΓΚΕΝΤΡΩΣΕΩΝ ΦΩΣΦΟΡΟΥ ΑΠΟ ΑΠΟΒΛΗΤΑ ΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΩΝΤΑΣ ΔΙΑΠΥΡΩΜΕΝΑ ΤΣΟΦΛΙΑ ΑΥΓΩΝ ΚΑΙ Η ΣΥΝΘΕΣΗ BRUSHITE ΩΣ ΤΕΛΙΚΟ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία Η ΕΠΙΔΡΑΣΗ ΤΗΣ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΜΕ ΥΨΗΛΗ ΥΔΡΟΣΤΑΤΙΚΗ ΠΙΕΣΗ ΣΤΗ ΜΙΚΡΟΒΙΟΛΟΓΙΚΗ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΑΙΓΟΠΡΟΒΕΙΟΥ

Διαβάστε περισσότερα

Ποιότητα Πόσιµου Νερού στην Κεντρική Μακεδονία

Ποιότητα Πόσιµου Νερού στην Κεντρική Μακεδονία Απο την ίδρυση του (1954) ο ΠΣΧΜ προσφέρει στην ανάδειξη της Χηµικής Μηχανικής στην κοινωνία και στην επαγγελµατική ανάπτυξη των 8.000 ΧΜ ΤΜΗΜΑ ΚΕΝΤΡΙΚΗΣ- ΥΤΙΚΗΣ ΜΑΚΕ ΟΝΙΑΣ Hell. Assoc. of Chem. Eng.-Dpt

Διαβάστε περισσότερα

Η ΝΟΜΟΘΕΣΙΑ ΤΗΣ Ε.Ε. ΣΧΕΤΙΚΑ ΜΕ ΤΗΝ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗ ΡΥΠΑΝΣΗ ΑΠΟ ΠΛΟΙΑ ΚΑΙ ΟΙ ΠΡΟΚΛΗΣΕΙΣ ΣΤΗΝ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΤΗΣ

Η ΝΟΜΟΘΕΣΙΑ ΤΗΣ Ε.Ε. ΣΧΕΤΙΚΑ ΜΕ ΤΗΝ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗ ΡΥΠΑΝΣΗ ΑΠΟ ΠΛΟΙΑ ΚΑΙ ΟΙ ΠΡΟΚΛΗΣΕΙΣ ΣΤΗΝ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΤΗΣ Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία Η ΝΟΜΟΘΕΣΙΑ ΤΗΣ Ε.Ε. ΣΧΕΤΙΚΑ ΜΕ ΤΗΝ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗ ΡΥΠΑΝΣΗ ΑΠΟ ΠΛΟΙΑ ΚΑΙ ΟΙ ΠΡΟΚΛΗΣΕΙΣ ΣΤΗΝ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΤΗΣ Ελένη Άσπρου Λεμεσός, Μάιος

Διαβάστε περισσότερα

Επίκουρος Καθηγητής Π. Μελίδης

Επίκουρος Καθηγητής Π. Μελίδης Χαρακτηριστικά υγρών αποβλήτων Επίκουρος Καθηγητής Π. Μελίδης Τμήμα Μηχανικών Περιβάλλοντος Εργαστήριο Διαχείρισης και Τεχνολογίας Υγρών Αποβλήτων Τα υγρά απόβλητα μπορεί να προέλθουν από : Ανθρώπινα απόβλητα

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ & ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΜΕΤΑΤΡΟΠΗ ΑΝΘΡΑΚΑ (ΚΑΡΒΟΥΝΟ) ΣΕ ΕΝΕΡΓΟ ΑΝΘΡΑΚΑ ΜΕΣΩ ΧΗΜΙΚΗΣ ΚΑΙ ΘΕΡΜΙΚΗΣ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΧΡΗΣΗ ΟΖΟΝΤΟΣ ΣΤΗΝ ΚΑΤΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΝΕΡΟΥ ΣΕ ΠΥΡΓΟΥΣ ΨΥΞΗΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΧΡΗΣΗ ΟΖΟΝΤΟΣ ΣΤΗΝ ΚΑΤΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΝΕΡΟΥ ΣΕ ΠΥΡΓΟΥΣ ΨΥΞΗΣ ΧΡΗΣΗ ΟΖΟΝΤΟΣ ΣΤΗΝ ΚΑΤΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΝΕΡΟΥ ΣΕ ΠΥΡΓΟΥΣ ΨΥΞΗΣ Η χρήση του όζοντος για την κατεργασία νερού σε πύργους ψύξης αυξάνει σηµαντικά τα τελευταία χρόνια και αρκετές έρευνες και εφαρµογές που έχουν

Διαβάστε περισσότερα

ΣΥΜΠΛΟΚΑ CU KAI FE ΜΕ ΤΗΝ ΕΞΩΚΥΤΤΑΡΙΑ ΠΟΛΥΜΕΡΗ ΟΥΣΙΑ (EPS) ΤΟΥ PHAEOBACTER GALLAECIENSIS

ΣΥΜΠΛΟΚΑ CU KAI FE ΜΕ ΤΗΝ ΕΞΩΚΥΤΤΑΡΙΑ ΠΟΛΥΜΕΡΗ ΟΥΣΙΑ (EPS) ΤΟΥ PHAEOBACTER GALLAECIENSIS Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία ΣΥΜΠΛΟΚΑ CU KAI FE ΜΕ ΤΗΝ ΕΞΩΚΥΤΤΑΡΙΑ ΠΟΛΥΜΕΡΗ ΟΥΣΙΑ (EPS) ΤΟΥ PHAEOBACTER GALLAECIENSIS Κυριάκος Δημητρίου Λεμεσός, Μάιος 2017

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΤΟΥ ΚΙΝΔΥΝΟΥ ΥΠΟΒΑΘΜΙΣΗΣ ΤΟΥ ΥΔΡΟΒΙΟΤΟΠΟΥ ΤΗΣ ΑΛΥΚΗΣ ΛΑΡΝΑΚΑΣ ΑΠΟ ΤΗΝ ΕΠΙΦΑΝΕΙΑΚΗ ΑΠΟΡΡΟΗ

Διαβάστε περισσότερα

Γενικά. Εικόνα 1. Πείραµα κροκίδωσης

Γενικά. Εικόνα 1. Πείραµα κροκίδωσης ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΝΕΡΟΥ ΚΑΙ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Αχαρνών 364 & Γλαράκι 10Β, Αθήνα, 11145 Τηλ: 211 1820 163-4-5 Φαξ: 211 1820 166 e-mail: enerchem@enerchem.gr web site: www.enerchem.gr ΚΡΟΚΙΔΩΣΗ ΣΥΣΣΩΜΑΤΩΣΗ ΧΗΜΙΚΗ

Διαβάστε περισσότερα

Περιβαλλοντικές Επιπτώσεις από τη ιάθεση Επεξεργασµένων Υγρών Αποβλήτων στο Υπέδαφος

Περιβαλλοντικές Επιπτώσεις από τη ιάθεση Επεξεργασµένων Υγρών Αποβλήτων στο Υπέδαφος Περιβαλλοντικές Επιπτώσεις από τη ιάθεση Επεξεργασµένων Υγρών Αποβλήτων στο Υπέδαφος Μαρία Π. Παπαδοπούλου ρ. Πολιτικός Μηχανικός Τµήµα Μηχανικών Περιβάλλοντος, Πολυτεχνείο Κρήτης Πολυτεχνειούπολη, 73100,

