ΕΠΙΔΡΑΣΗ ΤΩΝ ΑΝΤΙΔΡΑΣΕΩΝ FENTON ΣΤΗΝ ΕΝΕΡΓΟΤΗΤΑ ΤΗΣ ΑΝΑΕΡΟΒΙΑΣ ΧΩΝΕΥΣΗΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΕΛΑΙΟΤΡΙΒΕΙΟΥ

ΕΠΙΔΡΑΣΗ ΤΩΝ ΑΝΤΙΔΡΑΣΕΩΝ FENTON ΣΤΗΝ ΕΝΕΡΓΟΤΗΤΑ ΤΗΣ ΑΝΑΕΡΟΒΙΑΣ ΧΩΝΕΥΣΗΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΕΛΑΙΟΤΡΙΒΕΙΟΥ Σ. Λουτατίδου, Δ. Κανελλόπουλος, Σ. Μάη, Ε.Μ. Μπαραμπούτη, Α. Βλυσίδης* Σχολή Χημικών Μηχανικών, Ε.Μ.Π., Ηρώων Πολυτεχνείου 9, 157 80 Αθήνα ΠΕΡΙΛΗΨΗ Στην παρούσα εργασία εφαρμόστηκε χημική οξείδωση με αντιδραστήρια Fenton σε υγρά απόβλητα ελαιοτριβείου με σκοπό την αποτοξικοποίησή τους. Χρησιμοποιήθηκε απόβλητο ελαιοτριβείου με τα ακόλουθα χαρακτηριστικά COD = 57943mg/L καθώς και φαινολικές ενώσεις ΤPC = 2916 mg/l. Πραγματοποιήθηκαν πειράματα Fenton με σταθερή αναλογία ιόντων σιδήρου προς υπεροξείδιο του υδρογόνου (1/2) και βαθμιαία αύξηση της ποσότητας τους (1-9 g/l FeSO 4 7H 2 O). Από τα αποτελέσματα των πειραμάτων χημικής οξείδωσης παρατηρήθηκε μικρή μείωση του COD που κυμάνθηκε από 3 έως 24%. Όσον αφορά τη συγκέντρωση των φαινολικών ενώσεων παρατηρήθηκε σημαντική μείωσή τους. Συγκεκριμένα, οι αποδόσεις ως προς τη μείωση των φαινολών μέσω της χημικής οξείδωσης κυμαίνονταν από 49 μέχρι και 85% ενώ το μεγαλύτερο ποσοστό απομείωσης αντιστοιχεί στην επεξεργασία με αναλογία 9 g FeSO 4 7H 2 O (/18 ml Η 2 Ο 2 ) / L αποβλήτου. Στη συνέχεια, μετρήθηκε η ενεργότητα αναερόβιας βιολογικής ιλύος ως προς τα προεπεξεργασμένα δείγματα αποβλήτων καθώς και ως προς το ανεπεξέργαστο απόβλητο ελαιοτριβείου. Η ενεργότητα των προεπεξεργασμένων δειγμάτων ήταν σε όλες τις περιπτώσεις υψηλότερη από την αντίστοιχη του ανεπεξέργαστου αποβλήτου. Το γεγονός αυτό μπορεί να αποδοθεί στη σημαντική ελάττωση των φαινολικών ενώσεων οι οποίες δρουν παρεμποδιστικά στην αναερόβια χώνευση. Οι υψηλότερες τιμές των ενεργοτήτων (0.103 LCH 4 /gvss/d) παρατηρήθηκαν όταν προστέθηκαν 1-2 g FeSO 4 7H 2 O (/2-4 ml Η 2 Ο 2 ) / L κατά τη διεργασία της χημικής οξείδωσης. Περαιτέρω αύξηση των ποσοτήτων των αντιδραστηρίων Fenton οδήγησε σε σταδιακή μείωση της ενεργότητας (έως 0.047 LCH 4 /gvss/d). Συμπερασματικά, ο συνδυασμός των δύο τεχνολογιών χημικής οξείδωσης Fenton και αναερόβιας χώνευσης είναι εφικτός και μπορεί να επιτύχει βέλτιστα αποτελέσματα σε συγκεντρώσεις θειικού υποσιδήρου (FeSO 4 7H 2 O) 1-2 g/l και υπεροξειδίου του υδρογόνου (Η 2 Ο 2 ) 30% 2-4mL/L. ΕΙΣΑΓΩΓΗ Η καλλιέργεια της ελιάς αλλά και η βιομηχανική παραγωγή του ελαιολάδου παράγουν σημαντικές ποσότητες παραπροϊόντων τα οποία συνίστανται από τα στερεά