ΒΕΛΤΙΣΤΟΠΟΙΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ. ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ υποβληθείσα στο Τμήμα Χημικών Μηχανικών. του Πανεπιστημίου Πατρών

ΒΕΛΤΙΣΤΟΠΟΙΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ ΔΙΔΑΚΤΟΡΙΚΗ ΔΙΑΤΡΙΒΗ υποβληθείσα στο Τμήμα Χημικών Μηχανικών του Πανεπιστημίου Πατρών Υπό ΧΡΗΣΤΟΣ Γ. ΓΑΛΑΝΟΠΟΥΛΟΣ Για την Απόκτηση του Τίτλου του Διδάκτορα του Τμήματος Χημικών Μηχανικών του Πανεπιστημίου Πατρών ΠΑΤΡΑ, ΔΕΚΕΜΒΡΙΟΣ 2013

ΒΕΛΤΙΣΤΟΠΟΙΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Υπό Χρήστος Γ. Γαλανόπουλος Εργαστήριο Βιοχημικής Μηχανικής και Τεχνολογίας Περιβάλλοντος Τομέας Μηχανικής Διεργασιών και Περιβάλλοντος Τμήμα Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών Επταμελής Εξεταστική Επιτροπή Πρόεδρος: 1. Καθηγητής Σταύρος Παύλου Τμήμα Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών (Τριμελούς Συμβουλευτικής Επιτροπής) Μέλη: 2. Καθηγητής Γεράσιμος Λυμπεράτος Σχολή Χημικών Μηχανικών Εθνικού Μετσόβιου Πολυτεχνείου (Τριμελούς Συμβουλευτικής Επιτροπής) 3. Καθηγητής Μιχάλης Λεοτσινίδης Τμήμα Ιατρικής Πανεπιστημίου Πατρών (Τριμελούς Συμβουλευτικής Επιτροπής) 4. Καθηγητής Κωνσταντίνος Κράβαρης Τμήμα Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών 5. Καθηγητής Δημήτρης Βαγενάς Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων Πανεπιστημίου Πατρών 6. Επίκουρος Καθηγητής Χρήστος Άκρατος Τμήμα Διαχείρισης Περιβάλλοντος και Φυσικών Πόρων Πανεπιστημίου Πατρών 7. Λέκτορας Ιωάννης Μαναριώτης Τμήμα Πολιτικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών II

ΕΥΧΑΡΙΣΤΙΕΣ Όλους, όσοι συνέβαλαν στην ολοκλήρωση της παρούσας διδακτορικής διατριβής, θα ήθελα να ευχαριστήσω θερμά. Ήταν ένα δύσκολο για μένα εγχείρημα μέχρι σήμερα, γιατί ταυτόχρονα δημιουργούσα την δικιά μου οικογένεια. Για την επιτυχή ολοκλήρωση της έρευνας αυτής συνέβαλαν πρωτίστως οι καθηγητές του πανεπιστημίου που με δέχτηκαν με στοργή και υπομονή, οι συνάδελφοι και προϊστάμενοι μου στο (πρώην) Δήμο Σκιλλούντος και έπειτα στην Περιφέρεια Δυτικής Ελλάδας. Εκφράζω πολύ θερμές ευχαριστίες, στον κ. Γεράσιμο Λυμπεράτο, πρώην καθηγητή του Τμήματος Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών και νυν του Εθνικού Μετσόβειου Πολυτεχνείου, για την αμέριστη συμπαράσταση και καθοδήγησή του όποτε και όπου την χρειάστηκα, για να καρποφορήσει επιτυχώς αυτή η προσπάθεια. Το ίδιο πολύ θερμά ευχαριστώ, τον κ. Μιχάλη Λεοτσινίδη, καθηγητή στο Τμήμα Ιατρικής του Πανεπιστημίου Πατρών, για την απεριόριστη βοήθειά του με την εκχώρηση του Εργαστηρίου Υγιεινής και την άψογη συνεργασία μαζί του, αλλά και να ευχαριστήσω τους ερευνητές του εργαστηρίου, κυρίως την κα. Ελένη Σαζακλή. Ευχαριστώ πολύ θερμά, τον κ. Σταύρο Παύλου, καθηγητή στο Τμήμα Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών, για την προθυμία του να αντικαταστήσει τον κ. Γεράσιμο Λυμπεράτο στην Τριμελή Συμβουλευτική Επιτροπή ως επιβλέπων καθηγητής και την συμμετοχή του ως πρόεδρος της επταμελούς εξεταστικής επιτροπής. Επιπλέον, εκφράζω τις θερμές ευχαριστίες στον κ. Κωνσταντίνο Κράβαρη, καθηγητή του Τμήματος Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών για την πολύτιμη βοήθειά του και στον κ. Δημήτρη Βαγενά, καθηγητή Πανεπιστημίου Πατρών για την προθυμία τους να συμμετάσχουν στην επταμελή εξεταστική επιτροπή. Επίσης, ευχαριστώ πολύ τον κ. Χρήστο Άκρατο, επ. καθηγητή του Πανεπιστημίου Πατρών, και τον κ. Ιωάννη Μαναριώτη, λέκτορα του Πανεπιστημίου Πατρών για την ενεργό συμμετοχή τους στην επταμελή εξεταστική επιτροπή. Τέλος να ευχαριστήσω τον κ. Στυλιανό Τσώνη, καθηγητή του Τμήματος Πολιτικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών και τους εργαζομένους στον Βιολογικό Καθαρισμό του Πανεπιστημίου Πατρών, για την διευκόλυνση που μου παρείχαν να εγκαταστήσω και να παρακολουθώ την πιλοτική μονάδα. Ημερομηνία παρουσίασης: 4-Δεκεμβρίου-2013. Αφιερώνεται στην σύζυγο μου, στα δύο παιδιά μας και στους γονείς μας. III

ΒΕΛΤΙΣΤΟΠΟΙΗΣΗ ΦΥΣΙΚΩΝ ΣΥΣΤΗΜΑΤΩΝ ΕΠΕΞΕΡΓΑΣΙΑΣ ΥΓΡΩΝ ΑΠΟΒΛΗΤΩΝ Χρήστος Γ. Γαλανόπουλος, Χημικός Μηχανικός Τμήμα Χημικών Μηχανικών Πανεπιστημίου Πατρών ΠΕΡΙΛΗΨΗ Η μελέτη ενός πειράματος μικρής πιλοτικής κλίμακας, με δύο παράλληλα συστήματα ρηχών λεκανών (ύψους 0.35m), η μία λεκάνη με φύτευση του είδους Typha Latifolia και η άλλη χωρίς φύτευση, διεξάχθηκε για τον σχεδιασμό ελεύθερης επιφανειακής ροής (FWS) τεχνητού υγροτόπου. Οι δύο λεκάνες τροφοδοτήθηκαν με πραγματικά αστικά λύματα όπου οι χρόνοι παραμονής κυμάνθηκαν από 27,6 έως 38,0 ημέρες. Η μεταβολή του όγκου κάθε λεκάνης παρακολουθήθηκε για 2 συνεχή έτη και ταυτόχρονα υπολογίστηκαν οι ρυθμοί βροχόπτωσης και εξάτμισης. Η διαφορά του όγκου μεταξύ των δύο λεκανών οφειλόταν στην πρόσληψη νερού από τα φυτά, η οποία συγκρίθηκε με τις προβλέψεις της εξατμισοδιαπνοής παρόμοιων φυτών με την χρήση του υπολογιστικού προγράμματος REF-ET. Η συγκομιδή των φυτών πραγματοποιήθηκε τρείς φορές στην διάρκεια του 1 ου έτους του πειράματος, ώστε να εκτιμηθεί ο ρυθμός πρόσληψης αζώτου από τα φυτά. Η σημαντικότερη διαφορά των δύο συστημάτων ήταν η αφαίρεση νερού μέσω της εξατμισοδιαπνοής των φυτών. Η πιλοτική μονάδα λειτούργησε έτσι ώστε να επιτευχθεί και απομάκρυνση της οργανικής ύλης (BOD 5 ) και του ολικού αζώτου (TN) από τα λύματα. Ο σχεδιασμός της διευκόλυνε την ανάπτυξη ενός μαθηματικού μοντέλου, ακολουθώντας το πλαίσιο του μοντέλου της ενεργής ιλύος (ASM). Αρχικά το μαθηματικό μοντέλο αναπτύχθηκε για τις δύο λεκάνες με τις μικροβιακές διεργασίες που επικράτησαν στο εσωτερικό τους, ώστε να περιγραφεί πλήρως η συμπεριφορά τους. Η προσομοίωση και η εκτίμηση των παραμέτρων του μοντέλου επιτεύχθηκε με την χρήση του υπολογιστικού περιβάλλοντος του AQUASIM. Οι κύριες διεργασίες που ελήφθησαν υπόψη για την μοντελοποίηση ήταν η αμμωνιοποίηση, η αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη, η νιτροποίηση και η ανάπτυξη φυκών. Μια ισχυρή εποχική εξάρτηση παρατηρήθηκε για την συμπεριφορά κάθε λεκάνης όταν το μοντέλο εφαρμόστηκε για το 1 ο έτος του πειράματος. Αυτό το μοντέλο επαληθεύτηκε ικανοποιητικά με τα πειραματικά δεδομένα του 2 ου έτους. Η παρατηρούμενη μέση ετήσια απόδοση απομάκρυνσης του BOD 5 και του TN ήταν 60% και 69%, αντίστοιχα για την λεκάνη χωρίς φυτά και 83% και 75%, αντίστοιχα για την IV

λεκάνη με φυτά. Το μοντέλο προέβλεψε μέση ετήσια απόδοση απομάκρυνσης 82% για το BOD 5 και 65% για το TN στην λεκάνη με φυτά, ικανοποιώντας τα κριτήρια για τον σχεδιασμό πλήρους κλίμακας τεχνητού υγροτόπου. Η ικανότητα του μοντέλου να προβλέπει όχι μόνο την απομάκρυνση της οργανικής ύλης αλλά και του ολικού αζώτου, θεωρήθηκε επαρκής όταν δοκιμάστηκε με έναν ελεύθερης επιφανειακής ροής τεχνητό υγρότοπο με 400 ισοδύναμο πληθυσμό, με μοναδική τροποποίηση τον συνυπολογισμό του περιορισμού του οξυγόνου στον ρυθμό της διεργασίας της νιτροποίησης. Επομένως, το δυναμικό μοντέλο διαμορφώθηκε με την ενσωμάτωση της πρόβλεψης του ρυθμού της εξατμισοδιαπνοής των φυτών και χρησιμοποιήθηκε για τον σχεδιασμό περίπτωσης μελέτης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. Τα στοιχεία που απαιτούνται για αυτό τον σχεδιασμό περιλάμβαναν την παροχή εισόδου και κλιματολογικά στοιχεία (θερμοκρασίας και βροχόπτωσης) για την περιοχή του σχεδιασμού, καθώς και οι απαιτήσεις της ποιότητας εκροής. Η περίπτωση μελέτης για 4000 ισοδύναμο πληθυσμό όπου η ποιότητα εκροής ήταν σε μέσες ετήσιες τιμές BOD 5 =25mg/L και TN=15mg/L, χρειάστηκε μία συνολική επιφάνεια υγροτόπου 11 εκταρίων. Εάν χρησιμοποιηθούν δύο λεκάνες σε σειρά, η 1 η με φυτά και η 2 η χωρίς, τότε η συνολική επιφάνεια μειώνεται κατά περίπου 27%, ελέγχοντας μόνο την αρχική μέγιστη φύτευση της πρώτης λεκάνης του υγροτόπου. Λέξεις Κλειδιά: Μοντελοποίηση φυσικού συστήματος, τεχνητός υγρότοπος, ελεύθερης επιφανειακής ροής, επεξεργασία λυμάτων, σχεδιασμός πλήρους κλίμακας, απομάκρυνση ολικού αζώτου, βελτιστοποίηση επιφάνειας υγροτόπου. V

OPTIMIZATION OF NATURAL WASTEWATER TREATMENT SYSTEMS Christos G. Galanopoulos, Chemical Engineer Department of Chemical Engineering, University of Patras ABSTRACT The study at pilot-scale of two parallel systems with shallow basins (height h=0.35m), one planted with Typha Latiofolia and the other without vegetation, was conducted for the modeling of free water surface (FWS) constructed wetland systems. The basins were fed with real sewage at retention times ranging from 27.6 to 38.0 days. The variation of the volume in each basin was monitored for two consecutive years and simultaneously, rainfall and evaporation rates were calculated. The difference of the volume between the basins was due to the water absorption by the plants and was compared with the predictions of evapotranspiration rates of similar plants using the REF-ET calculation software. The harvesting of the plants was performed three times during the first year, in order to estimate the nitrogen uptake by the plants. The main difference in the two systems was the water removal through plant evapotranspiration. The pilot unit was operated so as to achieve the removal of both organic matter (BOD 5 ) and total nitrogen (TN) from the sewage. Its design enabled the development of a mathematical model, following the framework of the activated sludge model (ASM). The simulation and the parameter estimation were achieved using the AQUASIM framework. The mathematical model describes the microbial processes, which dominated within the basins describing satisfactorily their behavior. The key processes accounted for in the modeling were ammonification, aerobic heterotrophic growth, nitrification and algal growth. A strong seasonal dependence was observed for each basin. The model was satisfactorily validated with the data of the second year. An observed average annual removal efficiency of BOD 5 and TN were 60% and 69%, respectively for the basin without plants and 83% and 75%, respectively for the basin with plants. The model predicted average annual removal efficiency 82% for BOD 5 and 65% for TN in the basin with plants, satisfying the design criteria of a full-scale constructed wetland. The ability of the model to predict not only the removal of organic matter but also total nitrogen removal, was considered sufficient as tested with a real free water surface VI

constructed wetland of 400 population equivalent, with the sole modification being the inclusion of oxygen limitation in the nitrification rate. The dynamic model was amended with the direct incorporation of the plant evapotranspiration rate and it was used to design a full-scale constructed wetland. The required elements for this design included the inflow rate and climatic data (temperature and rainfall) for the design region, as well as the effluent quality requirements. In the case study of 4000 population equivalent, the effluent quality requirement was: average annual values for BOD 5 =25mg/L and for TN=15mg/L. The model was used to determine a total wetland surface requirement of 11ha. If two sequential basins are used, the first with plants and the second without, then the total wetland surface could be reduced by approximately 27%, controlling only the maximum initial vegetation in the first wetland basin. Key words: Natural system modeling, constructed wetland, free water surface, sewage treatment, full-scale design, total nitrogen removal, wetland surface optimization. VII