Διαβάστε περισσότερα

ΦΥΣΙΚΟΧΗΜΙΚΕΣ ΙΕΡΓΑΣΙΕΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΠΟΣΙΜΟΥ ΝΕΡΟΥ ΠΕΤΡΟΣ ΣΑΜΑΡΑΣ ΤΜΗΜΑ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ ΑΝΤΙΡΡΥΠΑΝΣΗΣ ΤΕΙ. ΜΑΚΕ ΟΝΙΑΣ

ΦΥΣΙΚΟΧΗΜΙΚΕΣ ΙΕΡΓΑΣΙΕΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΠΟΣΙΜΟΥ ΝΕΡΟΥ ΠΕΤΡΟΣ ΣΑΜΑΡΑΣ ΤΜΗΜΑ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ ΑΝΤΙΡΡΥΠΑΝΣΗΣ ΤΕΙ. ΜΑΚΕ ΟΝΙΑΣ ΦΥΣΙΚΟΧΗΜΙΚΕΣ ΙΕΡΓΑΣΙΕΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΤΟΥ ΠΟΣΙΜΟΥ ΝΕΡΟΥ ΠΕΤΡΟΣ ΣΑΜΑΡΑΣ ΤΜΗΜΑ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ ΑΝΤΙΡΡΥΠΑΝΣΗΣ ΤΕΙ. ΜΑΚΕ ΟΝΙΑΣ ιεργασίεςπου εφαρµόζονται συνήθως στην επεξεργασία του πόσιµου νερού Κροκίδωση

Διαβάστε περισσότερα

[New processes for fouling control in membrane bioreactors] [Νέες διεργασίες για την αντιμετώπιση της ρύπανσης σε βιοαντιδραστήρες μεμβρανών]

[New processes for fouling control in membrane bioreactors] [Νέες διεργασίες για την αντιμετώπιση της ρύπανσης σε βιοαντιδραστήρες μεμβρανών] [New processes for fouling control in membrane bioreactors] [Νέες διεργασίες για την αντιμετώπιση της ρύπανσης σε βιοαντιδραστήρες μεμβρανών] Κωδικός έργου : 11ΣΥΝ_8_1084 Θεματικός Τομέας Έρευνας βάσει

Διαβάστε περισσότερα

ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ

ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ (1) ΓΕΝΙΚΑ ΣΧΟΛΗ ΠΟΛΥΤΕΧΝΙΚΗ ΤΜΗΜΑ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ ΟΙΚΟΝΟΜΙΑΣ ΚΑΙ ΔΙΟΙΚΗΣΗΣ ΕΠΙΠΕΔΟ ΣΠΟΥΔΩΝ ΠΡΟΠΤΥΧΙΑΚΟ ΚΩΔΙΚΟΣ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ ΓΕ0117 ΕΞΑΜΗΝΟ ΣΠΟΥΔΩΝ 4 ο ΤΙΤΛΟΣ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ ΜΗΧΑΝΙΚΗ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ

Διαβάστε περισσότερα

Μεταπτυχιακή διατριβή

Μεταπτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Μεταπτυχιακή διατριβή ΜΕΛΕΤΗ ΤΗΣ ΕΚΛΕΚΤΙΚΗΣ ΚΑΤΑΛΥΤΙΚΗΣ ΟΞΕΙΔΩΣΗΣ ΤΟΥ ΜΕΘΑΝΙΟΥ ΠΡΟΣ ΔΙΟΞΕΙΔΙΟ ΤΟΥ ΑΝΘΡΑΚΑ Βασιλική

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΠΡΟΣΔΙΟΡΙΣΜΟΣ ΔΕΙΚΤΩΝ ΚΑΤΑΝΑΛΩΣΗΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΣ ΣΤΑ ΑΝΤΛΙΟΣΤΑΣΙΑ ΤΟΥ ΤΜΗΜΑΤΟΣ ΑΝΑΠΤΥΞΕΩΣ ΥΔΑΤΩΝ Γεωργίου

Διαβάστε περισσότερα

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ. Πρόλογος MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ. Πρόλογος MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ 5 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ Πρόλογος... 13 MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου Κεφάλαιο 1: Οικοσυστήματα... 17 1.1. Δομή και οργάνωση οικοσυστημάτων... 17 1.2.

Διαβάστε περισσότερα

Συνολικός Προϋπολογισμός: Χρηματοδότηση Ευρωπαϊκής Ένωσης: Ελλάδα Ισπανία. Ιταλία

Συνολικός Προϋπολογισμός: Χρηματοδότηση Ευρωπαϊκής Ένωσης: Ελλάδα Ισπανία. Ιταλία 2009 2012 Συνολικός Προϋπολογισμός: 1.664.986 Χρηματοδότηση Ευρωπαϊκής Ένωσης: 802.936 Ελλάδα Ισπανία Ιταλία Η παρουσίαση Η κατάσταση στην Ελλάδα Τι κάνουν στην Ισπανία Τι κάνουν στην Ιταλία Τι θα μπορούσαμε

Διαβάστε περισσότερα

ΑΘΗΝΑ 2013 ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΟΥ ΥΔΑΤΟΣ (ΛYΜΑΤΩΝ) FRAMME - LIFE08 NAT/GR/000533 ΡΟΔΟΣ

ΑΘΗΝΑ 2013 ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΟΥ ΥΔΑΤΟΣ (ΛYΜΑΤΩΝ) FRAMME - LIFE08 NAT/GR/000533 ΡΟΔΟΣ FRAMME LIFE 08 NAT//GR//000533 ΑΘΗΝΑ 2013 ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΟΥ ΥΔΑΤΟΣ (ΛYΜΑΤΩΝ) FRAMME - LIFE08 NAT/GR/000533 ΡΟΔΟΣ Το FRAMME, "Μεθοδολογία Αποκατάστασης Πυρόπληκτων Μεσογειακών Δασών - Ασφάλεια & Αποδοτικότητα

Διαβάστε περισσότερα

Κροκίδωση - Συσσωµάτωση

Κροκίδωση - Συσσωµάτωση ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΝΕΡΟΥ ΚΑΙ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Αχαρνών 364 & Γλαράκι 10Β, Αθήνα, 11145 Τηλ: 211 1820 163-4-5 Φαξ: 211 1820 166 e-mail: enerchem@enerchem.gr web site: www.enerchem.gr Κροκίδωση - Συσσωµάτωση Πηγή:

Διαβάστε περισσότερα

ΧΑΡΑΚΤΗΡΙΣΜΟΣ ΣΤΕΡΕΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ

ΧΑΡΑΚΤΗΡΙΣΜΟΣ ΣΤΕΡΕΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΧΑΡΑΚΤΗΡΙΣΜΟΣ ΣΤΕΡΕΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Β. Tσιρίδης 1, Π. Σαμαράς 2, Α. Κούγκολος 3 και Γ. Π. Σακελλαρόπουλος 1 1 Τμήμα Χημικών Μηχανικών, Αριστοτέλειο Πανεπιστήμιο Θεσσαλονίκης και Ινστιτούτο Τεχνικής Χημικών