απόβλητα (πυρήνας) και τα υγρά απόβλητα OMWW (Olive Mill WasteWater). Τα υγρά απόβλητα των ελαιοτριβείων προέρχονται από το νερό που περιέχεται στον καρπό καθώς και από το νερό που προστίθεται στην παραγωγική διαδικασία εξαγωγής του ελαιολάδου. Σε αυτά τα απόβλητα περιλαμβάνονται και το νερό που χρησιμοποιείται για το πλύσιμο του καρπού, των μηχανημάτων καθώς και των χώρων του ελαιοτριβείου. Οι παραγόμενες ποσότητες των OMWW κυμαίνονται από 0,55 έως 2 L/kg επεξεργασμένου καρπού και εξαρτώνται από την μέθοδο εξαγωγής του ελαιολάδου που εφαρμόζεται κάθε

φορά. Τα απόβλητα αυτά περιέχουν νερό (80-83%), ελαιόλαδο (1-1,5%) άλλα οργανικά συστατικά (14-16,5%) καθώς και ανόργανα συστατικά, κυρίως άλατα καλίου και φωσφόρου, (2%). Η σύστασή τους εξαρτάται από πολλούς παράγοντες, όπως από την ποικιλία του καρπού, τον χρόνο και τον τρόπο της συγκομιδής, τις κλιματικές συνθήκες, την μέθοδο της εξαγωγής του ελαιολάδου κ.ά. [1]. Εξαιτίας της παρουσίας μεγάλων ποσοτήτων οργανικών συστατικών (πολυσακχαριτών, πρωτεϊνών) και ανόργανων συστατικών (καλίου, φωσφόρου και αζώτου) τα απόβλητα αυτά έχουν υψηλή λιπασματική ικανότητα για τις γεωργικές καλλιέργειες και θα μπορούσαν να χρησιμοποιηθούν σαν υγρά λιπάσματα χαμηλού κόστους. Όμως, δυστυχώς, τα OMWW περιέχουν σημαντικές ποσότητες φυτοτοξικών και βιοτοξικών ουσιών που τα καθιστούν ακατάλληλα για τέτοια χρήση. Η τοξική αυτή δράση τους οφείλεται στη παρουσία σε αυτά φαινολικών ενώσεων. Εκτιμάται ότι η τοξική δράση αυτών των φαινολικών ενώσεων, καθιστά τα OMWW, 1000 φορές πιο επικίνδυνα απ ότι τα αστικά λύματα σε ισοδύναμη ποσότητα. Εξαιτίας της παρουσίας των φαινολικών ενώσεων, τα OMWW καθίστανται μη βιοαποικοδομήσιμα δημιουργώντας σημαντικά περιβαλλοντικά προβλήματα όπου απορρίπτονται [2]. Σε αυτό συνηγορεί και το χαμηλό ph τους (4,5-4,8) καθώς και η περιεκτικότητα τους σε έλαια. Επιπλέον έχουν μαύρο-καφέ χρώμα και αναδίδουν μία δυσάρεστη οσμή. Η περιεκτικότητα των αποβλήτων σε BOD 5 και COD μπορεί να ανέλθει μέχρι 100 και 220 g/l, αντίστοιχα [3]. Οι μεγάλες ποσότητες OMWW που παράγονται κάθε χρόνο επιβαρύνουν συνεχώς το περιβάλλον. Υπολογίζεται ότι παράγονται, ημερησίως, περίπου 12.500.000 τόνοι BOD 5 (ανοιγμένοι σε ετήσια βάση) από την παραγωγή του ελαιολάδου στην Μεσόγειο, γεγονός που αντιστοιχεί σε ισοδύναμη αστική ρύπανση 625 εκατομμυρίων ανθρώπων [4]. Καμία από τις μεθόδους αποτοξικοποίησης που έχουν αναπτυχθεί, δεν μπόρεσε να δώσει ολοκληρωμένη λύση στο πρόβλημα της διάθεσης των αποβλήτων των ελαιοτριβείων. Αυτό