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΑ Σελ. Κεφάλαιο 1 ο ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1 1.1. Γενικά- Ισχύουσα Νομοθεσία 1 1.2. Μέθοδοι Επεξεργασίας Λυμάτων 8 1.3. Φυσικά Συστήματα Επεξεργασίας Υγρών Αποβλήτων 12 1.4. Σκοπός και Διάρθρωση της παρούσας Διδακτορικής Διατριβής 16 Κεφάλαιο 2 ο ΘΕΩΡΗΤΙΚΟ ΥΠΟΒΑΘΡΟ 19 2.1. Βιβλιογραφική γνώση για Τεχνητούς Υγροτόπους (FWS) 19 2.2. Μικροοργανισμοί 21 2.3. Βιολογικές Διεργασίες 25 2.4. Κινητική Βιολογικών Αντιδράσεων 33 2.5. Επιδράσεις στις Βιολογικές Διεργασίες (Θερμοκρασία, ph, διαλυμένο οξυγόνο, παρεμπόδιση) 36 2.6. Αερισμός 38 2.7. Φυσιολογία Φυτών 41 Κεφάλαιο 3 ο ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 49 3.1. Περιγραφή Πιλοτικής Μονάδας Τεχνητού υγροτόπου 49 3.2. Λειτουργία Πιλοτικής Μονάδας 51 Κεφάλαιο 4 ο ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΑ ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ 57 4.1. Χαρακτηριστικές Παράμετροι Πιλοτικής Μονάδας 57 4.2. Υπολογισμοί Ρυθμών Κλιματολογικών Παραμέτρων 64 4.3. Αποτελέσματα συγκομιδή φυτών 65 Κεφάλαιο 5 ο ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΜΑΘΗΜΑΤΙΚΟΥ ΜΟΝΤΕΛΟΥ ΓΙΑ ΤΗΝ ΠΡΟΣΟΜΟΙΩΣΗ ΥΓΡΟΤΟΠΟΥ 69 5.1. Επισκόπηση Μοντέλων Υγροτόπων 69 5.2. Τύποι Βιοντιδραστήρων 71 5.3. Το Μοντέλο τύπου IAWRPC 74 5.4. Προσομοίωση σε περιβάλλον AQUASIM 79 Κεφάλαιο 6 ο ΠΡΟΣΟΜΟΙΩΣΗ ΠΙΛΟΤΙΚΗΣ ΜΟΝΑΔΑΣ 83 6.1. Εκτίμηση Παραμέτρων Μοντέλου 83 6.2. Ανάλυση Ευαισθησίας και Μοντέλο Προσομοίωσης 92 6.3. Αποτελέσματα Μοντέλου προσομοίωσης 99 6.4. Επαλήθευση του Μοντέλου 102 6.5. Συμπεράσματα 108 Κεφάλαιο 7 ο ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΜΟΝΤΕΛΟΥ ΠΛΗΡΟΥΣ ΚΛΙΜΑΚΑΣ 111 7.1. Περιγραφή Εγκατάστασης Τεχνητού Υγροτόπου Πλήρους Κλίμακας 111 7.2. Εφαρμογή του Μοντέλου Προσομοίωσης στην Εγκατάσταση του Τεχνητού Υγροτόπου Πλήρους Κλίμακας 118 VIII

Κεφάλαιο 8 ο ΣΧΕΔΙΑΣΜΟΣ ΤΕΧΝΗΤΩΝ ΥΓΡΟΤΟΠΩΝ ΠΛΗΡΟΥΣ ΚΛΙΜΑΚΑΣ ΜΕ ΒΑΣΗ ΤΟ ΔΥΝΑΜΙΚΟ ΜΟΝΤΕΛΟ 127 8.1. Προσδιορισμός της Εξατμισοδιαπνοής των Φυτών για τον Σχεδιασμό Τεχνητών Υγροτόπων Πλήρους Κλίμακας 128 8.2. Προσδιορισμός Στοιχείων που απαιτούνται για τον Σχεδιασμό 137 8.3. Σχεδιασμός Τεχνητού Υγροτόπου 140 8.4. Συμπεράσματα 151 8.5. Γενικά Συμπεράσματα 152 ΣΥΜΒΟΛΑ - ΣΥΝΤΟΜΟΓΡΑΦΙΕΣ 155 ΕΛΛΗΝΙΚΗ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ 163 ΔΙΕΘΝΗΣ ΒΙΒΛΙΟΓΡΑΦΙΑ 165 ΣΥΝΤΟΜΟ ΒΙΟΓΡΑΦΙΚΟ ΣΗΜΕΙΩΜΑ 171 Παράρτημα Α. Πίνακες υπολογισμών ρυθμών φόρτισης και αποφόρτισης, βροχόπτωσης, εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας και διαπνοής φυτών της Πιλοτικής Μονάδας και της εγκατάστασης του Πλουτοχωρίου. 173 Παράρτημα Β. Προσδιορισμός Χαρακτηριστικών Παραμέτρων των Υγρών Αποβλήτων 213 Παράρτημα Γ. Μέθοδοι Χημικών Αναλύσεων 217 Παράρτημα Δ. Αποτελέσματα εφαρμογής προγράμματος REF-ET 221 Παράρτημα Ε. Κλιματολογικά Δεδομένα μετεωρολογικών σταθμών Αρχαίας Ολυμπίας, Ζαχάρως και Ανδρίτσαινας Ηλείας. 223 Παράρτημα ΣΤ. Αυτοτελής Σύνοψη Διδακτορικής Διατριβής 235 ΕΞΕΤΑΣΤΙΚΗ ΕΠΙΤΡΟΠΗ 251 ΑΠΟΦΑΣΗ ΕΓΚΡΙΣΗΣ 253 IX

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΟΙ ΠΙΝΑΚΕΣ Σελ. Πίνακας 1.1. Τυπική σύσταση λυμάτων. 2 Πίνακας 1.2. Προϋποθέσεις διάθεσης των αστικών λυμάτων από εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων (ΕΕΛ). 5 Υποπίνακας 1. Υποπίνακας 2. 6 Πίνακας 1.3. Χαρακτηριστικά ποιοτικών παραμέτρων για τον έλεγχο των υγρών αποβλήτων κατά κλάδος και είδος βιομηχανικών και λοιπών εγκαταστάσεων. 8 Πίνακας 2.1. Μέσοι όροι της ανά μήνα μέσης ημερήσιας τιμής της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς (ET r ) των σταθμών κάθε υδατικού διαμερίσματος της Ελλάδας, που εκτιμήθηκαν με την μέθοδο FAO Penman-Monteith (P-M). 46 Πίνακας 2.2. Φυτικοί συντελεστές κατά στάδιο ανάπτυξης, K c, τεσσάρων βασικών καλλιεργειών, προσαρμοσμένων στις κλιματικές συνθήκες της Ελλάδας, για χρήση με τη συνδυασμένη μέθοδο Penman-Monteith κατά FAO. 46 Πίνακας 2.3. Τιμές του συντελεστή Κc και Κ c για το γλυκό σόργo. 47 Πίνακας 4.1. Αποτελέσματα μετρήσεων μετά την συγκομιδή φυτών από την πιλοτική μονάδα για το 1 ο έτος λειτουργίας. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 66 Πίνακας 5.1. Ρυθμοί Διεργασιών του μοντέλου της πιλοτικής μονάδας. 78 Πίνακας 5.2. Στοιχειομετρικοί συντελεστές του μοντέλου πιλοτικής μονάδας. 79 Πίνακας 6.1. Εύρος τιμών και τυπικές τιμές παραμέτρων για το μοντέλο της πιλοτικής μονάδας από τη βιβλιογραφία. 85 Πίνακας 6.2. Τιμές παραμέτρων για το μοντέλο προσομοίωσης της πιλοτικής μονάδας. 98 Πίνακας 7.1. Απαιτούμενη ποιότητα εκροής επεξεργασμένων λυμάτων. 112 Πίνακας 7.2. Τιμές και μέση τιμή παραμέτρων ποιότητας εκροής τεχνητού υγροτόπου (FWS) πλήρους κλίμακας. 116 Πίνακας 7.3. Τιμές παραμέτρων ποιότητας εκροής [mg/l] σε τεχνητούς υγροτόπους διαφόρων χωρών. 117 Πίνακας 7.4. Απόδοση λεκάνης τεχνητού υγροτόπου Πλουτοχωρίου για τα έτη 2007-2008. 117 Πίνακας 7.5. Εκτίμηση μέσης μηνιαίας ημερήσιας παροχής Q * 1PL. 119 Πίνακας 8.1. Υπολογισμοί ελάχιστης εκροής και αρχική μέγιστης φύτευσης σε τεχνητό υγρότοπο πλήρους κλίμακας. 143 Πίνακας 8.2. Υπολογισμοί ποιότητας εκροής για συστήματα λεκανών σε σειρά (ν=1,2,3,4,5) τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας με συνολική απαιτούμενη επιφάνεια A=110.000m 2. 148 Πίνακας 8.3. Υπολογισμοί ποιότητας εκροής ολικού αζώτου για 2-σύστημα τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για διάφορες επιφάνειες A2 της 2 ης λεκάνης με φυτά και χωρίς φυτά. 150 X

ΠΙΝΑΚΕΣ ΠΑΡΑΡΤΗΜΑΤΟΣ Α. Σελ. Πίνακας Α.3.1. Παροχές εισόδου και εξόδου λεκάνης χωρίς φυτά 1 ο έτος. 173 Πίνακας Α.3.2. Παροχές εισόδου και εξόδου λεκάνης με φυτά 1 ο έτος. 176 Πίνακας Α.3.3. Παροχές εισόδου και εξόδου λεκάνης χωρίς φυτά 2 ο έτος. 179 Πίνακας Α.3.4. Παροχές εισόδου και εξόδου λεκάνης με φυτά 2 ο έτος. 181 Πίνακας Α.3.5. Ρυθμοί φόρτισης και αποφόρτισης της λεκάνης χωρίς φυτά του 1 ου έτους. 183 Πίνακας Α.3.6. Ρυθμοί φόρτισης και αποφόρτισης της λεκάνης με φυτά του 1 ου Πίνακας Α.3.7. έτους. 186 Ρυθμοί φόρτισης και αποφόρτισης της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά του 2 ου έτους. 189 Πίνακας Α.4.1. Υπολογισμός του ρυθμού διαπνοής των φυτών για το 1 ο έτος. 191 Πίνακας Α.4.2. Υπολογισμοί των ρυθμών βροχόπτωσης και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας στην λεκάνη χωρίς φυτά για το 1 ο έτος. 194 Πίνακας Α.4.3. Υπολογισμοί των ρυθμών βροχόπτωσης και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας στην λεκάνη με φυτά για το 1 ο έτος. 197 Πίνακας Α.4.4. Υπολογισμός του ρυθμού διαπνοής των φυτών για το 2 ο έτος. 200 Πίνακας Α.4.5. Υπολογισμοί των ρυθμών βροχόπτωσης και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας στην λεκάνη χωρίς φυτά για το 2 ο έτος. 202 Πίνακας Α.4.6. Υπολογισμοί των ρυθμών βροχόπτωσης και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας στην λεκάνη με φυτά για το 2 ο έτος. 204 Πίνακας Α.4.7. Κλιματολογικά δεδομένα για την περιοχή του Ρίου Πατρών και αποτελέσματα ET r (Παράρτημα Δ.), για το 1 ο έτος λειτουργίας. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριο2 2011. 206 Πίνακας Α.4.8. Αποτελέσματα εξατμισοδιαπνοής καλλιέργειας γλυκού σόργου και τεύτλων. 207 Πίνακας Α.4.9. Σύγκριση ρυθμού διαπνοής Typha Latifolia της πιλοτικής μονάδας και εξατμισοδιαπνοής σόργου και τεύτλων. 208 Πίνακας Α.4.10. Υπολογισμός του ρυθμού απορρόφησης ολικού αζώτου από τα φυτά για το 1 ο έτος του πειράματος. 209 Πίνακας Α.7.1. Υπολογισμοί μέσης μηνιαίας ημερήσιας βροχόπτωσης Q * 2PL. 210 Πίνακας Α.7.2. Υπολογισμοί μέσης μηνιαίας ημερήσιας εξατμισοδιαπνοής φυτών Q * 3PL. 211 XI

ΠΕΡΙΕΧΟΜΕΝΕΣ ΕΙΚΟΝΕΣ Σελ. Εικόνα 1.1. Διεργασία δραστικής λάσπης ( ενεργού ιλύος ). 10 Εικόνα 1.2. Φυσικές, χημικές και βιοχημικές διεργασίες υγροτόπων. 13 Εικόνα 2.1. Κατάταξη διαφόρων μικροοργανισμών του βασιλείου των πρωτίστων. 23 Εικόνα 2.2. Ημερήσια διακύμανση διαλυμένου οξυγόνου σε αιωρούμενα φύκη. 25 Εικόνα 2.3. Διάφορες μορφές του αζώτου. 28 Εικόνα 2.4. Περίφυτα μπλεγμένα σε μακρόφυτα (λεκάνη με φυτά, την 28-05- 2011). 31 Εικόνα 2.5. Αιωρούμενο φυτοπλαγκτόν (λεκάνη χωρίς φυτά, την 22-01-2011). 32 Εικόνα 2.6. Επίδραση της συγκέντρωσης του D.O. στη νιτροποίηση. 37 Εικόνα 2.7. Καμπύλη κορεσμού του διαλυμένου οξυγόνου στο θρεπτικό μέσο ανάπτυξης των νιτροποιητικών μικροοργανισμών. 40 Εικόνα 2.8. Αερόβιες και Αναερόβιες διεπιφάνειες σε εδάφη υγροτόπων. Διαβαθμίσεις διαλυμένου οξυγόνου [Α] στην διεπιφάνεια εδάφουςνερού και [Β] μέσα σε κορεσμένο έδαφος. [C] Προφίλ οξειδοαναγωγικού πεδίου σε ιζήματα ποταμών στο Okeechobee Basin, Florida. 41 Εικόνα 2.9. Βασικοί δρόμοι για τη μεταφορά νερού (α) των ανόργανων ιόντων (β) από το έδαφος μέσω επιδερμίδας, φλοιού και τραχειακών κυττάρων. 42 Εικόνα 2.10. Γενική απεικόνιση πρόσληψης, μεταφοράς και διαπνοής του νερού, σε ένα ανώτερο φυτό. 43 Εικόνα 2.11. Υδατικά διαμερίσματα της Ελλάδας. 45 Εικόνα 2.12. Η ημερήσια διακύμανση της διαπνοής Α σε αγρό τριφυλλιού, σε σύγκριση με την διακύμανση της έντασης της ηλιακής ακτινοβολίας και της θερμοκρασίας Β. 47 Εικόνα 2.13. Ανατομική κατασκευή φυτού. 48 Εικόνα 3.1. Πιλοτική μονάδα στον βιολογικό καθαρισμό Πανεπιστημίου Πατρών. 49 Εικόνα 3.2. Κάτοψη πιλοτικής μονάδας με φυτά και χωρίς φυτά. 50 Εικόνα 3.3. Τομή πιλοτικής μονάδας με φυτά. 50 Εικόνα 3.4. Χρόνοι παραμονής υγρού HRT της πιλοτικής μονάδας, 1 ου έτους. 52 Εικόνα 3.5. Χρόνοι παραμονής υγρού HRT της πιλοτικής μονάδας, 2 ου έτους. 53 Εικόνα 3.6. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 53 Εικόνα 3.7. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 54 Εικόνα 3.8. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 54 Εικόνα 3.9. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 54 Εικόνα 3.10. Πιλοτική μονάδα την 16-07-2011 στο 1 ο έτος του πειράματος. 55 Εικόνα 3.11. Λεκάνη με φυτά μετά την συγκομιδή των φυτών, την 16-07-2011. 55 Εικόνα 4.1. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 57 Εικόνα 4.2. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 58 XII