Διαβάστε περισσότερα

Παράγοντες που επηρεάζουν την αποτελεσματικότητα της κροκίδωσης

Παράγοντες που επηρεάζουν την αποτελεσματικότητα της κροκίδωσης ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΝΕΡΟΥ ΚΑΙ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Αχαρνών 364 & Γλαράκι 10Β, Αθήνα, 11145 Τηλ: 211 1820 163-4-5 Φαξ: 211 1820 166 e-mail: enerchem@enerchem.gr web site: www.enerchem.gr Παράγοντες που επηρεάζουν την

Διαβάστε περισσότερα

Περιβαλλοντική Ρευστομηχανική

Περιβαλλοντική Ρευστομηχανική Προπτυχιακό Πρόγραμμα Πολιτικών Μηχανικών & Μηχανικών Περιβάλλοντος Μεταπτυχιακά Προγράμματα Μηχανική Περιβάλλοντος Διατμηματικό Πρόγραμμα: Ενεργειακές Τεχνολογίες & Αειφόρος Σχεδιασμός Ερευνητικές Οντότητες:

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΚΑΤΑΣΚΕΥΗ ΦΩΤΟΑΝΤΙΔΡΑΣΤΗΡΑ (UV) ΓΙΑ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΕΣ ΕΦΑΡΜΟΓΕΣ Δημήτρης Δημητρίου Λεμεσός 2015

Διαβάστε περισσότερα

ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ

ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ ΕΘΝΙΚΟ ΜΕΤΣΟΒΙΟ ΠΟΛΥΤΕΧΝΕΙΟ ΣΧΟΛΗ ΠΟΛΙΤΙΚΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ.Π.Μ.Σ.«ΕΠΙΣΤΗΜΗ ΚΑΙ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΑ Υ ΑΤΙΚΩΝ ΠΟΡΩΝ» ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ µε θέµα «ΠΟΙΟΤΙΚΟΣ ΟΣ ΕΛΕΓΧΟΣ ΤΟΥ ΣΥΣΤΗΜΑΤΟΣ ΙΑΘΕΣΗΣ ΚΑΙ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗΣ ΤΗΣ

Διαβάστε περισσότερα

ΔΙΕΡΕΥΝΗΣΗ ΔΥΝΑΤΟΤΗΤΑΣ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗΣ ΑΣΤΙΚΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΤΗΝ ΠΕΡΙΦΕΡΕΙΑ ΘΕΣΣΑΛΙΑΣ

ΔΙΕΡΕΥΝΗΣΗ ΔΥΝΑΤΟΤΗΤΑΣ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗΣ ΑΣΤΙΚΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΤΗΝ ΠΕΡΙΦΕΡΕΙΑ ΘΕΣΣΑΛΙΑΣ ΔΙΕΡΕΥΝΗΣΗ ΔΥΝΑΤΟΤΗΤΑΣ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗΣ ΑΣΤΙΚΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΤΗΝ ΠΕΡΙΦΕΡΕΙΑ ΘΕΣΣΑΛΙΑΣ Η. Κατσαβού 1, Σ. Μπακοπούλου 1, Σ. Πολύζος 1, Κ. Αραβώσης 2, Α. Κούγκολος 1 1 Τμήμα Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδομίας

Διαβάστε περισσότερα

Σύστηµα ΕπεξεργασίαςΛυµάτων τύπου MBR

Σύστηµα ΕπεξεργασίαςΛυµάτων τύπου MBR Σύστηµα ΕπεξεργασίαςΛυµάτων τύπου MBR Τεχνική Προστασίας Περιβάλλοντος Α.Ε Εισηγητής: Κ. Σταµπεδάκης Τµήµα: R&D ENVIRONMENTAL PROTECTION ENGINEERING S.A. 1 Περιεχόµενα Περιγραφή του προβλήµατος Συστήµατακενούγιατην

Διαβάστε περισσότερα

Χανιά, Νοέμβριος 2013 ΘΕΣΜΙΚΟ ΠΛΑΙΣΙΟ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ

Χανιά, Νοέμβριος 2013 ΘΕΣΜΙΚΟ ΠΛΑΙΣΙΟ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΝΑΧΡΗΣΙΜΟΠΟΙΗΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΘΕΣΜΙΚΟ ΠΛΑΙΣΙΟ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΝΑΧΡΗΜΟΠΟΙΗΣΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΜΕΝΩΝ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Οδηγία πλαίσιο για τα απόβλητα 2008/98/ΕΚ Ιεράρχηση αποβλήτων Η επαναχρησιμοποίηση λυμάτων στα υψηλότερα επίπεδα της πυραμίδας Ιεράρχηση

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΕΠΙΔΡΑΣΗ ΥΠΕΡΗΧΩΝ ΣΤΗΝ LISTERIA GRAYI ΣΤΟ ΓΑΛΑ: ΕΠΙΒΙΩΣΗ ΚΑΙ ΦΥΣΙΚΟΧΗΜΙΚΕΣ ΕΠΙΔΡΑΣΕΙΣ. Άρτεμις

Διαβάστε περισσότερα

Προσδιορισμός φυσικοχημικών παραμέτρων υγρών αποβλήτων και υδάτων

Προσδιορισμός φυσικοχημικών παραμέτρων υγρών αποβλήτων και υδάτων Προσδιορισμός φυσικοχημικών παραμέτρων υγρών αποβλήτων και υδάτων (DO - BOD - COD - TOC) Χ. Βασιλάτος Οργανική ύλη Αποξυγόνωση επιφανειακών και υπογείων υδάτων Οι οργανικές ύλες αποτελούν πολύ σοβαρό ρύπο,

Διαβάστε περισσότερα

ΒΙΟΑΠΟΘΕΙΩΣΗ ΔΙΒΕΝΖΟΘΕΙΟΦΑΙΝΙΟΥ ΚΑΙ ΠΕΤΡΕΛΑΙΟΥ ΑΠΟ ΝΕΟ ΑΠΟΜΟΝΩΜΕΝΟ ΣΤΕΛΕΧΟΣ KLEBSIELLA SP. LAB

ΒΙΟΑΠΟΘΕΙΩΣΗ ΔΙΒΕΝΖΟΘΕΙΟΦΑΙΝΙΟΥ ΚΑΙ ΠΕΤΡΕΛΑΙΟΥ ΑΠΟ ΝΕΟ ΑΠΟΜΟΝΩΜΕΝΟ ΣΤΕΛΕΧΟΣ KLEBSIELLA SP. LAB Σχολή Γεωτεχνικών Επιστήμων και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Μεταπτυχιακή διατριβή ΒΙΟΑΠΟΘΕΙΩΣΗ ΔΙΒΕΝΖΟΘΕΙΟΦΑΙΝΙΟΥ ΚΑΙ ΠΕΤΡΕΛΑΙΟΥ ΑΠΟ ΝΕΟ ΑΠΟΜΟΝΩΜΕΝΟ ΣΤΕΛΕΧΟΣ KLEBSIELLA SP. LAB Ραφαέλα Κωνσταντίνου Λεμεσός,

Διαβάστε περισσότερα

Μελέτη οξείας τοξικότητας σε καρκινοειδή οργανισμούς, χρόνιας τοξικότητας σε φυτά και οιστρογονικότητας της λουπανίνης