οφείλεται στο ότι τα ελαιοτριβεία είναι μικρού μεγέθους βιομηχανικές μονάδες και απαιτείται υψηλό κόστος επένδυσης αλλά και υψηλό κόστος λειτουργίας διότι όλα τα ελαιοτριβεία έχουν ετήσια λειτουργία μόνο 3-4 μηνών [5]. Η ορθολογική διαχείριση κυρίως των υγρών αποβλήτων των ελαιουργείων αποτελεί, σήμερα, προϋπόθεση για την συνέχιση της παραγωγής του ελαιολάδου. Η παρούσα εργασία είχε ως στόχο την αποτοξικοποίηση των υγρών αποβλήτων των ελαιοτριβείων με οξειδωτικές διαδικασίες Fenton και στη συνέχεια τη μελέτη της μεταβολής της ενεργότητας της ιλύος κατά την επεξεργασία τους με αναερόβια βιολογική οξείδωση. ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΟ ΜΕΡΟΣ Αντιδραστήρια Τα χημικά αντιδραστήρια που χρησιμοποιήθηκαν στα πειράματα, FeSO 4 7H 2 O (Fulka), H 2 O 2 (Merck, Perhydrol, 30% w/w) ήταν αναλυτικής καθαρότητας. Όλα τα διαλύματα παρασκευάζονταν καθημερινά με απιονισμένο νερό. Απόβλητο Το απόβλητο που χρησιμοποιήθηκε σε αυτή την εργασία ήταν απόβλητο ελαιοτριβείου (OMWW) το οποίο είχε συλλεχθεί από ένα τυπικό τριφασικό ελαιοτριβείο στην Κρήτη. Το απόβλητο ήταν απαλλαγμένο από αιωρούμενα στερεά. Τα χαρακτηριστικά του ήταν: COD 57,94±5,4 g L -1, φαινολικές ενώσεις 2,92±0,46 g L -1 εκφρασμένες ως γαλλικό οξύ και ph 4,7±0,1.

Μαγιά αναερόβιας ιλύος Η μαγιά αναερόβιας ιλύος για τις δοκιμές της μεθανογενούς ενεργότητας ήταν κοκκώδης λάσπη που επεξεργαζόταν απόβλητα τυροκομείου. Η ιλύς προερχόταν από έναν UASB αντιδραστήρα όγκου 40 m 3 με μέση φόρτιση 6 kgcod/m 3 /d. Η αρχική της ενεργότητα ήταν 0,252 LCH 4 /gvss/d. Διαδικασία οξείδωσης Fenton Το απόβλητο ελαιοτριβείου αρχικά υποβαλλόταν σε μια οξείδωση Fenton. Η οξείδωση λάμβανε χώρα στους 20 C σε ένα ανακινούμενο (100 rpm) γυάλινο αντιδραστήρα των 500mL για μία ώρα. Αρχικά, προσθέτονταν τα αντιδραστήρια Fenton. Ως άλας σιδήρου χρησιμοποιήθηκε FeSO 4 7H 2 O και το υπεροξείδιο του υδρογόνου ήταν συγκέντρωσης 30%. Μετά την οξείδωση, συλλεγόταν ένα δείγμα και αναλυόταν ως προς COD σύμφωνα με τις πρότυπες μεθόδους ανάλυσης [6], και ωπ προς τις συνολικές φαινολικές ενώσεις (TPC) σύμφωνα με τη μέθοδο Folin-Ciocalteu [7]. Διάταξη μέτρησης ενεργότητας αναερόβιας βιολογικής ιλύος Στο Σχήμα 1 παρουσιάζεται η πλήρως αυτοματοποιημένη συσκευή μέτρησης της ενεργότητας της αναερόβιας βιολογικής ιλύος η οποία βασίζεται σε έναν Microcontroller. Η συσκευή αυτή σχεδιάστηκε και κατασκευάστηκε για να μετρά την ενεργότητα της αναερόβιας ιλύος χρησιμοποιώντας είτε οξικό νάτριο είτε οποιοδήποτε άλλο πιθανό