Εικόνα 4.3. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 58 Εικόνα 4.4. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 59 Εικόνα 4.5. Τιμές ολικών αιωρούμενων στερεών TSS των λυμάτων, της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 59 Εικόνα 4.6. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 60 Εικόνα 4.7. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 60 Εικόνα 4.8. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 61 Εικόνα 4.9. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 61 Εικόνα 4.10. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 62 Εικόνα 4.11. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 62 Εικόνα 4.12. Τιμές ολικών αιωρούμενων στερεών TSS των λυμάτων, της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011- Σεπτέμβριος 20 63 Εικόνα 4.13. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 63 Εικόνα 4.14. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 64 Εικόνα 4.15. Τιμές διαπνοής Typha Latifolia για το 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος και εξατμισοδιαπνοής σόργου και τεύτλων. 67 Εικόνα 4.16. Μέσες μηνιαίες τιμές διαπνοής Typha Latifolia για το 1 ο (Q 3plants ) και 2 ο* (Q* 3plants ) έτος του πειράματος. 67 Εικόνα 5.1. Σύγκριση αντιδραστήρων CSTR και PFR για διάφορες τιμές του αδιάστατου αριθμού διασποράς d. 74 Εικόνα 5.2. Καθαρή παραγωγή πτητικών αιωρούμενων στερεών συναρτήσει του χρόνου παραμονής στερεών (SRT) και την θερμοκρασία: (α) με πρωτοβάθμια επεξεργασία και (β) χωρίς πρωτοβάθμια επεξεργασία. 76 Εικόνα 5.3. Απεικόνιση της απόλυτης σχετικής συνάρτησης ευαισθησίας. 80 Εικόνα 6.1. Τιμές φόρτισης Q 1 (είσοδος) και αποφόρτισης Q 5 (έξοδος) της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 86 Εικόνα 6.2. Τιμές φόρτισης Q 1p (είσοδος) και αποφόρτισης Q 5p (έξοδος) της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 86 Εικόνα 6.3. Ρυθμοί βροχόπτωσης (Q 2 ) και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας (Q 4 ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 87 Εικόνα 6.4. Ρυθμός διαπνοής φυτών (Q 3p ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 87 Εικόνα 6.5. Τιμές του μεταβλητού όγκου V r της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 88 Εικόνα 6.6. Τιμές του μεταβλητού όγκου V r της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 88 XIII

Εικόνα 6.7. Μετρήσεις θερμοκρασίας υγρού (T_wp) λεκάνης χωρίς φυτά και (T_p) λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 89 Εικόνα 6.8. Πειραματικές τιμές BOD 5 και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 89 Εικόνα 6.9. Πειραματικές τιμές BOD 5 και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 90 Εικόνα 6.10. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 90 Εικόνα 6.11. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 91 Εικόνα 6.12. Αποτελέσματα πρόβλεψης του μοντέλου για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης και για τις δύο λεκάνες. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 91 Εικόνα 6.13. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά σε μικρή κλίμακα των συγκεντρώσεων. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 93 Εικόνα 6.14. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά σε μεγάλη κλίμακα των συγκεντρώσεων. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 93 Εικόνα 6.15. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, προσαρμοσμένο στις τιμές των συγκεντρώσεων των συστατικών. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 93 Εικόνα 6.16. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων της ετεροτροφικής ανάπτυξης. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 94 Εικόνα 6.17. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων της ετεροτροφικής ανάπτυξης, για τις διάφορες μορφές του αζώτου. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 94 Εικόνα 6.18. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 95 Εικόνα 6.19. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου, συμπεριλαμβανομένου της σταθεράς αμμωνιοποίησης K a.οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 96 Εικόνα 6.20. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου, συμπεριλαμβανομένου της σταθεράς αμμωνιοποίησης K a, για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011 97 Εικόνα 6.21. Αποτελέσματα του τελικού μοντέλου προσομοίωσης για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης της πιλοτικής μονάδας. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 99 Εικόνα 6.22. Πειραματικές τιμές BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 100 XIV

Εικόνα 6.23. Πειραματικές τιμές BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 100 Εικόνα 6.24. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 101 Εικόνα 6.25. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011. 101 Εικόνα 6.26. Εκτίμηση του ρυθμού πρόσληψης αζώτου m_tnmeas από τα φυτά βασισμένη στην συγκομιδή τους και μέσω του μοντέλου προσομοίωσης m_tnmodel. 102 Εικόνα 6.27. Μετρήσεις θερμοκρασίας υγρού (T_wp) λεκάνης χωρίς φυτά και (T_p) λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 103 Εικόνα 6.28. Τιμές φόρτισης Q* 1 (είσοδος) και αποφόρτισης Q* 5 (έξοδος) της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 104 Εικόνα 6.29. Τιμές φόρτισης Q* 1p (είσοδος) και αποφόρτισης Q* 5p (έξοδος) της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 104 Εικόνα 6.30. Ρυθμοί βροχόπτωσης (Q* 2 ) και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας (Q* 4 ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 104 Εικόνα 6.31. Ρυθμός διαπνοής φυτών (Q* 3p ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 105 Εικόνα 6.32. Τιμές του μεταβλητού όγκου Vr της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 105 Εικόνα 6.33. Τιμές του μεταβλητού όγκου Vr της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 106 Εικόνα 6.34. Πειραματικές τιμές BOD 5 και τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011- Σεπτέμβριος 2012. 106 Εικόνα 6.35. Πειραματικές τιμές BOD 5 και τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011- Σεπτέμβριος 2012. 107 Εικόνα 6.36. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και τελική πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011- Σεπτέμβριος 2012. 107 Εικόνα 6.37. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και τελική πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011- Σεπτέμβριος 2012. 108 Εικόνα 7.1. Τεχνητός υγρότοπος ελεύθερης επιφανειακής ροής (FSW), την 14-08-2008. 111 Εικόνα 7.2. Σε υγροβιότοπο με πυκνή βλάστηση ένα σημαντικό ποσοστό της επιφάνειας καταλαμβάνεται από το φυτό. 113 Εικόνα 7.3. Σχηματικό διάγραμμα της τομή της λεκάνης του τεχνητού υγροτόπου (FWS) πλήρους κλίμακας. 114 Εικόνα 7.4. Πολυωνυμική σχέση του ρυθμού βροχόπτωσης Q*2PL. Έτος 2008. 119 Εικόνα 7.5. Πολυωνυμική σχέση του ρυθμού εξατμισοδιαπνοής Q*3PL των φυτών Typha Latifolia. Έτος 2008. 121 Εικόνα 7.6. Οι ρυθμοί εισόδου και εξόδου των ρευμάτων στην λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου (FWS) του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 121 XV

Εικόνα 7.7. Εικόνα 7.8. Εικόνα 7.9. Εικόνα 7.10. Εικόνα 7.11. Εικόνα 7.12. Εικόνα 8.1. Εικόνα 8.2. Εικόνα 8.3. Εικόνα 8.4. Εικόνα 8.5. Εικόνα 8.6. Εικόνα 8.7. Εικόνα 8.8. Εικόνα 8.9. Εικόνα 8.10. Εικόνα 8.11. Ο χρόνος κατακράτησης στερεών (SRT) στην λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου (FWS) του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 122 Τιμές θερμοκρασίας υγρού T water, αέρα T a και λυμάτων T i για την πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 123 Πειραματικές τιμές εισόδου και εξόδου BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 124 Πειραματικές τιμές εισόδου και εξόδου των διάφορων μορφών αζώτου και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 124 Πειραματικές τιμές εισόδου και εξόδου των διάφορων μορφών αζώτου και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης με περιορισμό της συγκέντρωσης του οξυγόνου στην νιτροποίηση για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 126 Πειραματικές τιμές εισόδου και εξόδου BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης με περιορισμό της συγκέντρωσης του οξυγόνου στην νιτροποίηση για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου του Πλουτοχωρίου. Έτος 2008. 126 Πολυωνυμική σχέση της θερμοκρασίας του αέρα στην περιοχή του Ρίου Πατρών της 2 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 129 Πολυωνυμική σχέση των πειραματικών μετρήσεων του ολικού αζώτου στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 2 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 130 Υπολογισμός Qplants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 2 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 130 Υπολογισμός της μάζας των φυτών mass_plants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, στο τέλος της 2 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 131 Πολυωνυμική σχέση της θερμοκρασίας του αέρα στην περιοχή του Ρίου Πατρών της 3 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 131 Πολυωνυμική σχέση των πειραματικών μετρήσεων του ολικού αζώτου στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 3 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 132 Υπολογισμός Qplants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 3 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 132 Υπολογισμός της μάζας των φυτών mass_plants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, στο τέλος της 3 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 132 Πολυωνυμική σχέση της θερμοκρασίας του αέρα στην περιοχή του Ρίου Πατρών της 1 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 133 Πολυωνυμική σχέση των πειραματικών μετρήσεων του ολικού αζώτου στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 1 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος 133 Υπολογισμός Qplants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, της 1 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 134 XVI

Εικόνα 8.12. Υπολογισμός της μάζας των φυτών mass_plants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, στο τέλος της 1 ης περιόδου συγκομιδής κατά τον 1 ο χρόνο του πειράματος. 134 Εικόνα 8.13. Πολυωνυμική σχέση της θερμοκρασίας του αέρα στην περιοχή του Ρίου Πατρών κατά τον 2 ο χρόνο του πειράματος. 135 Εικόνα 8.14. Πολυωνυμική σχέση των πειραματικών μετρήσεων του ολικού αζώτου στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, κατά τον 2 ο χρόνο του πειράματος. 135 Εικόνα 8.15. Η πρόβλεψη του Qplants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, κατά τον 2 ο χρόνο του πειράματος. 136 Εικόνα 8.16. Η πρόβλεψη της μάζας των φυτών mass_plants στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας με φυτά, κατά τον 2 ο χρόνο του πειράματος. 136 Εικόνα 8.17. Πολυωνυμική σχέση του ρυθμού βροχόπτωσης για τον σχεδιασμό εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου στην περιοχή του Ρίου Πατρών. 137 Εικόνα 8.18. Πολυωνυμική σχέση του ρυθμού βροχόπτωσης σε μέσo μηνιαίo όρο Qrain_m και πολυωνυμική σχέση σε μέσο ημερήσιο όρο Rain_average, για την περιοχή του Ρίου Πατρών, για τα έτη 2010, 2011, 2012. 138 Εικόνα 8.19. Πολυωνυμική σχέση του μέσου όρου της θερμοκρασίας του αέρα της περιοχή του Ρίου Πατρών, για τα έτη 2010, 2011, 2012 από μέσες μηνιαίες τιμές ανά ημέρα. 138 Εικόνα 8.20. Ετήσια μεταβολή ελληνικού πληθυσμού από το 1961 έως το 2011 με στοιχεία της ΕΛ.ΣΤΑΤ. για τον σχεδιασμό εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 139 Εικόνα 8.21. Προβλεπόμενες μέσες ετήσιες τιμές της εκροής σε BOD 5 και ολικού αζώτου, για τον σχεδιασμό εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 141 Εικόνα 8.22. Εκτίμηση της αρχικής μέγιστης φύτευσης m po _max, για απαιτούμενη επιφάνεια Α=11ha, για τον σχεδιασμό εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 142 Εικόνα 8.23. Διάγραμμα λειτουργίας τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για διάφορες τιμές αρχικής μέγιστης φύτευσης m po _max και απαιτούμενων επιφανειών Α, σύμφωνα με τις προδιαγραφές της ποιότητας εκροής. 144 Εικόνα 8.24. Παροχές 1-συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας με επιφάνεια Α=11ha. 144 Εικόνα 8.25. Εκτίμηση της αρχικής μέγιστης φύτευσης m po1 _max, για απαιτούμενη επιφάνεια Α1=5,5ha, για τον σχεδιασμό 2- συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 145 Εικόνα 8.26. Παροχές 2-συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου 146 Εικόνα 8.27. πλήρους κλίμακας με έκαστη επιφάνεια Α=5,5ha. Ολική μάζα φύτευσης 2-συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για έκαστη επιφάνεια Α=5,5ha. 146 Εικόνα 8.28. Παροχές 3-συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας με έκαστη επιφάνεια Α=3,7ha. 147 XVII

Εικόνα 8.29. Εικόνα 8.30. Εικόνα 8.31. Εικόνα 8.32. Προβλεπόμενες μέσες ετήσιες τιμές της εκροής σε BOD 5 και Ολικού Αζώτου για τον σχεδιασμό εγκατάστασης 5-συστήματος (ν=5) με έκαστη επιφάνεια Α=2,2ha τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 147 Οι τιμές της εκροής κάθε λεκάνης (E1, E2, E3, E4, E5) για τον σχεδιασμό εγκατάστασης 5-συστήματος (ν=5) με έκαστη επιφάνεια Α=2,2ha τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας. 149 Διάγραμμα λειτουργίας 2 ης λεκάνης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για διάφορες τιμές αρχικής μέγιστης φύτευσης m po2 _max και απαιτούμενων επιφανειών Α2, σύμφωνα με τις προδιαγραφές της ποιότητας εκροής. 150 Ολική μάζα φύτευσης 2-συστήματος εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για την 1 η λεκάνη με φυτά επιφάνειας Α1=5,5ha και για την 2 η λεκάνη χωρίς φυτά επιφάνειας Α2=2,5ha. 151 XVIII

Κεφάλαιο 1 ο ΕΙΣΑΓΩΓΗ 1.1. Γενικά Ισχύουσα Νομοθεσία Οι ανθρώπινες δραστηριότητες επηρεάζουν σε μεγάλο βαθμό την ποιότητα του νερού που απορρίπτεται μετά την χρησιμοποίησή του. Οι αποδέκτες του είναι συνήθως οι λίμνες, τα ποτάμια, οι ακτές, τα υπόγεια ρεύματα, κλπ., όπου διατίθενται μεγάλες ποσότητες αποβλήτων και επιβαρύνονται από τις σημαντικές ποσότητες ρυπογόνων ουσιών που περιέχουν. Για αυτό διαμορφώθηκε από την πολιτεία νομοθετικό πλαίσιο για την αντιμετώπισή των επιπτώσεων της διάθεσης των αποβλήτων σε φυσικούς αποδέκτες. Τα υγρά απόβλητα, ανάλογα με την πηγή προέλευσή τους, διακρίνονται κυρίως σε αστικά (οικιακά ως επί το πλείστον) και βιομηχανικά. Τα αστικά υγρά απόβλητα (λύματα) κατατάσσονται σε τρείς κατηγορίες ανάλογα με την ισχύ της ρύπανσης που προκαλούν, σύμφωνα με τον Πίνακα 1.1. (Λυμπεράτος και Βαγενάς, 2012). Η πρώτη βασική παράμετρος χαρακτηρισμού των λυμάτων είναι τα ολικά στερεά (ΟΣ) τα οποία ορίζονται ως η ύλη που απομένει μετά από εξάτμιση στους 103-105 O C. Τα ΟΣ χωρίζονται σε αιωρούμενα στερεά (Α.Σ.) με μέγεθος >1μ και σε διηθούμενα στερεά (ΔΘΣ) με μέγεθος <1μ. Τα ολικά αιωρούμενα στερεά TSS περιλαμβάνουν τα καθιζάνοντα (ΚΣ) με μέγεθος >10μ και τα μη καθιζάνοντα στερεά, ενώ τα διηθούμενα στερεά διακρίνονται σε κολλοειδή (ΚΛΣ) και σε διαλυμένα στερεά (ΔΣ) (οργανικά και ανόργανα). Κάθε κατηγορία στερεών χωρίζεται ανάλογα με την πτητικότητά τους στους 550 O C σε πτητικά (ΠΣ: βασικά οργανικά) και σε μη πτητικά (βασικά ανόργανα). Η πιο διαδεδομένη χρησιμοποιούμενη χαρακτηριστική παράμετρος μέτρησης της περιεκτικότητας σε οργανική ύλη είναι το βιοχημικά απαιτούμενο οξυγόνο ( το διαλυμένο οξυγόνο που οξειδώνει βιολογικά την οργανική ύλη σε 5 ημέρες (BOD 5 )). Εναλλακτικά η περιεκτικότητα σε οργανικά μπορεί να μετρηθεί με την απαιτούμενη ποσότητα διαλυμένου οξυγόνου για την οξείδωσή της με κάποιο χημικό οξειδωτικό μέσο, (COD). Μία άλλη μέθοδος για την μέτρηση της οργανικής ύλης στα λύματα είναι ο προσδιορισμός του ολικού οργανικού άνθρακα (TOC) με οξείδωσή της στους 950 O C (Λυμπεράτος, 1998). Οι σημαντικότεροι ρύποι που περιέχουν τα λύματα είναι η οργανική ύλη, τα αιωρούμενα στερεά, οι παθογόνοι μικροοργανισμοί, το άζωτο, ο φώσφορος κλπ., συστατικά που προκαλούν επιπτώσεις στο φυσικό περιβάλλον. Οι κυριότερες 1