Μελέτη οξείας τοξικότητας σε καρκινοειδή οργανισμούς, χρόνιας τοξικότητας σε φυτά και οιστρογονικότητας της λουπανίνης Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία Μελέτη οξείας τοξικότητας σε καρκινοειδή οργανισμούς, χρόνιας τοξικότητας σε φυτά και οιστρογονικότητας της λουπανίνης Ειρήνη

Διαβάστε περισσότερα

ΠΡΑΓΜΑΤΙΚΑ ΕΙΓΜΑΤΑ ΠΡΟΕΤΟΙΜΑΣΙΑ ΤΩΝ ΕΙΓΜΑΤΩΝ ΓΙΑ ΑΝΑΛΥΣΗ. ΕΡΗ ΜΠΙΖΑΝΗ 4 ΟΣ ΟΡΟΦΟΣ, ΓΡΑΦΕΙΟ

ΠΡΑΓΜΑΤΙΚΑ ΕΙΓΜΑΤΑ ΠΡΟΕΤΟΙΜΑΣΙΑ ΤΩΝ ΕΙΓΜΑΤΩΝ ΓΙΑ ΑΝΑΛΥΣΗ. ΕΡΗ ΜΠΙΖΑΝΗ 4 ΟΣ ΟΡΟΦΟΣ, ΓΡΑΦΕΙΟ ΠΡΑΓΜΑΤΙΚΑ ΕΙΓΜΑΤΑ ΠΡΟΕΤΟΙΜΑΣΙΑ ΤΩΝ ΕΙΓΜΑΤΩΝ ΓΙΑ ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΡΗ ΜΠΙΖΑΝΗ 4 ΟΣ ΟΡΟΦΟΣ, ΓΡΑΦΕΙΟ 2 eribizani@chem.uoa.gr 2107274573 1 ΠΡΑΓΜΑΤΙΚΑ ΕΙΓΜΑΤΑ (1) - Οι χηµικοί σε ακαδηµαϊκά ιδρύµατα και βιοµηχανία

Διαβάστε περισσότερα

ΜΕΤΑΤΡΟΠΗ ΔΙΟΞΕΙΔΙΟΥ ΤΟΥ ΑΝΘΡΑΚΑ ΣΕ ΜΕΘΑΝΙΟ ΜΕ ΤΗ ΧΡΗΣΗ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΙΔΗΡΟΥ ΚΑΙ ΑΝΑΕΡΟΒΙΑΣ ΛΑΣΠΗΣ

ΜΕΤΑΤΡΟΠΗ ΔΙΟΞΕΙΔΙΟΥ ΤΟΥ ΑΝΘΡΑΚΑ ΣΕ ΜΕΘΑΝΙΟ ΜΕ ΤΗ ΧΡΗΣΗ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΙΔΗΡΟΥ ΚΑΙ ΑΝΑΕΡΟΒΙΑΣ ΛΑΣΠΗΣ Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Μεταπτυχιακή διατριβή ΜΕΤΑΤΡΟΠΗ ΔΙΟΞΕΙΔΙΟΥ ΤΟΥ ΑΝΘΡΑΚΑ ΣΕ ΜΕΘΑΝΙΟ ΜΕ ΤΗ ΧΡΗΣΗ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΣΙΔΗΡΟΥ ΚΑΙ ΑΝΑΕΡΟΒΙΑΣ ΛΑΣΠΗΣ Κρίστια Καρολίνα Μενοικέα

Διαβάστε περισσότερα

Περιβαλλοντική Μηχανική

Περιβαλλοντική Μηχανική Περιβαλλοντική Μηχανική Υπολογισμός Τίνος; Γιατί; Πώς; Επινόηση; Αντιγραφή; Τι είναι νέο; Τι είναι τώρα διαφορετικό; Τι είναι νέο; Τι γνωρίζουμε ήδη; 1 Διυλιστήριο πετρελαίου 2 Χημική βιομηχανία Μονάδα

Διαβάστε περισσότερα

ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗ - ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ

ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗ - ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΙΚΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗ - ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΠΕΡΙΓΡΑΜΜΑ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ 1. ΓΕΝΙΚΑ ΣΧΟΛΗ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΩΝ ΕΦΑΡΜΟΓΩΝ ΤΜΗΜΑ ΜΗΧΑΝΟΛΟΓΩΝ ΜΗΧΑΝΙΚΩΝ Τ.Ε. ΕΠΙΠΕΔΟ ΣΠΟΥΔΩΝ Προπτυχιακό ΚΩΔΙΚΟΣ ΜΑΘΗΜΑΤΟΣ 712 ΕΞΑΜΗΝΟ ΣΠΟΥΔΩΝ

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ Πτυχιακή Εργασία Η ΣΧΕΤΙΖΟΜΕΝΗ ΜΕ ΤΗΝ ΥΓΕΙΑ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΖΩΗΣ ΑΤΟΜΩΝ ΜΕ ΝΕΑΝΙΚΗ ΙΔΙΟΠΑΘΗ ΑΡΘΡΙΤΙΔΑ Όνομα Φοιτήτριας: Μαρία Θωμά Αριθμός φοιτητικής ταυτότητας:2010221455

Διαβάστε περισσότερα

Situation, potential & prospects for waste water management in Greece

Situation, potential & prospects for waste water management in Greece Situation, potential & prospects for waste water management in Greece Dr. Ing. V. Bili MINISTRY OF ENVIRONMENT & ENERGY Special Secretariat for Water Thessaloniki, 10. October 2017 SPECIAL SECRETARIAT

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ Πτυχιακή εργασία ΤΟ ΚΑΠΜΝΙΣΜΑ ΩΣ ΠΑΡΑΓΟΝΤΑΣ ΥΨΗΛΟΥ ΚΙΝΔΥΝΟΥ ΓΙΑ ΠΡΟΚΛΗΣΗ ΥΠΟΓΟΝΙΜΟΤΗΤΑΣ ΣΤΟΥΣ ΑΝΔΡΕΣ Κατσαρής Γιάγκος Λεμεσός 2014 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ

Διαβάστε περισσότερα

Πρώτες ύλες. Πιθανοί κίνδυνοι σε όλα τα στάδια της παραγωγής. Καθορισµός πιθανότητας επιβίωσης µικροοργανισµών. Εκτίµηση επικινδυνότητας

Πρώτες ύλες. Πιθανοί κίνδυνοι σε όλα τα στάδια της παραγωγής. Καθορισµός πιθανότητας επιβίωσης µικροοργανισµών. Εκτίµηση επικινδυνότητας 1 ΑΡΧΕΣ ΤΗΣ HACCP Αρχή 1η: Προσδιορισµός των πιθανών κινδύνων που σχετίζονται µε την παραγωγή τροφίµων σε όλα τα στάδια, από την ανάπτυξη και τη συγκοµιδή των πρώτων υλών, την παραγωγική διαδικασία, την

Διαβάστε περισσότερα

ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ. «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΑΚΟΥ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ

ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ. «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΑΚΟΥ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΕΙΡΑΙΩΣ ΤΜΗΜΑ ΟΙΚΟΝΟΜΙΚΗΣ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΑΚΟΥ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ Μαστρογιάννη Μαρία Διπλωματική Εργασία υποβληθείσα