υπόστρωμα. Ο όγκος του βιοαερίου που παράγεται μετριέται μέσω ενός καταγραφέα αντλίας που ενεργοποιείται από μια βαλβίδα πίεσης για κάποια προκαθορισμένα διαστήματα πίεσης. Ο όγκος του μεθανίου μετράται με τον ίδιο τρόπο αφού όμως πρώτα το βιοαέριο έχει διέλθει μέσω ενός αλκαλικού διαλύματος το οποίο είναι ικανό να κατακρατήσει το διοξείδιο του άνθρακα. Η συσκευή αυτή αποτελείται από έναν αναερόβιο βιοαντιδραστήρα (ΒR) πλήρους ανάδευσης με ρύθμιση θερμοκρασίας ενεργού όγκου 4,5L, ένα σύστημα μέτρησης της παροχής του βιοαερίου πριν και μετά από την απογύμνωσή του από το αλκαλικό διάλυμα, ένα δοσιμετρικό σύστημα υποστρώματος και έναν καταγραφέα αιωρούμενων στερεών. Η συσκευή είναι διαλείποντος λειτουργίας. Ένας κύκλος λειτουργίας της περιλαμβάνει το πλύσιμο του βιοαντιδραστήρα, την τροφοδοσία του δείγματος ιλύος, τη ρύθμιση της θερμοκρασίας, την τροφοδοσία του υποστρώματος και την καταγραφή των ρυθμών παραγωγής βιοαερίου και μεθανίου. Κατά τη διάρκεια κάθε δοκιμής, η θερμοκρασία, τα ολικά αιωρούμενα στερεά, ο όγκος του παραγόμενου βιοαερίου και μεθανίου καταγράφονται συνεχώς. Μετά την ολοκλήρωση των μετρήσεων και καταγραφών, η ενεργότητα της αναερόβιας βιολογικής ιλύος υπολογίζεται από κατάλληλο ενσωματωμένο λογισμικό.

Σχήμα 1. Διάγραμμα ροής της αυτοματοποιημένης διάταξης μέτρησης της ενεργότητας της αναερόβιας βιολογικής ιλύος Πειραματική διαδικασία Στα πειράματα της οξείδωσης Fenton, ο λόγος των αντιδραστηρίων Fenton (Fe 2+ / H 2 O 2 ). διατηρήθηκε σταθερός και ίσος με 1/2 (g/l FeSO 4 7 H 2 O / ml/l H 2 O 2 30%) αλλά οι ποσότητες τους αυξάνονταν αναλογικά σύμφωνα με τον Πίνακα 1. Κάθε πείραμα επαναλαμβανόταν 2 φορές και τα αποτελέσματα που παρουσιάζονται είναι οι μέσες τιμές. Πίνακας 1. Συνθήκες πειραμάτων χημικής οξείδωσης Fenton. No FeSO. 4 7H 2 O (g/l) H 2 O 2 30% (ml/l) I 1 2 II 2 4 III 3 6 IV 4 8 V 5 10 VI 7 14 VII 9 18

Στη συνέχεια μετρήθηκε η ενεργότητα των προεπεξεργασμένων αποβλήτων ελαιοτριβείου με τη διάταξη που περιγράφηκε παραπάνω. Η ενεργότητα του ανεπεξέργαστου αποβλήτου μετρήθηκε επίσης. Κάθε πείραμα επαναλήφθηκε τρεις φορές. ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ ΚΑΙ ΣΥΖΗΤΗΣΗ Χημική οξείδωση Fenton Τα αποτελέσματα των πειραμάτων της χημικής οξείδωσης Fenton σε όρους απομάκρυνσης COD (%CODr) και απομάκρυνσης συνολικών φαινολικών ενώσεων (%TPCr) παρουσιάζονται στον Πίνακα 2. Η αρίθμηση των πειραμάτων είναι σε αντιστοιχία με τον Πίνακα 1. Πίνακας 2. Απομάκρυνση COD (%COD r ) και ολικών φαινολικών ενώσεων (%TPC r ) στα