επιπτώσεις για τους υδάτινους αποδέκτες από την διάθεση των λυμάτων σε αυτούς είναι: α) η αποξυγόνωσή τους λόγω της οξείδωσης της οργανικής ύλης και της αμμωνίας από μικροοργανισμούς, β) η θολότητα που αποκτούν εξαιτίας των υψηλών συγκεντρώσεων των αιωρούμενων στερεών, γ) η μόλυνσή τους από την παρουσία παθογόνων μικροοργανισμών και δ) ο ευτροφισμός λόγω του αζώτου και του φωσφόρου (ονομαζόμενων θρεπτικών συστατικών), που συνίσταται σε έντονη ανάπτυξη φυκών. Πίνακας 1.1. Τυπική σύσταση λυμάτων. ΣΥΣΤΑΤΙΚΟ ΣΥΓΚΕΝΤΡΩΣΗ [mg/l] ΙΣΧΥΡΟ ΜΕΣΟ ΑΣΘΕΝΕΣ ΟΣ 1200 720 350 ΔΣ, σύνολο 850 500 250 μη πτητικά 525 300 145 ΠΣ 325 200 105 ΑΣ, σύνολο 350 220 100 μη πτητικά 75 55 20 πτητικά 275 165 80 KΣ (ml/l) 20 10 5 BAO 5 ; (BOD 5 ) 400 220 110 ΟΟΑ ; (TOC) 290 160 80 ΧΑΟ ; (COD) 1000 500 250 Ν ολικό (ως Ν) 85 40 20 οργανικό 35 15 8 ελεύθερη ΝΗ 3 50 25 12 ΝΟ 2-0 0 0 ΝΟ 3-0 0 0 Φωσφόρος ολικός (ως Ρ) 15 8 4 Οργανικός 5 3 1 Ανόργανος 10 5 3 Χλωρίδια 100 50 30 Αλκαλικότατα (ως CaCO 3 ) 200 100 50 Λίπος 150 100 50 2

Το νομοθετικό πλαίσιο για την επεξεργασία των λυμάτων αποτελείται από ένα πλέγμα νομοθετημάτων που περιλαμβάνει υγειονομικές διατάξεις, κοινές ή μη υπουργικές αποφάσεις, προεδρικά διατάγματα, νόμους, ευρωπαϊκές οδηγίες (νόμοι ευρωπαϊκοί για την ενσωμάτωση σε εθνικό επίπεδο νομοθεσίας). Η αριθ. Ε1β.221 υγειονομική διάταξη του Υπουργείου Εσωτερικών και Υγιεινής (ΦΕΚ 138/Β τεύχος/24-02-1965) περί διαθέσεως λυμάτων και βιομηχανικών αποβλήτων ορίζει την επεξεργασία, ως την τεχνική κατά την οποία επιτυγχάνεται η τροποποίηση των χαρακτηριστικών τους, με σκοπό την εξάλειψη ή την μείωση των δυσμενών συνεπειών εξαιτίας της διάθεσή τους. Η οδηγία 91/271/ΕΟΚ του Συμβουλίου της 21 ης Μαΐου 1991 των Ευρωπαϊκών κοινοτήτων εναρμονίστηκε στην ελληνική νομοθεσία με την αριθμό 5673/400/14-03-1997 (ΦΕΚ 192/Β τεύχος) κοινή υπουργική απόφαση «Μέτρα και όροι για την επεξεργασία αστικών λυμάτων». Αποσκοπείτε ουσιαστικά η εφαρμογή του Νόμου Πλαισίου 1650/86 (ΦΕΚ 160/Α τεύχος/16-10-1986), ώστε να διασφαλίζεται η προστασία του περιβάλλοντος και η δημόσια υγεία από τις αρνητικές επιπτώσεις της διάθεσης των αστικών λυμάτων και των υγρών αποβλήτων από ορισμένους βιομηχανικούς τομείς. Με την ανωτέρω Κ.Υ.Α. επικαιροποιήθηκαν ορισμοί για τα «Αστικά λύματα», «Οικιακά λύματα», «Βιομηχανικά υγρά απόβλητα», «Οικισμοί», «Δίκτυο αποχέτευσης», «ΜΙΠ (Μονάδα Ισοδύναμου Πληθυσμού)», «Πρωτοβάθμια επεξεργασία», «Δευτεροβάθμια επεξεργασία», «Κατάλληλη επεξεργασία», «Διάθεση λυμάτων», «Ιλύς», «Ευτροφισμός», κ.λ.π. Έγινε διάκριση των ευαίσθητων και λιγότερων ευαίσθητων περιοχών με συγκεκριμένα κριτήρια που προβλέπονται από την ανωτέρω Κ.Υ.Α. Για τις ευαίσθητες περιοχές, γίνεται διαχωρισμός για άνω των 10.000 ισοδύναμου πληθυσμού (ι.π.) στην επεξεργασία των αστικών λυμάτων. Για τις λιγότερο ευαίσθητες περιοχές, η επεξεργασία είναι λιγότερη αυστηρή, σε σχέση με αυτή των ευαίσθητων περιοχών και διακρίνεται σε δύο περιπτώσεις: α) για αστικά λύματα που διατίθενται σε παράκτια νερά από οικισμούς με 10.000 ι.π. έως 150.000 ι.π. και β) σε νερά εκβολών ποταμών από οικισμούς με 2.000 ι.π. έως 10.000 ι.π., αλλά με την προϋπόθεση να υποβάλλονται σε πρωτοβάθμια επεξεργασία. Στην περίπτωση οικισμών με μεγαλύτερο από 150.000 ι.π. μπορεί να εφαρμόζεται η περίπτωση (α), όταν η μέθοδος επεξεργασίας δεν αποφέρει επιπλέον όφελος για το περιβάλλον. Γενικότερα, τα αστικά λύματα πριν από την διάθεσή τους σε υδάτινο αποδέκτη υποβάλλονται τουλάχιστον σε δευτεροβάθμια ή ισοδύναμη επεξεργασία. Μπορεί όμως 3

να υποβάλλονται σε κατάλληλη επεξεργασία στις ακόλουθες δύο περιπτώσεις: α) όταν η διάθεση γίνεται σε γλυκά νερά και σε εκβολές ποταμών από οικισμούς με λιγότερο από 2.000 ι.π. και β) όταν η διάθεση γίνεται σε παράκτια νερά από οικισμούς με λιγότερο από 10.000 ι.π. Το είδος της επεξεργασίας και οι απαιτήσεις για απόρριψη των επεξεργασμένων λυμάτων από τις εγκαταστάσεις ΕΕΛ συνοψίζονται στον Πίνακα 1.2. Για τα βιομηχανικά υγρά απόβλητα η απευθείας διάθεση στο φυσικό περιβάλλον προβλέπει τα εξής: 1) να έχουν προκαθοριστεί οι χρήσεις του υδάτινου αποδέκτη σύμφωνα με την υγειονομική διάταξη Ε1β.221/1965 2) να έχει εκδοθεί η απόφαση έγκρισης περιβαλλοντικών όρων από την πολιτεία σύμφωνα με τις σχετικές διατάξεις της υπ αριθμό 69269/5287/1990 κοινής υπουργικής απόφασης (ΦΕΚ 678/Β τεύχος/25-10- 1990) και 3) να έχει χορηγηθεί οριστική άδεια για τις εγκαταστάσεις με 4.000 ι.π. ή και περισσότερο, που υπόκεινται σε περιβαλλοντικούς όρους για την απόρριψη των βιομηχανικών λυμάτων. Ο υποπίνακας 2 τροποποιείται με την υπ αριθμό 19661/1982/29-09-1999 (ΦΕΚ 1811/Β τεύχος) κοινή υπουργική απόφαση, ως προς τις απαιτήσεις για απορρίψεις από εγκαταστάσεις επεξεργασίας αστικών λυμάτων σε ευαίσθητες περιοχές όπου παρουσιάζεται ευτροφισμός, να εφαρμόζεται αναλόγως των τοπικών συνθηκών, η μία ή και οι δύο παράμετροι του ολικού φωσφόρου (TP) και του ολικού αζώτου (TN). Για το ολικό άζωτο, η τιμή συγκέντρωσης των 15 mgn/l ισχύει από 10.000 ι.π. και όχι από 1.000 ι.π. και αφορούν τον ημερήσιο μέσο όρο. Με αυτή την Κ.Υ.Α. καθορίζονται και οι απαιτήσεις για τις βιομηχανικές εγκαταστάσεις που υπάρχουν ή πρόκειται να εγκατασταθούν σε βιομηχανικές περιοχές (ΒΙ.ΠΕ.). Τα βιομηχανικά λύματα, μετά από προκαταρκτική επεξεργασία, θα πρέπει να διοχετεύονται στην μονάδα επεξεργασίας λυμάτων που διαθέτει η ΒΙ.ΠΕ., η οποία πρέπει να διαθέτει την προβλεπόμενη από την υγειονομική διάταξη Ε1β.221/1965 άδεια διάθεσης βιομηχανικών λυμάτων στον φυσικό αποδέκτη. Τα έργα και οι δραστηριότητες που αποσκοπούν στην προστασία από την ρύπανση λόγω της απόρριψης υγρών αποβλήτων στο περιβάλλον εντάσσονται και αδειοδοτούνται ως βασική κατηγορία (7.4) έργων αξιοποίησης υδατικών πόρων, βάσει της με αριθμό 43504/20-12-2005 (ΦΕΚ 1784/Β τεύχος) κοινής υπουργικής απόφασης. Ειδικότερα οι εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων ως έργο, αποτελούν το κατάλληλο μέτρο πρόληψης και ελέγχου της ρύπανσης, ώστε να διασφαλίζεται η προστασία της δημόσιας υγείας και του περιβάλλοντος. 4

5 Πίνακα 1.2. Προϋποθέσεις διάθεσης των αστικών λυμάτων από εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων (ΕΕΛ). Απαιτήσεις Ποιότητας Εκροής Είδος (Βαθμός) Επεξεργασίας Υποπίνακας 1. και 2. Τριτοβάθμια (Αυστηρή Επεξεργασία) Υποπίνακας 1. Δευτεροβάθμια (Λιγότερο Αυστηρή Επεξεργασία) Υποπίνακας 1. Δευτεροβάθμια (Λιγότερο Αυστηρή Επεξεργασία) Υποπίνακας 1. Δευτεροβάθμια (Λιγότερο Αυστηρή Επεξεργασία) Υποπίνακας 1. Δευτεροβάθμια (Λιγότερο Αυστηρή Επεξεργασία) Με βάση την εκάστοτε καθοριζόμενη χρήση Με βάση την εκάστοτε καθοριζόμενη χρήση Κατάλληλη Επεξεργασία <2.000 ι.π. (γλυκά νερά ή εκβολές ποταμών) Κατάλληλη Επεξεργασία <10.000 ι.π. (παράκτια νερά) Υδάτινος Αποδέκτης Όχι ευαίσθητος Ναι ευαίσθητος Λιγότερο ευαίσθητος >10.000 ι.π. <10.000 ι.π. 2.000-10.000 ι.π (νερά εκβολών ποταμών) με πρωτοβάθμια καθίζηση 10.000-150.000 ι.π (παράκτια νερά) με πρωτοβάθμια καθίζηση >150.000 ι.π. με μηδενικό επιπλέον περιβαλλοντικό όφελος

Υποπίνακας 1. Παράμετροι Ποιότητας Εκροής Συγκέντρωση [ mg / L ] Ελάχιστη εκατοστιαία μείωση (1) BOD5 25 70-90 COD 125 75 Παρατηρήσεις Αδιήθητο, ακατακάθιτο δείγμα Αδιήθητο, ακατακάθιτο δείγμα TSS 35 (1) 90 Διήθηση δείγματος (1) Μείωση ανάλογα με το φορτίο των εισερχομένων λυμάτων Υποπίνακας 2. Παράμετροι Ποιότητας Εκροής Ολικός Φώσφορος Ολικό Άζωτο (2) Συγκέντρωση [ mg / L ] Ελάχιστη εκατοστιαία μείωση (1) 2 (10.000-100.000 ι.π.) 80 1 (>100.000 ι.π.) 15 (1000-100.000 ι.π.) 70-80 10 (>100.000 ι.π.) (3) Παρατηρήσεις (2) Ολικό άζωτο σημαίνει το άθροισμα του αζώτου κατά Kjeldahl (οργανικό + αμμωνιακό άζωτο) του νιτρικού αζώτου και του νιτρώδες αζώτου. (3) Εναλλακτικά ο ημερήσιος μέσος όρος δεν πρέπει να υπερβαίνουν τα 20 mg-n/l. Η απαίτηση αυτή αναφέρεται σε θερμοκρασία ύδατος τουλάχιστον 12 ο C κατά την λειτουργία του βιοαντιδραστήρα της μονάδας επεξεργασίας λυμάτων. 6

Σημαντική ρύπανση υφίστανται τα υπόγεια ύδατα από την απευθείας διάθεση των λυμάτων και η σχετική οδηγία της Ευρωπαϊκής Ένωσης (2006/118/ΕΚ) ενσωματώθηκε στην ελληνική νομοθεσία με την υπ αριθμό 39626/2208/Ε130/25-09-2009 (ΦΕΚ 2075/Β τεύχος) κοινή υπουργική απόφαση. Για αυτό το λόγο δόθηκε στοιχειώδης κατάλογος ρύπων και δεικτών τους, για τους οποίους καθορίζονται ανώτερες αποδεκτές τιμές. Τέτοιοι ρύποι είναι ουσίες που απαντώνται στη φύση ή είναι απόρροια των ανθρωπίνων δραστηριοτήτων, όπως το αρσενικό, το κάδμιο, ο υδράργυρος, το αμμώνιο, τα θεϊκά ιόντα κλπ. Χαρακτηριστικό παράδειγμα είναι η νιτρορύπανση γεωργικής προελεύσεως, για την οποία θεσπίστηκε η με αριθμό 16190/1335/25-07-1997 (ΦΕΚ 519/Β τεύχος) κοινή υπουργική απόφαση. Με αυτή δίνεται μεγάλη σημασία στην περιεκτικότητα των γλυκών επιφανειακών υδάτων σε νιτρικά ιόντα, όπως και στα υπόγεια ύδατα εάν θα μπορούν να περιέχουν περισσότερο από 50 mg/l νιτρικών ιόντων χωρίς να έχουν ληφθεί μέτρα. Επίσης ίδια σημασία δίνεται και στο κατά πόσον οι φυσικές λίμνες γλυκού νερού, οι εκβολές ποταμών, τα παράκτια και τα θαλάσσια νερά μπορούν να γίνουν ευτροφικά με τον εμπλουτισμό τους από αζωτούχες ενώσεις, επίσης χωρίς να ληφθούν μέτρα. Με το υπ αριθμό 51/2007 (ΦΕΚ 54/Α τεύχος/8-03-2007) προεδρικό διάταγμα καθορίζονται μέτρα και διαδικασίες για την ολοκληρωμένη προστασία και διαχείριση των υδάτων. Απαριθμούνται οι ρύποι που πρέπει να αντιμετωπίζονται για την εξασφάλιση επαρκούς ποιότητας επιφανειακού και υπόγειου νερού για μια βιώσιμη και δίκαιη χρήση του. Ενδεικτικά, οι κυριότεροι είναι ουσίες που επηρεάζουν δυσμενώς το ισοζύγιο του οξυγόνου (μετρούνται με τις παραμέτρους BOD, COD), ουσίες που συμβάλλουν στον ευτροφισμό (ιδίως νιτρικά και φωσφορικά), μέταλλα και ενώσεις τους, άλλες ενώσεις (κυανιούχες, οργανοκασσιτερικές, οργανοφωσφορικές, οργανοαλογονούχες), υδρογονάνθρακες και βιοσυσσωρεύσιμες οργανικές τοξικές ουσίες. Είναι φανερό ότι το νομοθετικό πλαίσιο είναι διευρυμένο και στοχεύει σε ειδικά μέτρα για την μείωση και σταδιακή εξάλειψη των απορρίψεων και των διαρροών ουσιών επικίνδυνων ή μη για το φυσικό περιβάλλον. Χαρακτηριστικά, μπορεί να αναφερθεί η με αριθμό 13/2589/29-09-2006 απόφαση Νομάρχη (ΦΕΚ 1435/Β τεύχος) για τον ορισμό του φυσικού αποδέκτη και των όρων διάθεσης των λυμάτων στην βιομηχανική περιοχή (ΒΙ.ΠΕ.) Καβάλας. Με αυτήν καθορίζονται ανώτατα όρια εκπομπής ρύπων από τις εγκαταστάσεις του βιολογικού καθαρισμού των υγρών αποβλήτων της, όπως (ph =6,5-8,5, BOD 5 <25 mg/l, COD<60 mg/l, SS<25 mg/l, ολικό άζωτο<15 mg/l, κάδμιο<0,01 mg/l κ.α.). Επειδή αφορά σε περιοχή με βιομηχανική δραστηριότητα, ελέγχεται ο βαθμός απόδοσης των εγκαταστάσεων προεπεξεργασίας των υγρών αποβλήτων κάθε βιομηχανίας, πριν 7