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή διατριβή ΜΕΘΟΔΟΙ ΠΡΟΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΤΩΝ ΛΙΠΩΝ ΚΑΙ ΕΛΕΩΝ ΠΡΟΣ ΠΑΡΑΓΩΓΗ ΒΙΟΑΕΡΙΟΥ Ανδρέας Φράγκου Λεμεσός 2015

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ. Πτυχιακή διατριβή Η ΚΑΤΑΘΛΙΨΗ ΩΣ ΠΑΡΑΓΟΝΤΑΣ ΚΙΝΔΥΝΟΥ ΓΙΑ ΑΠΟΠΕΙΡΑ ΑΥΤΟΚΤΟΝΙΑΣ

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ. Πτυχιακή διατριβή Η ΚΑΤΑΘΛΙΨΗ ΩΣ ΠΑΡΑΓΟΝΤΑΣ ΚΙΝΔΥΝΟΥ ΓΙΑ ΑΠΟΠΕΙΡΑ ΑΥΤΟΚΤΟΝΙΑΣ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ Πτυχιακή διατριβή Η ΚΑΤΑΘΛΙΨΗ ΩΣ ΠΑΡΑΓΟΝΤΑΣ ΚΙΝΔΥΝΟΥ ΓΙΑ ΑΠΟΠΕΙΡΑ ΑΥΤΟΚΤΟΝΙΑΣ Παναγιώτου Νεοφύτα 2008969752 Επιβλέπων καθηγητής Δρ. Νίκος Μίτλεττον,

Διαβάστε περισσότερα

Ο νοσηλευτικός ρόλος στην πρόληψη του μελανώματος

Ο νοσηλευτικός ρόλος στην πρόληψη του μελανώματος ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ Πτυχιακή διατριβή Ο νοσηλευτικός ρόλος στην πρόληψη του μελανώματος Ονοματεπώνυμο: Αρτέμης Παναγιώτου Επιβλέπων καθηγητής: Δρ. Αντρέας Χαραλάμπους

Διαβάστε περισσότερα

ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ

ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΑΤΡΩΝ ΤΜΗΜΑ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ - ΤΟΜΕΑΣ ΒΙΟΛΟΓΙΑΣ ΦΥΤΩΝ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΟ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΣΠΟΥΔΩΝ ΚΑΤΕΥΘΥΝΣΗ: ΟΙΚΟΛΟΓΙΑ-ΔΙΑΧΕΙΡΙΣΗ & ΠΡΟΣΤΑΣΙΑ ΦΥΣΙΚΟΥ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Διατριβή Μεταπτυχιακού Διπλώματος Ειδίκευσης

Διαβάστε περισσότερα

Διαχείριση Αποβλήτων

Διαχείριση Αποβλήτων ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΙΑΣ Διαχείριση Αποβλήτων Ενότητα 11 : Βιομηχανικά Στερεά και Υγρά Απόβλητα Δρ. Σταυρούλα Τσιτσιφλή Τμήμα Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδομίας και Περιφερειακής Ανάπτυξης Άδειες Χρήσης Το

Διαβάστε περισσότερα

Θέμα: Παχυσαρκία και κύηση:

Θέμα: Παχυσαρκία και κύηση: ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΤΜΗΜ Α ΝΟΣΗΛΕΥΤΙΚΗΣ ΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ Θέμα: Παχυσαρκία και κύηση: επιπτώσεις στην έκβαση της κύησης και στο έμβρυο Ονοματεπώνυμο: Στέλλα Ριαλά Αριθμός

Διαβάστε περισσότερα

ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΑΠΟΔΟΣΗΣ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ: ΜΕΛΕΤΗ ΠΕΡΙΠΤΩΣΗΣ ΙΔΙΩΤΙΚΟΥ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΟΥ ΠΑΡΑΓΙΟΥΔΑΚΗ ΜΑΓΔΑΛΗΝΗ

ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΑΠΟΔΟΣΗΣ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ: ΜΕΛΕΤΗ ΠΕΡΙΠΤΩΣΗΣ ΙΔΙΩΤΙΚΟΥ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΟΥ ΠΑΡΑΓΙΟΥΔΑΚΗ ΜΑΓΔΑΛΗΝΗ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΠΕΙΡΑΙΩΣ ΤΜΗΜΑ ΟΙΚΟΝΟΜΙΚΗΣ ΕΠΙΣΤΗΜΗΣ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ «ΔΙΟΙΚΗΣΗ της ΥΓΕΙΑΣ» ΑΞΙΟΛΟΓΗΣΗ ΑΠΟΔΟΣΗΣ ΠΡΟΣΩΠΙΚΟΥ: ΜΕΛΕΤΗ ΠΕΡΙΠΤΩΣΗΣ ΙΔΙΩΤΙΚΟΥ ΝΟΣΟΚΟΜΕΙΟΥ ΠΑΡΑΓΙΟΥΔΑΚΗ ΜΑΓΔΑΛΗΝΗ Διπλωματική

Διαβάστε περισσότερα

DANAHER. DANAHER το 1999.

DANAHER. DANAHER το 1999. HACH LANGE Η συνεργασία δύο κορυφαίων οικογενειακών επιχειρήσεων που ακόµη µεγαλώνει!!! Ιδρύθηκε το 1942 από τους Clifford και Kathryn Hach στην Αϊόβα, στις Η.Π.Α. Ιδρύθηκε το 1933 από τον Dr Bruno Lange

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή εργασία ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΔΙΑΧΕΙΡΗΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή εργασία ΜΙΚΡΟΒΙΟΛΟΓΙΚΗ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΠΡΟΪΟΝΤΩΝ ΩΡΙΜΑΝΣΗΣ ΑΠΟ ΣΥΓΚΟΠΤΟ ΚΡΕΑΣ Παπαπαναγιώτου Ζώη Λεμεσός 2016

Διαβάστε περισσότερα

ΠΡΟΣΤΑΣΙΑ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗΣ ΔΙΑΒΡΩΣΗΣ ΑΛΟΥΜΙΝΙΟΥ/ΑΝΟΔΙΩΣΗ Al

ΠΡΟΣΤΑΣΙΑ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗΣ ΔΙΑΒΡΩΣΗΣ ΑΛΟΥΜΙΝΙΟΥ/ΑΝΟΔΙΩΣΗ Al Σχολή Μηχανικής και Τεχνολογίας Πτυχιακή εργασία ΠΡΟΣΤΑΣΙΑ ΑΤΜΟΣΦΑΙΡΙΚΗΣ ΔΙΑΒΡΩΣΗΣ ΑΛΟΥΜΙΝΙΟΥ/ΑΝΟΔΙΩΣΗ Al Ανδρέας Παπαχριστοδούλου Λεμεσός, Μάιος 2017 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗΣ ΚΑΙ

Διαβάστε περισσότερα

Όσα υγρά απόβλητα μπορούν να επαναχρησιμοποιηθούν, πρέπει να υποστούν

Όσα υγρά απόβλητα μπορούν να επαναχρησιμοποιηθούν, πρέπει να υποστούν 7. Επαναχρησιμοποίηση νερού στο δήμο μας! Όσα υγρά απόβλητα μπορούν να επαναχρησιμοποιηθούν, πρέπει να υποστούν επεξεργασία πριν την επανάχρησή τους. Ο βαθμός επεξεργασίας εξαρτάται από την χρήση για την