πειράματα χημικής οξείδωσης Fenton. No COD in COD f %COD r TPC in TPC f (mg/l) (mg/l) (mg/l) (mg/l) %TPC r I 59200 56840 3,7±0,4 1328 48,6±1,0 2548 57160 1292 II 68200 63250 10,3±4,3 1222 55,9±0,0 2774 59150 1222 III 56800 50960 10,4±0,1 1180 59,3±0,3 2917 50840 1193 IV 58400 57200 2,7±1,0 987 63,2±1,7 2769 56400 1053 V 56600 57000 0,0±1,0 846 66,8±0,3 2530 56200 834 VI 56400 47600 23,6±11,3 921 70,0±1,3 2977 38560 868 VII 50000 41120 20,0±3,2 568 84,9±0,8 3899 38880 610 Το ph μετά την προεπεξεργασία της οξείδωσης Fenton κυμαινόταν μεταξύ 4,3-4,6. Οι χαμηλότερες τιμές του ph παρατηρήθηκαν στις υψηλότερες συγκεντρώσεις αντιδραστηρίων και το αντίστροφο. Η μείωση του COD αντανακλά την ανοργανοποίηση (πλήρης οξείδωση σε διοξείδιο του άνθρακα) μέρους του οργανικού περιεχομένου του απόβλητου ελαιοτριβείου. Τα ποσοστά μείωσης του COD ήταν γενικά χαμηλά και δεν ξεπέρασαν το 24%. Οι υψηλότερες απομειώσεις COD μετρήθηκαν για προσθήκη 7 g FeSO 4 7H 2 O (/14 ml Η 2 Ο 2 ) και 9 g FeSO 4 7H 2 O (/18 ml Η 2 Ο 2 ) στην οξείδωση Fenton. Το γεγονός αυτό ήταν αναμενόμενο δεδομένου ότι όσο υψηλότερες οι συγκεντρώσεις των αντιδραστηρίων Fenton, τόσο πιο ισχυρές οι οξειδωτικές συνθήκες που προκύπτουν. Οι χαμηλές απομειώσεις COD μπορούν να θεωρηθούν πλεονεκτικές για την αναερόβια χώνευση, καθώς το μεγάλο υπόλειμμα του οργανικού περιεχομένου μπορεί δυνητικά να μετατραπεί σε βιοαέριο, μια αξιοποιήσιμη πηγή ενέργειας.

Από τον Πίνακα 2 καθίσταται σαφές ότι η συγκέντρωση των φαινολικών ενώσεων μειώνεται αναλογικά με την προσθήκη των αντιδραστηρίων Fenton. H % απομείωση των ολικών φαινολικών ενώσεων κυμάνθηκε από 49 έως 85%, με την υψηλότερη τιμή να έχει μετρηθεί για 9 g FeSO 4 7H 2 O (/18 ml Η 2 Ο 2 ) / L. Αξίζει όμως να σημειωθεί ότι 1 g FeSO 4 7H 2 O (/2 ml Η 2 Ο 2 ) / L επέφερε 49% μείωση φαινολικών ενώσεων, ενώ περαιτέρω αύξηση της συγκέντρωσης των αντιδραστηρίων Fenton δεν είχε τόσο αισθητή επίδραση. Για κάθε γραμμάριο FeSO 4 7H 2 O (/2 ml Η 2 Ο 2 ) / L, επιτεύχθηκε περαιτέρω 3,9% μείωση φαινολικών ενώσεων για το εύρος των συγκεντρώσεων που εξετάστηκε. Η άριστη απόδοση της οξείδωσης Fenton στη μείωση των φαινολικών ενώσεων είναι σε συμφωνία με τη βιβλιογραφία [8]. Ενεργότητα προεπεξεργασμένων δειγμάτων αποβλήτων ελαιοτριβείου Οι τιμές της ενεργότητας που μετρήθηκαν παρουσιάζονται στον Πίνακα 3. Πίνακας 3. Ενεργότητες των χημικά προεπεξεργασμένων δειγμάτων αποβλήτων ελαιοτριβείου Ενεργότητα Ενεργότητα Ενεργότητα Ενεργότητα No No ( L CH4 /gvss/d) ( L CH4 /gvss/d) ( L