οδηγηθούν στον βιολογικό καθαρισμό της βιομηχανικής περιοχής, με παραμέτρους βάσει του ενδεικτικού Πίνακα 1.3. της ιδίας απόφασης. Πίνακας 1.3. Χαρακτηριστικά ποιοτικών παραμέτρων για τον έλεγχο των υγρών αποβλήτων κατά κλάδος και είδος βιομηχανικών και λοιπών εγκαταστάσεων. Αλλαντοποιεία Σφαγεία BOD 5, COD, λίπη-έλαια, ph, TP, αμμωνία, θεϊκά, θειούχα, κολοβακτηροειδή, TOC Γαλακτοκομεία BOD 5, COD, ph, TSS, χρώμα, ολικά διαλυμένα στερεά Κονσερβοποιία φρούτων και λαχανικών BOD 5, COD, ph, TSS, θερμοκρασία, χρώμα, ολικά διαλυμένα στερεά Τροφίμων και Ποτών Βρώσιμα λίπη και έλαια BOD 5, COD, TSS, διαλυμένα στερεά, λίπη-έλαια, ph, άζωτο, θεϊκά, θειούχα Αλευροποιία BOD 5, COD, ph, TSS, TOC, ολικά διαλυμένα στερεά Αρτοποιία, Μπισκοτοποιία, Παραγωγή άμυλου-γλυκόζης BOD 5, COD, ph,tss, άζωτο, φώσφορος, θεϊκά, θειούχα Οινοπνευματοποιία, Οινοποιία, Ζυθοποιία, Αναψυκτικά BOD 5, ph,tss, καθιζάνοντα στερεά, άζωτο, φώσφορος, θολερότητα Χημικές Παραγωγή τεχνητών ινών BOD 5, COD, ph,tss, θεϊκά, θειούχα βιομηχανίες Χαρτοποιία BOD 5, COD, ph,tss, αμμωνία, χρώμα, διαλυμένα στερεά, φαινόλες Ελαστικά BOD 5, COD, TSS, ph, λίπη-έλαια, ολικά διαλυμένα στερεά Πετρελαίου και Άνθρακα Προϊόντα ασφάλτου και πίσσας BOD 5, φαινόλες, θεϊκά, θειούχα, λίπηέλαια, ph Γεωργικές βιομηχανίες BOD 5, διαλυμένα στερεά, TSS, άζωτο, νιτρικά, φώσφορος, Ph, COD Ελαιοτριβεία BOD 5, COD, TSS, ph, χρώμα, οξύτητα 1.2. Μέθοδοι Επεξεργασίας Λυμάτων Για την εξάλειψη του προβλήματος της ρύπανσης από υγρά απόβλητα εφαρμόζεται η Οδηγία 271 του 1991 της Ευρωπαϊκής Ένωσης «Περί επεξεργασίας και διάθεσης των λυμάτων» με την κατασκευή και λειτουργία εγκαταστάσεων επεξεργασίας υγρών αποβλήτων. Η επεξεργασία πραγματοποιείται με διάφορες φυσικοχημικές και βιολογικές διεργασίες και ορίζεται ως δευτεροβάθμια όταν αποσκοπεί στην επίτευξη υψηλού βαθμού απομάκρυνσης οργανικής ύλης και αιωρούμενων στερεών από τα λύματα. Στις περιπτώσεις όπου οι υδάτινοι αποδέκτες χαρακτηρίζονται ως ευαίσθητοι, είναι απαραίτητη 8

η απομάκρυνση του αζώτου και του φωσφόρου με επιπλέον επεξεργασία η οποία ορίζεται ως τριτοβάθμια. Η νομοθεσία επιβάλλει οι εγκαταστάσεις επεξεργασίας λυμάτων (ΕΕΛ) να λειτουργούν σε διαδοχικές βαθμίδες επεξεργασίας (προεπεξεργασία, πρωτοβάθμια, δευτεροβάθμια, τριτοβάθμια), ανάλογα με τον εξυπηρετούμενο πληθυσμό, αλλά και την ευαισθησία του αποδέκτη, ενώ ορίζει και τα όρια της ποιότητας εκροής για κάθε ρύποσυστατικό των λυμάτων (Ανδρεαδάκης Α., Κατσίρη Α. και Μαμάης Δ., 2001). Το πλέον χρησιμοποιούμενο σύστημα για την βιολογική επεξεργασία των λυμάτων, είναι το σύστημα ενεργού ιλύος (δραστικής λάσπης), με το οποίο επιτυγχάνεται η διάσπαση και απομάκρυνση της οργανικής ύλης με μηχανισμούς υδρόλυσης, οξείδωσης οργανικών και σύνθεσης μικροβιακής μάζας, ενώ στην απομάκρυνση των οργανικών και ανόργανων στερεών συμβάλλουν οι μηχανισμοί βιορόφησης, κροκίδωσης και καθίζησης. Η διεργασία της δραστικής λάσπης βασίζεται στην βιολογική οξείδωση των οργανικών λυμάτων με αποτέλεσμα την ανάπτυξη μικροοργανισμών με ταυτόχρονη παραγωγή μεταβολικών προϊόντων. Λαμβάνει χώρα στην δεξαμενή αερισμού (Δ.Α.) όπου το οξυγόνο παρέχεται με τεχνητό αερισμό και εξασφαλίζει την καλή ανάμιξη του υγρού. Οι μικροοργανισμοί παράγουν πολυμερή που συσσωματώνονται σε κροκύδες που αποτελούν την δραστική λάσπη ή ενεργό ιλύ. Η λάσπη αυτή απορροφά τα διαλυμένα και αιωρούμενα στερεά (οργανικά και ανόργανα) και καθιζάνει στην δευτεροβάθμια δεξαμενή καθίζησης (Δ.Δ.Κ.). Ένα μέρος της ανακυκλοφορείται για την επίτευξη μεγαλύτερων χρόνων παραμονής στερεών (SRT), ενώ η υπόλοιπη απομακρύνεται ως περίσσεια ιλύος, για να αποφευχθεί η συσσώρευση των βιοστερεών. Η ανακυκλοφορία μετά από καθίζηση διασφαλίζει μεγάλο χρόνο παραμονής στερεών σε σχέση με τον υδραυλικό χρόνο παραμονής (HRT), μειώνοντας τον συνολικά απαιτούμενο όγκο για την επιθυμητή απομάκρυνση της οργανικής ύλης Εικόνα 1.1. Η διεργασία περιγράφεται επαρκώς από δύο μεταβλητές: S η συγκέντρωση διαλυμένων οργανικών ως υπόστρωμα και x η συγκέντρωση των κροκυδωμένων στερεών ως βιομάζα, λαμβανομένη ίση με την συγκέντρωση των πτητικών αιωρούμενων στερεών του ανάμικτου υγρού (Λυμπεράτος, 1998). 9

Εικόνα 1.1. Διεργασία δραστικής λάσπης ( ενεργού ιλύος ). Η συνηθέστερα εφαρμοζόμενη παραλλαγή του τυπικού συστήματος ενεργού ιλύος είναι ο παρατεταμένος αερισμός. Χαρακτηρίζεται από χαμηλό οργανικό φορτίο και υψηλό χρόνο παραμονής στερεών (SRT=15-30 ημέρες). Επίσης και ο υδραυλικός χρόνος παραμονής επιλέγεται μεγάλος (HRT=16-24 ώρες) για ικανοποιητική λειτουργία σε περίπτωση έντονα μεταβαλλόμενου οργανικού και υδραυλικού φορτίου. Γενικά ο παρατεταμένος αερισμός εφαρμόζεται για πληθυσμούς μικρότερους των 20.000 κατοίκων και κυρίως με την μορφή της οξειδωτικής τάφρου. Αντίθετα το σύστημα υψηλής φόρτισης χαρακτηρίζεται από υψηλές οργανικές φορτίσεις και μικρό χρόνο παραμονής στερεών (SRT<2 ημερών). Συχνά χρησιμοποιείται ως πρώτο στάδιο καθαρισμού με βαθμό απόδοσης από 60%-80%. Στο σύστημα ενεργού ιλύος, η βιομάζα βρίσκεται σε αιώρηση, ενώ στο βιολογικό φίλτρο ή χαλικοδιυλιστήριο, ως διαφορετικό σύστημα επεξεργασίας, οι μικροοργανισμοί βρίσκονται προσκολλημένοι σε κάποιο εκπληρωτικό υλικό. Η απομάκρυνση της οργανικής ύλης από τα λύματα γίνεται με τους μηχανισμούς της βιορρόφησης και οξείδωσης των οργανικών. Για τη διατήρηση των αερόβιων συνθηκών, το οξυγόνο παρέχεται με φυσικό τρόπο μέσω των κενών του φίλτρου. Ανάλογα με το υλικό πλήρωσης, τα βιολογικά φίλτρα διακρίνονται σε: α) τυπικά φίλτρα από χαλίκια και β) πλαστικά φίλτρα. Το βασικότερο πλεονέκτημα των βιολογικών φίλτρων σχετίζεται με την απλότητα, την ευκολία και τη χαμηλή δαπάνη λειτουργίας τους που τα καθιστά κατάλληλα για την επεξεργασία λυμάτων μικρών πόλεων. Ένας νέος τύπος βιολογικού φίλτρου καθιερώθηκε με την εφαρμογή της ανακυκλοφορίας μέρους ή του συνόλου της εκροής, το ταχύφιλτρο, με ιδιαίτερα αυξημένες υδραυλικές φορτίσεις (Ανδρεαδάκης Α., Κατσίρη Α. και Μαμάης Δ., 2001). 10

Μία παραλλαγή των βιολογικών φίλτρων είναι οι περιστρεφόμενοι βιολογικοί δίσκοι που προσφέρουν αποτελεσματικότερο αερισμό και επαφή λυμάτων και βιομάζας, ώστε εκτός από την επίτευξη υψηλής απομάκρυνσης οργανικού φορτίου να επιτυγχάνεται και ικανοποιητική απομάκρυνση αζώτου. Το κυριότερο πλεονέκτημά του είναι η σχετικά μικρή απαιτούμενη ενέργεια για την λειτουργία του, αλλά το ασύμφορο κατασκευαστικό κόστος του για μεγάλους πληθυσμούς, περιορίζει την εφαρμογή του σε μικρά συστήματα επεξεργασίας. Όμως οι βιολογικοί δίσκοι μειονεκτούν και λειτουργικά, κυρίως από τα προβλήματα που σχετίζονται με την συχνή καταστροφή του μηχανολογικού εξοπλισμού τους, αλλά και την παραγωγή οσμών. Είναι προφανές ότι το διαδεδομένο σύστημα της ενεργού ιλύος, καθώς και του παρατεταμένου αερισμού εμφανίζουν υψηλό ενεργειακό κόστος, εξαιτίας και της εφαρμογή τους για σχετικά μεγάλους πληθυσμούς. Αυτό οδήγησε στην ανάπτυξη απλών συστημάτων βιολογικού καθαρισμού, όπως αυτά των λιμνών σταθεροποίησης (τεχνητών υγροβιότοπων). Αποτελούν έναν οικονομικό τρόπο δευτεροβάθμιας επεξεργασίας αποβλήτων, με μικρές απαιτήσεις συντήρησης και εξειδικευμένου προσωπικού. Όμως υπάρχει αδυναμία για λειτουργική παρέμβαση και επιπλέον απαιτούνται μεγάλες επιφάνειες για επαρκή επεξεργασία. Ανάλογα με την ύπαρξη ή μη οξυγόνου, οι λίμνες σταθεροποίησης διακρίνονται σε αερόβιες και αναερόβιες. Οι αερόβιες λίμνες έχουν γνωρίσει ευρεία εφαρμογή για την επεξεργασία μικρών οικισμών, αλλά και βιομηχανικών λυμάτων, ενώ οι αναερόβιες δεν χρησιμοποιούνται καθώς επιτυγχάνουν μικρούς βαθμούς καθαρισμού. Όταν η παροχή του οξυγόνου γίνεται με τεχνητό τρόπο κατασκευάζονται με βάθη 3,0-6,0 μέτρα και ονομάζονται αερόβιες. Προκειμένου το οξυγόνο να παρέχεται από την ατμόσφαιρα, κατασκευάζονται σε μικρότερα βάθη 1,0-1,5 μέτρα και ονομάζονται οξειδωτικές. Εξαιτίας του ρηχού βάθους των οξειδωτικών λιμνών παρέχεται περισσότερο οξυγόνο από τα φύκη (άλγη) που αναπτύσσονται στην επιφάνεια τους. Για την ικανοποίηση των κριτηρίων διάθεσης της εκροής τους απαιτείται συχνά η απομάκρυνσή τους. Παρατηρήθηκε ότι οι φυσικοί υγροβιότοποι εμφανίζουν την ικανότητα του αυτοκαθαρισμού της ρύπανσης και αρχικά επιλέχτηκαν να αποτελούν τμήμα ενός συνολικότερου συστήματος επεξεργασίας υγρών αποβλήτων. Η κατασκευή τεχνητών υγροτόπων αναβάθμισε τον ρόλο του συστήματος εδάφους-νερού-φυτού ως δευτεροβάθμια επεξεργασία λυμάτων με την απαίτηση όμως σχετικά μεγάλων εκτάσεων. Γι αυτό, η χρήση τους περιορίστηκε τελικά στην τριτοβάθμια επεξεργασία ή στην δευτεροβάθμια για λύματα 11