Διαβάστε περισσότερα

ΘΑΛΑΣΣΙΑ ΡΥΠΑΝΣΗ ΣΤΟΝ ΚΟΛΠΟ ΤΗΣ ΕΛΕΥΣΙΝΑΣ. Μ.Δασενάκης ΣΥΛΛΟΓΟΣ ΕΛΛΗΝΩΝ

ΘΑΛΑΣΣΙΑ ΡΥΠΑΝΣΗ ΣΤΟΝ ΚΟΛΠΟ ΤΗΣ ΕΛΕΥΣΙΝΑΣ. Μ.Δασενάκης ΣΥΛΛΟΓΟΣ ΕΛΛΗΝΩΝ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΑΘΗΝΩΝ, ΤΜΗΜΑ ΧΗΜΕΙΑΣ ΕΡΓΑΣΤΗΡΙΟ ΧΗΜΕΙΑΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ ΘΑΛΑΣΣΙΑ ΡΥΠΑΝΣΗ ΣΤΟΝ ΚΟΛΠΟ ΤΗΣ ΕΛΕΥΣΙΝΑΣ Μ.Δασενάκης ΣΥΛΛΟΓΟΣ ΕΛΛΗΝΩΝ Ο ΣΑΡΩΝΙΚΟΣ ΚΟΛΠΟΣ Επιφάνεια: 2600 km 2 Μέγιστο βάθος: 450 m

Διαβάστε περισσότερα

1η Διάλεξη ΚΟΛΛΟΕΙΔΕΣ ΣΥΜΠΛΟΚΟ ΕΔΑΦΟΥΣ ΙΚΑΝΟΤΗΤΑ ΑΝΤΑΛΛΑΓΗΣ ΚΑΤΙΟΝΤΩΝ ΤΕΙ ΠΕΛΟΠΟΝΝΗΣΟΥ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ

1η Διάλεξη ΚΟΛΛΟΕΙΔΕΣ ΣΥΜΠΛΟΚΟ ΕΔΑΦΟΥΣ ΙΚΑΝΟΤΗΤΑ ΑΝΤΑΛΛΑΓΗΣ ΚΑΤΙΟΝΤΩΝ ΤΕΙ ΠΕΛΟΠΟΝΝΗΣΟΥ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ 1η Διάλεξη ΚΟΛΛΟΕΙΔΕΣ ΣΥΜΠΛΟΚΟ ΕΔΑΦΟΥΣ ΙΚΑΝΟΤΗΤΑ ΑΝΤΑΛΛΑΓΗΣ ΚΑΤΙΟΝΤΩΝ Τροφοδότηση του εδαφικού διαλύματος Απορρόφηση Ρίζας Οργανική ουσία Ανταλλαγή κατιόντων Εδαφικό διάλυμα Μικροοργανισμοί εδάφους Προσρόφηση

Διαβάστε περισσότερα

ΧΡΗΣΗ ΤΟΥ ΠΡΟΪΟΝΤΟΣ ΤΗΣ ΗΛΕΚΤΡΟΛΥΣΗΣ ΝΕΡΟΥ ΩΣ ΠΡΟΣΘΕΤΟ ΚΑΥΣΙΜΟΥ ΣΕ ΜΗΧΑΝΗ ΕΣΩΤΕΡΙΚΗΣ ΚΑΥΣΗΣ

ΧΡΗΣΗ ΤΟΥ ΠΡΟΪΟΝΤΟΣ ΤΗΣ ΗΛΕΚΤΡΟΛΥΣΗΣ ΝΕΡΟΥ ΩΣ ΠΡΟΣΘΕΤΟ ΚΑΥΣΙΜΟΥ ΣΕ ΜΗΧΑΝΗ ΕΣΩΤΕΡΙΚΗΣ ΚΑΥΣΗΣ Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Επιστήμης & Τεχνολογίας Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία ΧΡΗΣΗ ΤΟΥ ΠΡΟΪΟΝΤΟΣ ΤΗΣ ΗΛΕΚΤΡΟΛΥΣΗΣ ΝΕΡΟΥ ΩΣ ΠΡΟΣΘΕΤΟ ΚΑΥΣΙΜΟΥ ΣΕ ΜΗΧΑΝΗ ΕΣΩΤΕΡΙΚΗΣ ΚΑΥΣΗΣ Φωκίων Τάνου Λεμεσός,

Διαβάστε περισσότερα

Χαρακτηρισμός των στερεών ιζημάτων ανάκτησης φωσφόρου Μελέτη βιοδιαθεσιμότητας του παραγόμενου προϊόντος

Χαρακτηρισμός των στερεών ιζημάτων ανάκτησης φωσφόρου Μελέτη βιοδιαθεσιμότητας του παραγόμενου προϊόντος ΠΡΑΞΗ ΕΘΝΙΚΗΣ ΕΜΒΕΛΕΙΑΣ «Πρόγραμμα Ανάπτυξης Βιομηχανικής Έρευνας και Τεχνολογίας (ΠΑΒΕΤ) 2013» Δευτέρα 25 Μαΐου, 2015 Ημερίδα - Κ.Ε.Δ.Ε.Α. Θεσσαλονίκη Χαρακτηρισμός των στερεών ιζημάτων ανάκτησης φωσφόρου

Διαβάστε περισσότερα

Πτυχιακή Εργασία ΓΝΩΣΕΙΣ KAI ΣΤΑΣΕΙΣ ΤΩΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΚΗ ΕΚΘΕΣΗ ΣΤΟΝ HIV. Στυλιανού Στυλιανή

Πτυχιακή Εργασία ΓΝΩΣΕΙΣ KAI ΣΤΑΣΕΙΣ ΤΩΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΚΗ ΕΚΘΕΣΗ ΣΤΟΝ HIV. Στυλιανού Στυλιανή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ Πτυχιακή Εργασία ΓΝΩΣΕΙΣ KAI ΣΤΑΣΕΙΣ ΤΩΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΓΙΑ ΤΗΝ ΕΠΑΓΓΕΛΜΑΤΙΚΗ ΕΚΘΕΣΗ ΣΤΟΝ HIV Στυλιανού Στυλιανή Λευκωσία 2012 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ

Διαβάστε περισσότερα

ΟΙΚΟΝΟΜΟΤΕΧΝΙΚΗ ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΝΟΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΑ ΑΥΤΟΝΟΜΟΥ ΝΗΣΙΟΥ ΜΕ Α.Π.Ε

ΟΙΚΟΝΟΜΟΤΕΧΝΙΚΗ ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΝΟΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΑ ΑΥΤΟΝΟΜΟΥ ΝΗΣΙΟΥ ΜΕ Α.Π.Ε Τμήμα Ηλεκτρονικών Μηχανικών Τ.Ε. ΟΙΚΟΝΟΜΟΤΕΧΝΙΚΗ ΑΝΑΛΥΣΗ ΕΝΟΣ ΕΝΕΡΓΕΙΑΚΑ ΑΥΤΟΝΟΜΟΥ ΝΗΣΙΟΥ ΜΕ Α.Π.Ε Πτυχιακή Εργασία Φοιτητής: Γεμενής Κωνσταντίνος ΑΜ: 30931 Επιβλέπων Καθηγητής Κοκκόσης Απόστολος Λέκτορας