CH4 /gvss/d) ( L CH4 /gvss/d) I 0,095 V 0,061 I 0,099 0,102 ±0,009 V 0,082 0,074 ±0,012 I 0,113 V 0,082 II 0,078 VI 0,026 II 0,111 0,103 ±0,022 VI 0,045 0,044 ±0,018 II 0,121 VI 0,062 III 0,052 VII 0,031 III 0,094 0,081 ±0,025 VII 0,048 0,047 ±0,016 III 0,098 VII 0,063 IV 0,052 Ανεπεξέργαστο απόβλητο 0,102 IV 0,053 0,072 ±0,033 Ανεπεξέργαστο απόβλητο 0,106 0,104 ±0,002 IV 0,110 Ανεπεξέργαστο απόβλητο 0,105 Από τον Πίνακα 3 είναι φανερό ότι διαδοχικές δοκιμές του ίδιου αποβλήτου είχαν ως αποτέλεσμα αύξηση της ενεργότητας, οδηγώντας μας στο συμπέρασμα ότι η αναερόβια βιολογική ιλύς σταδιακά εγκλιματιζόταν στο επιβαλλόμενο υπόστρωμα. Αυτό μπορεί να αποδοθεί στη συσσώρευση ενός «θετικού» παράγοντα για την πρόοδο της αναερόβιας χώνευσης. Έχει αποδειχθεί από τους Vlyssides et al. [9,10] ότι η προσθήκη ιόντων δισθενούς σιδήρου βελτιώνει τη βιολογική ενεργότητα και την κοκκοποίηση της ιλύος ενός UASB αντιδραστήρα, οδηγώντας σε μια σταθερή και πολύ υψηλή αποδόμηση οργανικού φορτίου. Επομένως, τα ιόντα δισθενούς σιδήρου που υπάρχουν στη λάσπη ως κατάλοιπα της οξείδωσης Fenton, θα μπορούσαν να διαδραματίσουν το ρόλο αυτό. Αντίθετα, η ενεργότητα του ανεπεξέργαστου αποβλήτου ελαιοτριβείου παρέμεινε σταθερή άσχετα με τις φορές που τροφοδοτήθηκε το ίδιο απόβλητο στον αντιδραστήρα.

Σχήμα 2. Ενεργότητα της αναερόβιας ιλύος σε σχέση με τη συγκέντρωση των φαινολικών ενώσεων στα προεπεξεργασμένα και μη απόβλητα ελαιοτριβείου. Στο Σχήμα 2 παρουσιάζονται οι μέσες τιμές της ενεργότητας σε σχέση με τη συγκέντρωση των φαινολικών ενώσεων. Η ενεργότητα των προεπεξεργασμένων δειγμάτων ήταν σε όλες τις περιπτώσεις μεγαλύτερη από την αντίστοιχη τιμή των ανεπεξεργαστου αποβλήτου ελαιοτριβείου. Το γεγονός αυτό μπορεί να αποδοθεί στη σημαντική ελάττωση των φαινολικών ενώσεων οι οποίες αποτελούν ένα σημαντικό παρεμποδιστικό παράγοντα για την αναερόβια χώνευση. Η υψηλότερη τιμή ενεργότητας (0,103 L CH4 /gvss/d) επιτεύχθηκε όταν 1-2 g/l FeSO 4 7H 2 O και 2-4 ml/l Η 2 Ο 2 προστέθηκαν κατά το στάδιο της χημικής προεπεξεργασίας. Περαιτέρω αύξηση της συγκέντρωσης των αντιδραστηρίων Fenton οδήγησε σε μια σταδιακή μείωση της ενεργότητας (έως 0,047 L CH4 /gvss/d). Οι αυξημένες ποσότητες των χημικών στην οξείδωση Fenton πιθανώς οδηγούν σε χαμηλότερες ενεργότητες δεδομένου ότι πιθανές ενδιάμεσες ενώσεις δρουν παρεμποδιστικά στη διεργασία της αναερόβιας χώνευσης. ΣΥΜΠΕΡΑΣΜΑΤΑ Στο στάδιο της χημικής οξείδωσης Fenton, οι % απομειώσεις του COD ήταν γενικά χαμηλές και δεν ξεπέρασαν το 24%. Η