απομακρυσμένων ή μικρών οικισμών αλλά και στην επεξεργασία απορροών διαφόρων βιομηχανιών (Ανδρεαδάκης Α., Κατσίρη Α. και Μαμάης Δ., 2001). 1.3. Φυσικά Συστήματα Επεξεργασίας Υγρών Αποβλήτων Για την επεξεργασία των υγρών αποβλήτων χρησιμοποιούνται διάφορες φυσικές, χημικές και βιολογικές διεργασίες οι οποίες λαμβάνουν χώρα στο φυσικό περιβάλλον με την αλληλεπίδραση του νερού, του εδάφους, της ατμόσφαιρας και φυτικών και ζωικών μικροοργανισμών. Γνωστά φυσικά συστήματα επεξεργασίας είναι τα βραδείας εφαρμογής, ταχείας διήθησης, επιφανειακής ροής τεχνητών υγροτόπων. Έχουν αναπτυχθεί δύο (2) βασικοί τύποι τεχνητών υγροτόπων: α) Ελεύθερης επιφάνειας (Free Water Surface: FWS) και β) Υποεπιφανειακής ροής (Subsurface Systems: SFS). Οι τεχνητοί υγρότοποι σχεδιάζονται για την περαιτέρω επεξεργασία προεπεξεργασμένων υγρών αποβλήτων, με σκοπό την επίτευξη δευτεροβάθμιας επεξεργασίας τους. Τα συστήματα FWS αποτελούνται από στεγανές λεκάνες ή τάφρους με αδιαπέραστους πυθμένες, με αναφυόμενη φυτική βλάστηση και μικρό βάθος νερού (0,1-0,5m). Η εφαρμοζόμενη ροή του αποβλήτου έχει μικρή ταχύτητα και διέρχεται διά μέσου των στελεχών και ριζών της υφιστάμενης φυτικής βλάστησης. Η κύρια πηγή οξυγόνου είναι η ελεύθερη επιφάνεια τους, αλλά η ύπαρξη βιολογικής βλάστησης παρεμποδίζει τον επιφανειακό επαναερισμό από την ατμόσφαιρα. Γι αυτό θα πρέπει να εφαρμόζονται μικρά σχετικά οργανικά φορτία. Επιπλέον, η ύπαρξη φυτικής βλάστησης επιδρά ανασταλτικά στην ανάπτυξη αλγών (φύκη). Η απομάκρυνση των αιωρούμενων στερεών οφείλεται στον μηχανισμό της καθίζησης, σε μικρές αποστάσεις από το σημείο εισόδου του αποβλήτου στο σύστημα. Η απομάκρυνση του αζώτου οφείλεται, κυρίως, στις διεργασίες της νιτροποίησης απονιτροποίησης καθώς και στην πρόσληψη από φύκη και λιγότερο στην πρόσληψη του από τα φυτά, για αυτό εξαρτάται από την ταχύτητα εφαρμογής του οργανικού φορτίου και τον χρόνο παραμονής. Η συγκομιδή των φυτών περιοδικά, απομακρύνει ένα ποσοστό 10-30% της συνολικής απομάκρυνσης αζώτου, λόγω της πρόσληψής του από τα φυτά. Η εξάτμιση συχνά θεωρείται ασήμαντη λόγω της πυκνής βλάστησης που αναπτύσσεται. Η απομάκρυνση του φωσφόρου οφείλεται στην πρόσληψη του από τα φυτά, αλλά είναι περιορισμένη, εξαιτίας και της περιορισμένης επαφής του απόβλητου με το έδαφος (Αγγελάκης και Τσομπανόγλους, 1995). 12

Οι κυριότερες φυσικές, χημικές και βιοχημικές διεργασίες για την απομάκρυνση της ρύπανσης μέσω των υγροτόπων φαίνονται στο Εικόνα 1.2. Οι υγροβιότοποι είναι ικανοί να παρέχουν πολύ αποτελεσματική φυσική απομάκρυνση των ρύπων που σχετίζονται με τα αιωρούμενα σωματίδια στο νερό ή το ρεύμα αποβλήτων. Τα επιφανειακά νερά συνήθως κινούνται πολύ αργά μέσα από τους υγροβιότοπους λόγω της χαρακτηριστικής εκτενούς ροής στρώματος και της αντίστασης που παρουσιάζουν τα φυτά με ρίζες και τα επιπλέοντα φυτά. Η καθίζηση των αιωρούμενων στερεών ευνοείται από τη χαμηλή ταχύτητα ροής και από το γεγονός ότι η ροή είναι συχνά στρωτή (όχι τυρβώδης) στους υγροβιότοπους. Πηγή: SL155: Wastewater Treatment Wetlands: Contaminant Removal Processes (1999), Institute of Food and Agriculture Sciences, University of Florida Εικόνα 1.2. Φυσικές, χημικές και βιοχημικές διεργασίες υγροτόπων. Η βιολογική απομάκρυνση είναι ο πιο σημαντικός δρόμος για την απομάκρυνση ρύπων από τους υγροβιότοπους. Μία βιολογική διαδικασία για την απομάκρυνση ρύπων (νιτρικό άλας, αμμώνιο και φωσφορικό άλας) στους υγροβιότοπους, είναι η πρόσληψη από τα φυτά. Ο ρυθμός πρόσληψης ρύπων ανά μονάδα φυτικής έκτασης είναι συχνά πολύ υψηλότερος για τα ποώδη φυτά, ή τα μακρόφυτα, όπως τα ψαθιά (Typha Latifolia). Τα φύκη μπορούν να προσλάβουν θρεπτικές ουσίες, αλλά είναι πιο ευπαθή στις τοξικές επιδράσεις των βαρέων μετάλλων. Η αποθήκευση θρεπτικών ουσιών στα φύκη είναι σχετικά βραχυπρόθεσμη, λόγω της γρήγορης ανανέωσης (μικρός κύκλος ζωής) των φυκών. Κάποιες από τις θρεπτικές ουσίες, μέταλλα ή άλλα στοιχεία που απομακρύνθηκαν νωρίτερα από το νερό μέσω της πρόσληψης από τα φυτά χάνονται από τα φυτικά υπολείμματα ή μέσω της αποσύνθεσης του ιστού των φυτών. Κατά την αποσύνθεση ακόμα και των υπολειμμάτων από τα βακτήρια ή άλλους μικροοργανισμούς επιστρέφονται 13

ρύποι στο σύστημα έδαφος-νερό. Η απομάκρυνσή τους μπορεί να επιτευχθεί ξανά μέσω της βιολογικής πρόσληψης από τα φυτά. Υπάρχει σημαντική συσσώρευση φυτικών υπολειμμάτων, επειδή ο ρυθμός αποσύνθεσης τους ουσιαστικά μειώνεται υπό αναερόβιες συνθήκες (μειωμένου οξυγόνου) που γενικά επικρατούν στο βυθό του υγροβιότοπου. Εάν, για εκτεταμένη περίοδο χρόνου, ο ρυθμός αποσύνθεσης οργανικής ύλης είναι χαμηλότερος από το ρυθμό απόθεσης της οργανικής ύλης στο έδαφος, δημιουργείται τύρφη στον υγροβιότοπο. Οι μεταβολικές διαδικασίες των μικροοργανισμών είναι αυτές που παίζουν τον πιο σημαντικό ρόλο στην απομάκρυνση των οργανικών ενώσεων. Οι μικροβιακοί αποδομητές, κυρίως τα βακτήρια του εδάφους, χρησιμοποιούν τον άνθρακα (C) στην οργανική ύλη ως πηγή ενέργειας. Η αμμωνιοποίηση είναι η βιολογική μετατροπή των οργανικών ενώσεων του αζώτου σε ιόν αμμωνίου (ΝΗ + 4 ). Η καθαρή αποδέσμευση του ιόντος αμμωνίου είναι συνεχής διαδικασία αποσύνθεσης οργανικών ενώσεων αζώτου μεγάλου μοριακού βάρους μέσω της υδρόλυσης σε πιο απλές ενώσεις (αμινοξέα, ιόντα αμμωνίου). Υπό τις συνθήκες εδάφους του υγροτόπου, το ιόν αμμωνίου τείνει να συσσωρεύεται εξαιτίας της καταστολής της νιτροποίησης που απαιτεί Ο 2. Η ακινητοποίηση προκύπτει καθώς το ανόργανο άζωτο Ν μετατρέπεται σε οργανικές μορφές μέσω των φυτών ή των μικροοργανισμών. Η ορυκτοποίηση του καθαρού αζώτου Ν είναι το αποτέλεσμα των ταυτόχρονων και αντικρουόμενων διαδικασιών της αμμωνιοποίησης και της ακινητοποίησης. Ο μικροβιακός μεταβολισμός επίσης επιτρέπει την απομάκρυνση του αμμωνίου και του ανόργανου αζώτου (νιτρικά) στους υγροβιότοπους. Η απομάκρυνση του αμμωνίου στους υγροβιότοπους μπορεί να προκύψει ως αποτέλεσμα της διαδικασίας της νιτροποίησης. Η νιτροποίηση, η μικροβιακή οξείδωση του αμμωνίου σε νιτρικά, λαμβάνει χώρα σε αερόβιες (πλούσιες σε οξυγόνο) περιοχές του εδάφους και των επιφανειακών νερών. Εκτός από τη νιτροποίηση, σημαντικό ρόλο παίζει για την τελική απομάκρυνση του αζώτου η διεργασία της απονιτροποίησης. Ορισμένα ετερότροφα βακτήρια (όπως pseudomonas spp), ελλείψει οξυγόνου, μετατρέπουν τα νιτρικά σε άζωτο αέριο (Ν 2 ). Το Ν 2 μεταφέρεται στην ατμόσφαιρα και έτσι η απονιτροποίηση αντιπροσωπεύει έναν βασικό μηχανισμό για μόνιμη απομάκρυνση παρά αποθήκευση του αζώτου στον υγροβιότοπο. Η απαέρωση της αμμωνίας (ΝΗ 3 ) μπορεί να συντελέσει σε σημαντική απομάκρυνση αζώτου, αν το ph του νερού είναι υψηλό (μεγαλύτερο από 8,5). Όμως, σε ph χαμηλότερο από 8,5, το αμμωνιακό άζωτο υπάρχει σχεδόν αποκλειστικά σε ιονισμένη μορφή (αμμώνιο, ΝΗ4+), το οποίο δεν είναι πτητικό. Μία σημαντική διαδικασία απομάκρυνσης στα εδάφη των υγροβιότοπων είναι και η ρόφηση, η οποία επιφέρει βραχυπρόθεσμη συγκράτηση ή 14

μακροπρόθεσμη ακινητοποίηση διαφόρων ρύπων. Η ρόφηση αφορά τη μεταφορά ιόντων (μορίων με θετικά ή αρνητικά φορτία) και ενώσεων από τη φάση διαλύματος (νερό) στη στερεά φάση (έδαφος). Η ρόφηση ουσιαστικά περιλαμβάνει τις αντιδράσεις προσρόφησης και κατακρήμνισης. Η προσρόφηση αναφέρεται στην προσκόλληση ιόντων στα σωματίδια του εδάφους, είτε μέσω ανταλλαγής κατιόντων ή με χημική προσρόφηση. Η ανταλλαγή κατιόντων περιλαμβάνει τη φυσική προσκόλληση κατιόντων (θετικά φορτισμένων ιόντων: ΝΗ + 4, Cu 2+ ) στις επιφάνειες των σωματιδίων αργίλου και οργανικής ύλης στο έδαφος, καθώς επίσης και στα φυτά. Αυτή είναι πολύ ασθενέστερη προσκόλληση από το χημικό δεσμό, έτσι τα κατιόντα δεν ακινητοποιούνται μόνιμα. Η χημική προσρόφηση αντιπροσωπεύει μία δυνατή και μόνιμη μορφή δεσμού (ιοντικός ομοιοπολικός δεσμός) απ ό,τι η ανταλλαγή κατιόντων. Ένας αριθμός μετάλλων και οργανικών ενώσεων μπορεί να ακινητοποιηθεί στο έδαφος μέσω της χημικής προσρόφησης με άργιλο, οξείδια σιδήρου (Fe) και αλουμινίου (Al) και οργανική ύλη. Τά φωσφορικά μπορούν επίσης να κατακρημνιστούν με οξείδια σιδήρου και αλουμινίου, για να σχηματίσουν νέες ανόργανες ενώσεις (φωσφορικά άλατα σιδήρου και αλουμινίου), τα οποία είναι πολύ σταθερά στο έδαφος και μπορούν να αποθηκεύσουν μακροπρόθεσμα τον φώσφορο (Maltby και Barher, 2009). Οι λεκάνες των τεχνητών υγροτόπων είναι μονάδες βιολογικής επεξεργασίας, που λειτουργούν κάτω από φυσικές ή τεχνητές συνθήκες αερισμού ή και αναερόβια, με ικανοποιητική απόδοση, παρά την απλότητα της κατασκευής τους. Ο φυσικός αερισμός στηρίζεται στη διάλυση και διάχυση του ατμοσφαιρικού οξυγόνου, από την εκτεθειμένη επιφάνεια, καθώς επίσης και στην παραγωγή οξυγόνου με την διαδικασία της φωτοσύνθεσης από τα φύκη (άλγη), μέχρι το βάθος που φθάνει αρκετό φως. Υπάρχουν δύο βασικοί τύποι αερόβιων λεκανών. Στον ένα τύπο, κύριος στόχος είναι η μεγιστοποίηση της παραγωγής και συγκομιδής φυκών, οπότε το βάθος είναι περιορισμένο (30-50cm). Στον άλλο, επιδιώκεται η μεγιστοποίηση της παραγωγής οξυγόνου, για την αερόβια οξείδωση των οργανικών ουσιών και το βάθος φθάνει τα 1,20-1,50m. Και στους δύο τύπους, εκτός από το οξυγόνο που παράγεται από τα φύκη, διαλύεται και πρόσθετο οξυγόνο από την ατμόσφαιρα. Οι δεξαμενές αυτές, ανάλογα με τον τρόπο αερισμού και το βαθμό αναμίξεως, διακρίνονται σε καθολικά αερόβιες, σε αερόβιες - αναερόβιες (μικτές) και σε παρατεταμένου αερισμού. Η ύπαρξη της αερόβιας επιφανειακής ζώνης ελαττώνει το πρόβλημα των δυσοσμιών που προκαλούνται από την αναερόβια αποδόμηση του πυθμένα (Μαρκαντωνάτος, 1984). 15

1.4. Σκοπός και διάρθρωση της παρούσας διδακτορικής διατριβής Οι τεχνητοί υγρότοποι θεωρούνται εγκαταστάσεις επεξεργασίας υγρών αποβλήτων, αφού επιτυγχάνουν μείωση ρυπαντικών συστατικών που περιέχει το απόβλητο. Αποτελεί έργο για την προστασία του περιβάλλοντος από την ρύπανση που προκαλείται από την διάθεση των επικίνδυνων ουσιών που εμπεριέχονται στα λύματα. Είναι δυνατόν να αξιοποιηθεί ως μέτρο εφαρμογής για την προστασία των επιφανειακών και κατ επέκταση των υπόγειων υδάτων, ακόμα και για την αντιμετώπιση της βιομηχανικής ρύπανσης σε ορισμένους τομείς. Με την παρούσα εργασία θα διερευνηθούν ποια είναι η αποδοτικότητα τους για την αφαίρεση ρύπων, με ποιο είδος (βαθμό) επεξεργασίας μπορούν να εξισωθούν και τελικά ποιος είναι ο ισοδύναμος πληθυσμός που δύνανται να εξυπηρετούν με την κατασκευή και την λειτουργία τους. Για τους ανωτέρω λόγους πραγματοποιούνται τα παρακάτω βήματα τα οποία παρουσιάζονται αναλυτικότερα στα επιμέρους κεφάλαια της παρούσας εργασίας: 1. Η αναγνώριση των διεργασιών, κυρίως βιοχημικών, που λαμβάνουν χώρα σε τεχνητούς υγροτόπους, για την αφαίρεση ρυπαντικών φορτίων (BOD 5, COD, ΤSS, TΝ) από τα υγρά απόβλητα σε μικρή πιλοτική μονάδα παράλληλα με φύτευση και χωρίς φύτευση, για τη διαλεύκανση του ρόλου των φυτών. 2. Η ανάπτυξη μοντέλου προσομοίωσης της πιλοτικής μονάδας που θα προβλέπει την αφαίρεση των ρύπων (BOD 5, TΝ) και η επαλήθευση των πειραματικών αποτελεσμάτων της με τα πειραματικά αποτελέσματα εγκατάστασης επεξεργασίας λυμάτων πλήρους κλίμακας φυσικού συστήματος τεχνητού υγροτόπου (Free Water Surface). 3. Η μελέτη της επίδρασης των λειτουργικών παραμέτρων (ph, διαλυμένο οξυγόνο (D.O.), θερμοκρασίας, χρόνου παραμονής, κλιματικών συνθηκών, φυσιολογία φυτού και συχνότητα συγκομιδής του) στην απόδοση φυσικών συστημάτων επεξεργασίας υγρών αποβλήτων (τεχνητών υγροτόπων), με απώτερο στόχο τον βέλτιστο σχεδιασμό αυτών των συστημάτων. 4. Η αξιοποίηση του βέλτιστου μοντέλου μονάδων «τεχνητών υγροτόπων», για τον σχεδιασμό «φυσικών συστημάτων επεξεργασίας υγρών αποβλήτων» σχετικά μεγάλης δυναμικότητας σε ισοδύναμο πληθυσμό. Στο Κεφάλαιο 2 γίνεται αναφορά στο βιβλιογραφικό υπόβαθρο για τους τεχνητούς υγροτόπους ελεύθερης επιφανειακής ροής (FWS) και ακολουθούν βασικά στοιχεία για τους μικροοργανισμούς, το είδος των βιολογικών διεργασιών που 16