Διαβάστε περισσότερα

Κτίρια nζεβ και προσομοίωση με την χρήση του energy+

Κτίρια nζεβ και προσομοίωση με την χρήση του energy+ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗΣ Πτυχιακή εργασία Κτίρια nζεβ και προσομοίωση με την χρήση του energy+ Μυροφόρα Ιωάννου Λεμεσός, Μάιος 2017 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΜΗΧΑΝΙΚΗΣ

Διαβάστε περισσότερα

Υδατικοί Πόροι -Ρύπανση

Υδατικοί Πόροι -Ρύπανση Υδατικοί Πόροι -Ρύπανση Γήινη επιφάνεια Κατανομή υδάτων Υδάτινο στοιχείο 71% Ωκεανοί αλμυρό νερό 97% Γλυκό νερό 3% Εκμεταλλεύσιμο νερό 0,01% Γλυκό νερό 3% Παγόβουνα Υπόγεια ύδατα 2,99% Εκμεταλλεύσιμο νερό

Διαβάστε περισσότερα

ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΛΙΠΑΝΣΗ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΩΝ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΝΕΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ (ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ Π.Ε. ΚΑΣΤΟΡΙΑΣ)

ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΛΙΠΑΝΣΗ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΩΝ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΝΕΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ (ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ Π.Ε. ΚΑΣΤΟΡΙΑΣ) ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΛΙΠΑΝΣΗ ΚΑΛΛΙΕΡΓΕΙΩΝ ΜΕ ΧΡΗΣΗ ΝΕΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ (ΠΕΡΙΠΤΩΣΗ Π.Ε. ΚΑΣΤΟΡΙΑΣ) ρ. Αριστοτέλης Παπαδόπουλος Γενικός /ντης Αγροτικής Έρευνας ΕΛ.Γ.Ο. «ΗΜΗΤΡΑ» ρ. Φραντζής Παπαδόπουλος Τακτικός Ερευνητής

Διαβάστε περισσότερα

ΘΕΜΑ. Εισηγητής: Γεωργία Κατωτικίδη. Επιβλέπων Καθηγητής: Αναστάσιος Στιβακτάκης

ΘΕΜΑ. Εισηγητής: Γεωργία Κατωτικίδη. Επιβλέπων Καθηγητής: Αναστάσιος Στιβακτάκης ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΕΚΠΑΙ ΕΥΤΙΚΟ Ι ΡΥΜΑ ΚΡΗΤΗΣ ΣΧΟΛΗ ΙΟΙΚΗΣΗΣ ΚΑΙ ΟΙΚΟΝΟΜΙΑΣ ΤΜΗΜΑ ΕΜΠΟΡΙΑΣ & ΙΑΦΗΜΙΣΗΣ ΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ ΘΕΜΑ Ιστορική Εξέλιξη του Management & Προοπτικές στο Σύγχρονο Περιβάλλον. Η ανάπτυξη της

Διαβάστε περισσότερα

Ορισμός το. φλψ Στάδια επεξεργασίας λυμάτων ΘΕΜΑ: ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ ΣΤΗΝ ΚΩ ΤΙ ΕΙΝΑΙ Ο ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ?

Ορισμός το. φλψ Στάδια επεξεργασίας λυμάτων ΘΕΜΑ: ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ ΣΤΗΝ ΚΩ ΤΙ ΕΙΝΑΙ Ο ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ? ΘΕΜΑ: ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ ΣΤΗΝ ΚΩ ΤΙ ΕΙΝΑΙ Ο ΒΙΟΛΟΓΙΚΟΣ ΚΑΘΑΡΙΣΜΟΣ? Ο βιολογικος καθαρισμος αφορα την επεξεργασια λυματων, δηλαδη τη διαδικασια μεσω της οποιας διαχωριζονται οι μολυσματικες ουσιες από

Διαβάστε περισσότερα

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ. Πρόλογος MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ. Πρόλογος MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ 5 ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ Πρόλογος... 13 MEΡΟΣ Α Δομή Οικοσυστημάτων Βιογεωχημικοί κύκλοι Εκτίμηση Οικολογικού Κινδύνου Κεφάλαιο 1: Οικοσυστήματα... 17 1.1. Δομή και οργάνωση οικοσυστημάτων... 17 1.2.

Διαβάστε περισσότερα

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή

ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ. Πτυχιακή διατριβή ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΓΕΩΤΕΧΝΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΚΑΙ ΙΑΧΕΙΡΙΣΗΣ ΠΕΡΙΒΑΛΛΟΝΤΟΣ Πτυχιακή διατριβή Ανθεκτικότητα του κοινού τετράνυχου Tetranychus urticae Koch (Acari : Tetranychidae) στα εντοµοκτόνα/ακαρεοκτόνα

Διαβάστε περισσότερα

Δημοκρίτειο Πανεπιστήμιο Θράκης

Δημοκρίτειο Πανεπιστήμιο Θράκης Άσκηση 1η Να γίνει μελέτη σχεδιασμού και εφαρμογής ενός συστήματος επαναχρησιμοποίησης λυμάτων 1000 ισοδυνάμων κατοίκων για άρδευση με περιορισμούς (το ίδιο ισχύει και για υπεδάφια διάθεση) Βήμα 1. Υπολογισμός

Διαβάστε περισσότερα

ΜΙΚΡΟΒΙΟΛΟΓΙΚΗ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΤΡΟΦΙΜΩΝ ΖΩΙΚΗΣ ΠΡΟΕΛΕΥΣΗΣ ΣΤΗΝ ΚΥΠΡΟ

ΜΙΚΡΟΒΙΟΛΟΓΙΚΗ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΤΡΟΦΙΜΩΝ ΖΩΙΚΗΣ ΠΡΟΕΛΕΥΣΗΣ ΣΤΗΝ ΚΥΠΡΟ Σχολή Γεωτεχνικών Επιστημών και Διαχείρισης Περιβάλλοντος Πτυχιακή εργασία ΜΙΚΡΟΒΙΟΛΟΓΙΚΗ ΠΟΙΟΤΗΤΑ ΤΡΟΦΙΜΩΝ ΖΩΙΚΗΣ ΠΡΟΕΛΕΥΣΗΣ ΣΤΗΝ ΚΥΠΡΟ Χρυσόστοµος Παπασπύρου Λεµεσός, 2017 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ

Διαβάστε περισσότερα

«ΑΓΡΟΤΟΥΡΙΣΜΟΣ ΚΑΙ ΤΟΠΙΚΗ ΑΝΑΠΤΥΞΗ: Ο ΡΟΛΟΣ ΤΩΝ ΝΕΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ ΣΤΗΝ ΠΡΟΩΘΗΣΗ ΤΩΝ ΓΥΝΑΙΚΕΙΩΝ ΣΥΝΕΤΑΙΡΙΣΜΩΝ»