υψηλότερη απομείωση COD μετρήθηκε για προσθήκη 7 g FeSO 4 7H 2 O (/14 ml Η 2 Ο 2 ) και 9 g FeSO 4 7H 2 O (/18 ml Η 2 Ο 2 ). Η συγκέντρωση των φαινολικών ενώσεων μετά τη χημική οξείδωση μειώθηκε αναλογικά με την προσθήκη του αντιδραστηρίου Fenton. Οι % αποδόσεις μείωσης των ολικών φαινολικών ενώσεων κυμάνθηκαν από 49 έως 85 %, με την υψηλότερη τιμή να έχει μετρηθεί κατά την προσθήκη 9 g FeSO 4 7H 2 O (/18 ml Η 2 Ο 2 ) / L. Η ενεργότητα των προεπεξεργασμένων δειγμάτων ήταν σε όλες τις περιπτώσεις υψηλότερη από την αντίστοιχη τιμή του ανεπεξέργαστου αποβλήτου ελαιοτριβείου. Αυτό μπορεί να αποδοθεί στη σημαντική ελάττωση των φαινολικών ενώσεων, δεδομένου ότι οι τελευταίες αποτελούν ισχυρό παρεμποδιστικό παράγοντα για την αναερόβια χώνευση. Η υψηλότερη τιμή ενεργότητας (0.103 L CH4 /gvss/d) μετρήθηκε όταν 1-2 g/l FeSO 4 7H 2 O και 2-4 ml/l Η 2 Ο 2 προστέθηκαν κατά το στάδιο της χημικής προεπεξεργασίας. Περαιτέρω αύξηση των αντιδραστηρίων Fenton επέφερε σταδιακή μείωση της ενεργότητας (έως 0.047 L CH4 /gvss/d). Οι αυξημένες ποσότητες των χημικών κατά την οξείδωση Fenton πιθανώς οδηγούν σε χαμηλότερες ενεργότητες καθώς το υπολειπόμενο υπεροξείδιο του υδρογόνου μπορεί να δρα παρεμποδιστικά στην πρόοδο της αναερόβιας χώνευσης.

Συμπερασματικά, αποδείχθηκε ότι η προεπεξεργασία με αντιδραστήρια Fenton μπορεί να αποτελέσει μια αποτελεσματική τεχνική για την αποτοξικοποίηση των αποβλήτων ελαιοτριβείου καθώς επέφερε υψηλότερες τιμές ενεργότητας αναερόβιας βιολογικής ιλύος, καθιστώντας το απόβλητο ελαιοτριβείου πιο δεκτικό σε αναερόβια βιολογική επεξεργασία. ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ [1] Fiestas, J.A., Borja-Padilla, R., Grasas y Aceites, 43(2):101 (1992). [2] Gonçalves, M.R., Costa, J.C., Marques, I.P., Alves, M.M., Water Res., 46:1684 (2012). [3] Balice, V., Carrieri, C., Cera, O. Riv. Ital. Sostanze Grasse, 67(1):9 (1990). [4] Tsonis, S.P., Tsola, V.P., Grigoropoulos, S.G., Toxicol. Environ. Chem., (20-21):437 (1989). [5] Garrido-Fernandez A., Grasas y Aceiies, 26(4):237 (1975). [6] APHA-AWWA-WPCF, Standard methods for the examination of water and wastewater, Boston, (1989). [7] Vlyssides, A., Barampouti, E.M., Mai, S., Milona, S., Niktari E., Env. Eng. Sci. 28(7):515 (2011). [8] Azabou, S., Najjar, W., Bouaziz, M., Ghorbel, A., Sayadi, S., J. Haz. Mat., 183:62 (2010). [9] Vlyssides, A., Barampouti, E.M., Mai, S., Biotechnol. Bioeng., 96(5):853 (2007). [10] Vlyssides, A., Barampouti, E.M., Mai, S., Chem. Eng. J., 146(1):49 (2009).