προκαλούν και με ποιές μορφές κινητικής αναπτύσσονται. Αναλύεται ποιοι είναι οι κυριότεροι παράγοντες που επηρεάζουν τις βιολογικές αντιδράσεις, η απαίτηση για ύπαρξη αερισμού στην ανάπτυξη των μικροβίων, αλλά και η επίδραση της παρουσίας των φυτών σε ένα μικροβιακό περιβάλλον όπως διαμορφώνεται σε ένα φυσικό σύστημα εδάφους-νερού-αέρα. Η προσέγγιση για την διερεύνηση του ρόλου των φυτών επιτεύχθηκε με την κατασκευή πιλοτικής μονάδας όπως περιγράφεται λεπτομερώς στο Κεφάλαιο 3 ενώ παρουσιάζεται και ο τρόπος λειτουργίας και ελέγχου των πειραματικών αποτελεσμάτων της. Συνολικά τα αποτελέσματα και οι υπολογισμοί για τις χαρακτηριστικές παραμέτρους λειτουργίας της πιλοτικής μονάδας δίνονται στο Κεφάλαιο 4 μαζί με τα αποτελέσματα της συγκομιδής της φυτικής μάζας. Η ανάπτυξη του μαθηματικού μοντέλου που αντανακλά τις βασικότερες διεργασίες που λαμβάνουν χώρα σε έναν τεχνητό υγρότοπο του τύπου (FWS) αποδίδεται πλήρως στο Κεφάλαιο 5, παρουσιάζοντας ταυτόχρονα και το πλαίσιο του υπολογιστικού προγράμματος που χρησιμοποιείται για την προσομοίωση. Τα αποτελέσματα του μοντέλου προσομοίωσης της πιλοτικής μονάδας με την εκτίμηση των τιμών των παραμέτρων του και την επίδραση τους στα αποτελέσματα του μοντέλου παρουσιάζονται και αναλύονται στο Κεφάλαιο 6. Η επαλήθευση του μοντέλου προσομοίωσης επιτυγχάνεται με την πρόβλεψη που παρέχεται από τα πειραματικά αποτελέσματα της πιλοτικής μονάδας κατά τον δεύτερο χρόνο λειτουργίας της. Στο Κεφάλαιο 7 ακολουθεί η εφαρμογή του μοντέλου προσομοίωσης σε υπάρχουσα εγκατάσταση πλήρους κλίμακας ελεύθερης επιφανειακής ροής τεχνητού υγροτόπου για να αναδειχθούν οι σημαντικότερες διαφοροποιήσεις μεταξύ της πιλοτικής μονάδας με φυτά και του τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας (FWS). Ο σχεδιασμός τεχνητών υγροτόπων πλήρους κλίμακας αναλύεται διεξοδικά στο Κεφάλαιο 8, βασισμένος στην ακολουθουμένη πειραματική διαδικασία για τον προσδιορισμό των κυριότερων στοιχείων του και στο μοντέλο προσομοίωσης όπως προκύπτει από την επαλήθευσή του σε πραγματική κλίμακα. Επίσης μια γενικότερη αναφορά για την μελλοντική αξιοποίηση τέτοιων συστημάτων είναι αναγκαία για την διαμόρφωση των κυριότερων συμπερασμάτων στο θεματικό πεδίο της επεξεργασίας των υγρών αποβλήτων με φυσικά συστήματα. Τέλος στα Παραρτήματα (Α, Β, Γ, Δ, Ε) δίνονται οι υπολογισμοί των ρυθμών φόρτισης, αποφόρτισης της πιλοτικής μονάδας, οι υπολογισμοί των ρυθμών 17

βροχόπτωσης, εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας και διαπνοής των φυτών, ο προσδιορισμός των χαρακτηριστικών παραμέτρων των υγρών αποβλήτων, οι μέθοδοι προσδιορισμού των τιμών τους αλλά και τα απαραίτητα κλιματολογικά στοιχεία της περιοχής εκτέλεσης της πειραματικής διαδικασίας και της περιοχής της υπάρχουσας εγκατάστασης (FWS) πλήρους κλίμακας. Η μελέτη φυσικού συστήματος επεξεργασίας αστικών λυμάτων με την μέθοδο τεχνητού υγροτόπου ελεύθερης επιφανειακής ροής ( FWS) πλήρους κλίμακας χρησιμοποιείται για να καλύψει το κενό που υπάρχει στην έλλειψη μελετών σύγκρισης πιλοτικών μονάδων. Η μικρή πιλοτική μονάδα αξιοποιείται για την κατανόηση του ρόλου του φυτού, των μικροοργανισμών και των φυκών (άλγη) στην απομάκρυνση της οργανικής ύλης και του αζώτου. Με την κατασκευή μικρής πιλοτικής μονάδας τεχνητού υγροτόπου είναι δυνατή η ανάπτυξη μαθηματικού μοντέλου (IAWPRC) για την βελτιστοποίηση των αποδόσεων αφαίρεσης ρύπων. Η βελτιστοποίηση του μοντέλου σχεδιασμού τεχνητού υγροτόπου πλήρους κλίμακας για την πλήρη εφαρμογή του σε συστήματα τεχνητών υγροτόπων, θα ενισχύσει την διεθνή πρακτική προσομοίωσης των φυσικών συστημάτων επεξεργασίας υγρών αποβλήτων. 18

ΚΕΦΑΛΑΙΟ 2 ο ΘΕΩΡΗΤΙΚΟ ΥΠΟΒΑΘΡΟ 2.1. Βιβλιογραφική επισκόπηση Τεχνητών Υγροτόπων (FWS) Από την δεκαετία του 90 άρχισαν εντατικές έρευνες για την επεξεργασία αποβλήτων με απλούστερες και οικονομικότερες κατασκευαστικά μεθόδους. Ως τέτοιες μέθοδοι θεωρήθηκαν και οι τεχνητοί υγρότοποι. Ο ρυθμός της κατασκευής μονάδων τεχνητών υγροτόπων είναι αυξητικός και ιδιαίτερα στα πλαίσια της πράσινης τεχνολογίας. Η βιβλιογραφία αναφέρεται στις αποδόσεις αφαίρεσης ρύπων των μονάδων τεχνητών υγροτόπων, όταν επεξεργάζονται υγρά απόβλητα, με πολύ ικανοποιητικά αποτελέσματα για την αφαίρεση του οργανικού φορτίου (BOD 5 ) και των αιωρούμενων σωματιδίων (TSS). Η απομάκρυνση των θρεπτικών συστατικών, κυρίως του ολικού αζώτου (ΤΝ), είναι χαμηλή και εκτός του στόχου σχεδιασμού τους. Πολλές έρευνες πραγματοποιήθηκαν για την απομάκρυνση των θρεπτικών συστατικών σε διάφορους τύπους τεχνητών υγροτόπων. Η βιβλιογραφική ανασκόπηση από τους (Lee et al., 2009), αναφέρει ότι η απόδοση απομάκρυνσης των ρύπων σε τεχνητούς υγροτόπους κυμαίνεται σε 80% -90% για το BOD 5, 80%-90% για τα ΤSS, 40%-50% για το ΤΝ (ολικό άζωτο) και 50%-60% για το ΤΡ (ολικό φώσφορο). Η μελέτη των (Tayade et al., 2005) για την απόδοση τεχνητών υγροτόπων ελεύθερης επιφανειακής ροής (FWS), έδωσε για το είδος φύτευσης (Typha Latifolia) ποσοστά αφαίρεσης 85% (BOD 5 ), 83% (TSS), 60% (TN) και 46% (ΤΡ). Μια σχετική έρευνα (Vymazal, 2007) έδωσε απομάκρυνση του ολικού αζώτου (ΤΝ) μεταξύ 40% και 55% για φόρτιση μεταξύ 250 έως 630g N/m 2 year. Η απομάκρυνση του ολικού φωσφόρου ήταν μεταξύ 40% και 60% για διαφορετικούς εδαφικούς τύπους. Έρευνα για την διαχείριση του ολικού αζώτου (ΤΝ) σε συστήματα τεχνητών υγροτόπων πραγματοποιήθηκε από τους Tunciper, et al. (2005), η οποία έδωσε για τεχνητό υγρότοπο ελεύθερης επιφανειακής ροής μέση ετήσια απόδοση 53% για το ολικό άζωτο (ΤΝ). Η μελέτη των Brix and Dyhr-Jensen, (1996), αναφέρεται στην ανάπτυξη φυτών των υγροβιότοπων σε ιζήματα με μεγάλη υγρασία και ανοξικά, όπου η νιτροποίηση αναστέλλεται και το ΝΗ + 4 είναι έτσι η κύρια πηγή αζώτου. Eίδη φυτών, όπως το Juncus bulbosus L. και το T. Latifolia μπορούν να μεγαλώσουν σε όξινα και ελλιπώς ρυθμισμένα ιζήματα. 19

+ Η περαιτέρω μελέτη των Brix, et al. (2002), για τους μηχανισμούς πρόσληψης ΝΗ 4 και ΝΟ - 3 από το υδροχαρές φυτό Typha Latifolia έδειξε την ανάπτυξη του φυτού και με τις δύο πηγές αζώτου κοντά σε ουδέτερα επίπεδα ph. Το Typha latilofia φαίνεται ότι προσαρμόζεται καλά σε εδάφη υγροβιότοπων, όπου η ΝΗ + 4 είναι η κυρίαρχη ένωση αζώτου, αλλά τα πολύ χαμηλά επίπεδα ph γύρω από τις ρίζες καταπονούν πολύ το φυτό. Τα ψηλότερα φυτά μπορούν να προσλάβουν και να αφομοιώσουν άζωτο με τη μορφή ΝΗ + 4, ΝΟ 3 - και διάφορων διαλυτών οργανικών ενώσεων όπως η ουρία (CO(NH 2 ) 2 ) και τα αμινοξέα. Σε αεριζόμενα εδάφη με ph πάνω από 4, το ΝΟ - 3 είναι η επικρατούσα αζωτούχα ένωση και το ΝΗ + 4 βρίσκεται μόνο σε χαμηλές συγκεντρώσεις, αλλά σε εδάφη με - υπερβολική υγρασία η αναλογία μεταξύ ΝΟ 3 και ΝΗ + 4 αντιστρέφεται κυρίως συνεπεία της βακτηριακής δραστηριότητας (νιτροποίησης και απονιτροποίησης). Η ικανότητα πρόσληψης ΝΗ + 4 ήταν υψηλότερη για τα φυτά που αναπτύχθηκαν σε ph 6,5 και χαμηλότερη για τα φυτά που αναπτύχθηκαν σε ph 3,5. Για τα ΝΟ - 3, η ικανότητα πρόσληψης ήταν υψηλότερη για τα φυτά που αναπτύχθηκαν σε ph 5,0 και χαμηλότερη για τα φυτά που αναπτύχθηκαν σε ph 3,5. Έτσι, το βέλτιστο ph για την πρόσληψη ΝΗ + 4 ήταν κοντά στο ουδέτερο, ενώ το βέλτιστο ph για την πρόσληψη ΝΟ - 3 ήταν περίπου ph 5,0. Η βιβλιογραφική επισκόπηση της αξιοποίησης των τεχνητών υγροτόπων για βιομηχανικές χρήσεις αναφέρεται στην επεξεργασία μετάλλων, στην διύλιση του πετρελαίου κ.α.. Ο έλεγχος της ποιότητας εκροής των επεξεργασμένων λυμάτων από τις εγκαταστάσεις του τεχνητού υγροτόπου βασίζεται σε περισσότερες χαρακτηριστικές παραμέτρους των λυμάτων, π.χ. ph, BOD 5, COD, ολικά αιωρούμενα στερεά (TSS), ολικό άζωτο (TN), ολικό φώσφορο (TP), μέταλλα, φαινόλες, διάφοροι υδρογονάνθρακες. Χαρακτηριστικά αναφέρεται η έρευνα των Pimpan and Jindal, (2009), που προβλέπει την απομάκρυνση του καδμίου (Cd) από βιομηχανικές απορροές με την χρήση τεχνητού υγροτόπου ελεύθερης επιφανειακής ροής (FWS). Οι κύριες διεργασίες είναι η προσρόφησή του από το έδαφος και η πρόσληψή του από τα φυτά με πιθανότητα να επιστρέφεται στα απόβλητα εξαιτίας της αποσύνθεσής τους. Μόνιμη απομάκρυνση του καδμίου γίνεται με την συγκομιδή των φυτών. Η μέση απόδοση της απομάκρυνσης του κυμάνθηκε από 74%-96% περίπου. Η ανασκόπηση των Knight, et. al. (1999), αναφέρεται στην χρήση των τεχνητών υγροτόπων πλήρους κλίμακας σε διυλιστήρια πετρελαίου αλλά και σε πλήθος πιλοτικών μονάδων σε σταθμούς εξόρυξης φυσικού αερίου και πετρελαίου. Τα δεδομένα των μελετών έχουν δείξει ότι οι τεχνητοί υγρότοποι είναι ισοδύναμοι στην απομάκρυνση των ρύπων από τα υγρά απόβλητα της πετρελαϊκής βιομηχανίας. Τα χαρακτηριστικά τους αντίθετα με τα 20