«ΑΓΡΟΤΟΥΡΙΣΜΟΣ ΚΑΙ ΤΟΠΙΚΗ ΑΝΑΠΤΥΞΗ: Ο ΡΟΛΟΣ ΤΩΝ ΝΕΩΝ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΩΝ ΣΤΗΝ ΠΡΟΩΘΗΣΗ ΤΩΝ ΓΥΝΑΙΚΕΙΩΝ ΣΥΝΕΤΑΙΡΙΣΜΩΝ» I ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΣΧΟΛΗ ΝΟΜΙΚΩΝ ΟΙΚΟΝΟΜΙΚΩΝ ΚΑΙ ΠΟΛΙΤΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΤΜΗΜΑ ΟΙΚΟΝΟΜΙΚΩΝ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΠΡΟΓΡΑΜΜΑ ΜΕΤΑΠΤΥΧΙΑΚΩΝ ΣΠΟΥΔΩΝ ΣΤΗΝ «ΔΙΟΙΚΗΣΗ ΚΑΙ ΟΙΚΟΝΟΜΙΑ» ΚΑΤΕΥΘΥΝΣΗ: ΟΙΚΟΝΟΜΙΚΗ

Διαβάστε περισσότερα

ΠΡΟΧΩΡΗΜΕΝΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΜΕΛΑΣΑΣ ADVANCED TREATMENT OF MOLASSES WASTEWATER

ΠΡΟΧΩΡΗΜΕΝΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΜΕΛΑΣΑΣ ADVANCED TREATMENT OF MOLASSES WASTEWATER ΠΡΟΧΩΡΗΜΕΝΗ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΜΕΛΑΣΑΣ Καλπακίδου Κ. 1, Τρώντσιου Α. 1, Σκλαρή Σ. 2, Παπαστεργιάδης Ε. 1, Σαµαράς Π. 1*, Ζουµπούλης Α. 3 1 Τµήµα Τεχνολογίας Τροφίµων, Αλεξάνδρειο Τεχνολογικό Εκπαιδευτικό

Διαβάστε περισσότερα

Διαχείριση Αποβλήτων

Διαχείριση Αποβλήτων ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΙΑΣ Διαχείριση Αποβλήτων Ενότητα 2: Εισαγωγή στη Διαχείριση Αστικών Υγρών Αποβλήτων. Δρ. Σταυρούλα Τσιτσιφλή Τμήμα Μηχανικών Χωροταξίας, Πολεοδομίας και Περιφερειακής Ανάπτυξης. Άδειες

Διαβάστε περισσότερα

Διαχείριση και Τεχνολογίες Επεξεργασίας Αποβλήτων

Διαχείριση και Τεχνολογίες Επεξεργασίας Αποβλήτων Διαχείριση και Τεχνολογίες Επεξεργασίας Αποβλήτων Απόβλητα Ν. 1650/1986 Απόβλητο θεωρείται κάθε ποσότητα ουσιών, θορύβου, αντικειμένων ή άλλων μορφών ενέργειας σε οποιαδήποτε φυσική κατάσταση από τις οποίες

Διαβάστε περισσότερα

ΕΝ ISO Εµβαλωµατής Αντώνης ΑΕ

ΕΝ ISO Εµβαλωµατής Αντώνης ΑΕ ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΤΩΝ ΑΡΧΩΝ HACCP ΚΑΙ ΤΩΝ ΑΠΑΙΤΗΣΕΩΝ ΤΟΥ ΠΡΟΤΥΠΟΥ EΛΟΤ ΕΝ ISO 22000 ΣΤΗ ΒΙΟΜΗΧΑΝΙΑ ΕΜΦΙΑΛΩΣΗΣ ΝΕΡΟΥ Εµβαλωµατής Αντώνης Υπεύθυνος ιαχείρισης Ποιότητας-ΣΟΥΡΩΤΗ ΑΕ Μήτρακας Μανασσής Επίκουρος καθηγητής

Διαβάστε περισσότερα

Επιπτώσεις της διάθεσης απόβλητων ελαιοτριβείων στο έδαφος και στο περιβάλλον

Επιπτώσεις της διάθεσης απόβλητων ελαιοτριβείων στο έδαφος και στο περιβάλλον Επιπτώσεις της διάθεσης απόβλητων ελαιοτριβείων στο έδαφος και στο περιβάλλον Ευρωπαϊκό Έργο LIFE- Στρατηγικές για τη βελτίωση και προστασία tου εδάφους από τη διάθεση αποβλήτων ελαιοτριβείων στις Μεσογειακές

Διαβάστε περισσότερα

Τεχνική Περιβάλλοντος

Τεχνική Περιβάλλοντος ΑΡΙΣΤΟΤΕΛΕΙΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΘΕΣΣΑΛΟΝΙΚΗΣ ΑΝΟΙΚΤΑ ΑΚΑΔΗΜΑΙΚΑ ΜΑΘΗΜΑΤΑ Ενότητα 5: Καθίζηση Δεξαμενές καθίζησης Ευθύμιος Νταρακάς Άδειες Χρήσης Το παρόν εκπαιδευτικό υλικό υπόκειται σε άδειες χρήσης Creative

Διαβάστε περισσότερα

Ανάπτυξη μεθοδολογίας για τη μέτρηση in vitro πεπτικότητας σιτηρεσίων μεσογειακών ειδών ψαριών Εκτίμηση της διατροφικής αξίας και του ρυθμού αύξησης

Ανάπτυξη μεθοδολογίας για τη μέτρηση in vitro πεπτικότητας σιτηρεσίων μεσογειακών ειδών ψαριών Εκτίμηση της διατροφικής αξίας και του ρυθμού αύξησης Ανάπτυξη μεθοδολογίας για τη μέτρηση in vitro πεπτικότητας σιτηρεσίων μεσογειακών ειδών ψαριών Εκτίμηση της διατροφικής αξίας και του ρυθμού αύξησης i ΤΡΙΜΕΛΗΣ ΣΥΜΒΟΥΛΕΥΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ: Α. ΜΟΥΤΟΥ (ΕΠΙΒΛΕΠΟΥΣΑ)

Διαβάστε περισσότερα

ΚΑΠΝΙΣΜΑ ΚΑΙ ΣΥΝΔΡΟΜΟ ΑΙΦΝΙΔΙΟΥ ΒΡΕΦΙΚΟΥ ΘΑΝΑΤΟΥ

ΚΑΠΝΙΣΜΑ ΚΑΙ ΣΥΝΔΡΟΜΟ ΑΙΦΝΙΔΙΟΥ ΒΡΕΦΙΚΟΥ ΘΑΝΑΤΟΥ ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ ΥΓΕΙΑΣ ΠΤΥΧΙΑΚΗ ΕΡΓΑΣΙΑ ΚΑΠΝΙΣΜΑ ΚΑΙ ΣΥΝΔΡΟΜΟ ΑΙΦΝΙΔΙΟΥ ΒΡΕΦΙΚΟΥ ΘΑΝΑΤΟΥ Ονοματεπώνυμο: Λοϊζιά Ελένη Λεμεσός 2012 ΤΕΧΝΟΛΟΓΙΚΟ ΠΑΝΕΠΙΣΤΗΜΙΟ ΚΥΠΡΟΥ ΣΧΟΛΗ ΕΠΙΣΤΗΜΩΝ

Διαβάστε περισσότερα

Ποιοτικά Χαρακτηριστικά Λυµάτων

Ποιοτικά Χαρακτηριστικά Λυµάτων Ποιοτικά Χαρακτηριστικά Λυµάτων µπορούν να καταταχθούν σε τρεις κατηγορίες: Φυσικά Χηµικά Βιολογικά. Πολλές από τις παραµέτρους που ανήκουν στις κατηγορίες αυτές αλληλεξαρτώνται π.χ. η θερµοκρασία που

Διαβάστε περισσότερα