αστικά λύματα περιέχουν επιπλέον λιπαντικά, διάφορους υδρογονάνθρακες, φαινόλες, σουλφίδια και μέταλλα. Στην επεξεργασία των υγρών αποβλήτων της διύλισης του πετρελαίου οι αποδόσεις τριών μονάδων (FWS) πλήρους κλίμακας εκτάσεως 1 η (16,6 εκτάρια) 2 η (36,4 εκτάρια) 3 η ( 50,0 εκτάρια) και αντίστοιχα υδραυλικής φόρτισης 1 η (5.700 m 3 /d) 2 η (9.500 m 3 /d) 3 η (100.000 m 3 /d) κυμάνθηκαν από 55% - 84% για το BOD 5, 69%- 72% για το COD, 60%-94% για το λιπαντικό, 10%-94% για τις φαινόλες, 77%-89% για τα ολικά αιωρούμενα στερεά (TSS), 42% για το ολικό άζωτο (TN), 40%-98% για το αμμωνιακό άζωτο (NH 4 -N), 34%-72% για τον ολικό φώσφορο (TP). Αυτή η έρευνα υποστηρίχτηκε από το Αμερικανικό Ινστιτούτο Πετρελαίου (API) και αναδεικνύει την ευρύτερη προοπτική που δίνεται στην χρήση των τεχνητών υγροτόπων για την επεξεργασία των υγρών αποβλήτων. Μία άλλη ανασκόπηση (Haberl et al., 2003) εξετάζει διάφορες περιπτώσεις εφαρμογής των τεχνητών υγροτόπων για την απομάκρυνση διάφορων οργανικών ρύπων με σκοπό την βελτίωση της ποιότητας του νερού. Οι εφαρμογές αυτές περιλαμβάνουν απόβλητα με αρωματικές οργανικές ουσίες, με υδρογονάνθρακες, με κυανιούχες ενώσεις, με χλωριωμένα πτητικά συστατικά, με στραγγίδια υγειονομικής ταφής, με απόβλητα ελαιοτριβείου ακόμα και με εκρηκτικά. Αναφέρει την εφαρμογή των τεχνητών υγροτόπων στα οικιακά και αγροτικά υγρά απόβλητα, στα υγρά απόβλητα της βιομηχανίας τροφίμων, γάλακτος, ελαιολάδου, κρέατος και σφαγείων, των ορυχείων άνθρακα και μετάλλων, της διύλισης του πετρελαίου, του χαρτοπολτού ακόμα και της στρατιωτικής βιομηχανίας. 2.2. Μικροοργανισμοί Τα λύματα περιέχουν διαλυμένες ή αιωρούμενες ανόργανες και οργανικές ουσίες, που προέρχονται από τα χαρακτηριστικά του νερού και κυρίως από την ανθρώπινη δραστηριότητα. Από υγειονομική πλευρά, ιδιαίτερη σημασία έχουν οι παθογόνοι παράγοντες (ιοί, μικρόβια, εντερικά παράσιτα κλπ.) που βρίσκονται στα λύματα και αποτελούν τα αίτια λοιμώξεων και οι οργανικές κυρίως ουσίες, που όταν υποστούν αναερόβια αποδόμηση (σήψη), δημιουργούν δυσοσμίες και ενοχλητικές γενικά καταστάσεις (Μαρκαντωνάτος, 1984). Ειδικότερα τα λύματα περιέχουν διάφορα μικρόβια και νοσογόνους παράγοντες, που προέρχονται από τις κοπρανώδεις ουσίες. Σ αυτά περιλαμβάνονται η ομάδα των κολοβακτηριοειδών (με χαρακτηριστικό κολοβακτηρίδιο το γένος Escherichia coli), ο εντερόκοκκος, το διαθλαστικό κλωστιρίδιο (αίτιο τροφικών δηλητηριάσεων) και κατά περίπτωση παθογόνα εντεροβακτηρίδια, όπως π.χ. η σαλμονέλα τυφοειδούς πυρετού, οι 21

συγκέλλες (δυσεντερία), διάφοροι ιοί (λοιμώδης ηπατίτιδα, πολιομυελίτιδα κλπ.) και ακόμη εντερικά παράσιτα (αμοιβάδες, αυγά ασκαρίδας, οξυούρων κλπ). Βακτήρια: μονοκύτταρα, ετερότροφα ή αυτότροφα (κυρίως χημειοσυνθετικά αναπτύσσονται σε pη = 4,0-9,5 (άριστο 6,7-7,5) και θερμοκρασίες από -2 C μέχρι +75 C. Μύκητες (fungi): ετερότροφοι, pη = 2,0-9,0 (άριστο 5,5) μικρή απαίτηση σε άζωτο Ν: κατάλληλοι για επεξεργασία ορισμένων βιομηχανικών αποβλήτων και λιπασματοποίηση των απορριμμάτων. Φύκη (άλγη): μονοκύτταροι ή πολυκύτταροι οργανισμοί, αυτότροφοι φωτοσυνθετικοί. Είναι οργανισμοί που διασπούν με το φως της ημέρας το διαλυμένο CΟ 2 στο νερό, δεσμεύουν τον άνθρακα και ελευθερώνουν το οξυγόνο, που εμπλουτίζει το νερό ή τα απόβλητα, με ευεργετικά αποτελέσματα για την αερόβια βιοαποδόμηση των οργανικών ουσιών. Ιδιαίτερα αναπτύσσονται και χρησιμοποιούνται στις αερόβιες δεξαμενές σταθεροποίησης. Πρωτόζωα: κυρίως μονοκύτταροι οργανισμοί, κινούμενοι, ετερότροφοι, αερόβιοι (& αναερόβιοι). Είναι μια τάξη μεγαλύτερα από τα βακτήρια, που καταναλώνουν. Τροχόζωα (rotifers): πολυκύτταροι, αερόβιοι, ετερότροφοι οργανισμοί. Καταναλώνουν βακτήρια και μόρια οργανικών υλών. Οστρακόδερμα (crustaceans): πολυκύτταροι, αερόβιοι, ετερότροφοι οργανισμοί. Νηματώδεις, σκώληκες και προνύμφες εντόμων. Εξ άλλου οι οργανισμοί, ανάλογα με την ικανότητα να χρησιμοποιούν το οξυγόνο σε διάφορες μορφές, διακρίνονται σε: α) αερόβιους: όσοι μπορούν να χρησιμοποιούν μόνο ελεύθερο μοριακό οξυγόνο για αναπνοή, β) αναερόβιους: όσοι μπορούν να χρησιμοποιούν το χημικά δεσμευμένο οξυγόνο των οργανικών ουσιών και γ) επαμφοτερίζοντες: όσοι μπορούν να ζήσουν και στις δύο καταστάσεις. Εκτός από τα μικρόβια υπάρχει μεγάλη ποικιλία οργανισμών μικροσκοπικών, μέχρι ορατών με γυμνό μάτι όχι γενικά παθογόνων, που αναπτύσσονται στα λύματα και επιφανειακά νερά και ζουν σε βάρος των οργανικών ουσιών, που τις διασπούν και τις αφομοιώνουν. Οι σαπροφυτικοί αυτοί οργανισμοί παίζουν καθοριστικό ρόλο στη φυσική διαδικασία καθαρισμού, με τη μετατροπή των ασταθών οργανικών ουσιών (ή και των ανόργανων, όπως η αμμωνία), σε σταθερές ανόργανες ενώσεις και την παράλληλη καταστροφή των διαφόρων παθογόνων μικροβίων. Είναι μονοκύτταροι ή πολυκύτταροι, ανήκουν στα ζώα ή τα φυτά και καλύπτουν μεγάλη κλίμακα μεγεθών. Ανάλογα με την πηγή άνθρακα, που χρησιμοποιούν, διακρίνονται σε αυτότροφους αν διασπούν το CΟ 2 (και συνθέτουν οργανικές ουσίες με φωτοσύνθεση ή χημειοσύνθεση) και σε ετεροτρόφους, αν χρησιμοποιούν σαν πηγή άνθρακα τις οργανικές ενώσεις (Μαρκαντωνάτος, 1984). Οι παθογόνοι μικροοργανισμοί μεταφέρονται στα αστικά λύματα κυρίως με τα ούρα και τα κόπρανα ασθενών ανθρώπων. Οι κύριες κατηγορίες παθογόνων μικροοργανισμών 22

που υπάρχουν στα λύματα είναι βακτήρια, ιοί, πρωτόζωα και ελμίνθες (helminthes) (σκουλήκια που ζουν παρασιτικά στα έντερα). Μερικές από τις ασθένειες που μπορούν να προκληθούν στον άνθρωπο από πόση κυρίως νερού που έχει μολυνθεί από λύματα είναι τυφοειδής και παρατυφοειδής πυρετός, δυσεντερία, διάρροια και χολέρα. Οι παθογόνοι όμως μικροοργανισμοί αποτελούν ένα πάρα πολύ μικρό ποσοστό των συνολικών μικροοργανισμών στα αστικά λύματα. Αντίθετα, τα κολοβακτηρίδια (μικροοργανισμοί εντερικής κυρίως προέλευσης) αποτελούν το μεγαλύτερο ποσοστό των μικροοργανισμών των λυμάτων. Οι μικροοργανισμοί όμως περιλαμβάνουν μερικές ομάδες που παρουσιάζουν χαρακτηριστικά φυτών (όπως π.χ. τα πράσινα φύκη), μερικές που παρουσιάζουν χαρακτηριστικά ζώων (όπως τα πρωτόζωα) και μερικές που παρουσιάζουν χαρακτηριστικά και φυτών και ζώων (όπως οι μύκητες). Η ταξινόμηση Εικόνα 2.1. γίνεται σε κατώτερα ή προκαρυωτικά πρώτιστα και σε ανώτερα ή ευκαρυωτικά πρώτιστα. Τα προκαρυωτικά πρώτιστα περιλαμβάνουν τα βακτήρια και τα κυανοφύκη ενώ τα ευκαρυωτικά πρώτιστα περιλαμβάνουν τους μύκητες, τα φύκη και τα πρωτόζωα. Πρώτιστα Προκαρυωτικά Ευκαρυωτικά Βακτήρια Κυανοφύκη Μύκητες Φύκη Πρωτόζωα Εικόνα 2.1. Κατάταξη διαφόρων μικροοργανισμών του βασιλείου των πρωτίστων. Αξίζει να αναφέρουμε μερικές από τις λειτουργίες που πραγματοποιούνται στο εσωτερικό των προκαρυωτικών κυττάρων καθώς και των ευκαρυωτικών (φυτικών ή ζωικών) κυττάρων. Οι χλωροπλάστες είναι το κύριο χαρακτηριστικό των πράσινων τμημάτων των φυτικών κυττάρων. Πρόκειται για οργανίδια που περιέχουν τη χλωροφύλλη. Η φωτοσύνθεση γίνεται στους χλωροπλάστες με την βοήθεια της χλωροφύλλης. Τα κυανοπράσινα βακτήρια είναι προκαρυωτικοί μικροοργανισμοί που διαφέρουν από τα άλλα βακτήρια κατά το ότι έχουν τη δυνατότητα να φωτοσυνθέτουν με ταυτόχρονη παραγωγή οξυγόνου, όπως συμβαίνει στα φυτά και τα φύκη (oxygenic photosynthesis, 23

οξυγονογενετική φωτοσύνθεση). Η οξυγονογενετική φωτοσύνθεση μπορεί να αποδοθεί από την εξίσωση {1}: 6 CO + + {1} φως 2 6H 2O C 6H12O 6 6O 2 Τα κυανοπράσινα βακτήρια αρχικά εθεωρούντο ως φύκη (επειδή έχουν την ικανότητα οξυγονογενετικής φωτοσύνθεσης). Μετά όμως από τη χρησιμοποίηση του ηλεκτρονικού μικροσκοπίου αποδείχθηκε ότι πρόκειται για καθαρά προκαρυωτικούς μικροοργανισμούς. Τα κυανοπράσινα βακτήρια απαντώνται ως μονοκύτταροι μικροοργανισμοί, υπό μορφή αποικιών ή σε νηματοειδή μορφή. Τα κυανοπράσινα βακτήρια απαντώνται σε εδαφικά και υδάτινα συστήματα και είναι πολύ ανθεκτικά σε δυσμενείς περιβαλλοντικές συνθήκες. Είναι υπεύθυνα για την εκρηκτική ανάπτυξη (σούπα από φύκη) που παρατηρείται κάτω από ευνοϊκές συνθήκες σε λίμνες και άλλοι υδάτινα συστήματα. Πολλαπλασιάζονται με διχοτόμηση και μερικά από αυτά σχηματίζουν ακίνητες δομές, οι οποίες εξελίσσονται κάτω από ευνοϊκές συνθήκες σε βλαστικές μορφές. Οι διεργασίες με τις οποίες αναπτύσσονται και αποκτούν την ενέργειά τους οι μικροοργανισμοί είναι πολύπλοκες και ακολουθούν τις μεταβολικές διεργασίες σε δύο κύριες κατηγορίες: τις καταβολικές και τις αναβολικές αντιδράσεις. «Μια γενικευμένη αντίδραση μεταβολισμού θα μπορούσε να γραφτεί με τη μορφή της σχέσης {2}: (Δότης e - ) ανηγμένη μορφή + (Δέκτης e - ) οξειδωμένη μορφή {2} (Δότης e - ) οξειδωμένη μορφή + (Δέκτης e - ) ανηγμένη μορφή όπου: Δότης e - = Δότης ηλεκτρονίων. Δότες ηλεκτρονίων είναι συνήθως οργανικές ενώσεις όπως υδατάνθρακες, πρωτεΐνες και λίπη που οξειδώνονται προς τελικά προϊόντα όπως π.χ. CO 2 H 2 O. Δέκτης e - = Δέκτης ηλεκτρονίων. Δέκτες ηλεκτρονίων είναι: (α) Κάτω από αερόβιες συνθήκες, το O 2 (του οποίου ανηγμένη μορφή θεωρείται το H 2 O). (β) Κάτω από αναερόβιες συνθήκες, τα CO 2, SO 2- - 4, NO 3 καθώς και μερικά οξειδωμένες οργανικές ανώσεις. (γ) Κάτω από επαμφοτερίζουσες συνθήκες, όλα τα παραπάνω (περιπτώσεις α και β), προτιμάται όμως το οξυγόνο λόγω περισσότερης ενέργειας. 24

Η σύνθεση κυτταρικού υλικού γίνεται καθώς ένας δότης ηλεκτρονίων χρησιμοποιείται και μετατρέπεται σε κυτταρικό υλικό. Μαζί με το δότη ηλεκτρονίων είναι απαραίτητη και η χρησιμοποίηση θρεπτικών συστατικών (κυρίως αζώτου και φωσφόρου) προκειμένου να ευοδωθεί η βιοσύνθεση. Έτσι μπορούμε να γράψουμε την παρακάτω σχέση για τη σύνθεση κυτταρικού υλικού» (Τσώνης, 2004): (Δότης e - ) ανηγμένη μορφή + θρεπτικά συστατικά νθεση ύ σ C 5 H 7 O 2 N + άλλα {3} Τα φύκη είναι αυτοτροφικοί - φωτοτροφικοί μικροοργανισμοί. Χρησιμοποιούν το CO 2 που βρίσκεται στο νερό για την κυτταρική-ανθρακική τους σύνθεση. Κατά τη διάρκεια του μεταβολισμού τους αποβάλλουν Ο 2. Η φωτοσύνθεση που είναι και διαδικασία ανάπτυξής τους παριστάνεται από την παρακάτω εξίσωση: Φωτοσύνθεση* (μέρα): CO 2 + 2Η 2 Ο φως (CH 2 Ο) + Ο 2 + Η 2 Ο {4} Εικόνα 2.2. Ημερήσια διακύμανση διαλυμένου οξυγόνου σε αιωρούμενα φύκη. Στο υδάτινο περιβάλλον δημιουργούν σχέσεις συμβίωσης με τα βακτήρια. Σ' αυτή τη συμβίωση τα βακτήρια τροφοδοτούν με το CO 2 που προέρχεται από το μεταβολισμό τους, τα φύκη και αυτά προσφέρουν το Ο 2 που παράγουν στα βακτήρια για τις καύσεις τους (Μαρκαντωνάτος, 1984). 2.3. Βιολογικές Διεργασίες «Τα αστικά λύματα καθώς και άλλα υγρά απόβλητα περιέχουν τέσσερις διαφορετικούς τύπους ρυπαντικών που βρίσκονται σε μορφή: (α) διαλυτού οργανικού υλικού, (β) αιωρούμενου οργανικού υλικού, (γ) διαλυτικού ανόργανου υλικού και (δ) αιωρούμενου ανόργανου υλικού. Οι βιοχημικές μετατροπές που ενδιαφέρουν στη βιολογική επεξεργασία υγρών αποβλήτων αντιστοιχούν σε αφαίρεση διαλυτού οργανικού υλικού, σε 25

σταθεροποίηση αιωρούμενου οργανικού υλικού και σε μετατροπή διαλυτού ανόργανου υλικού. Οι διεργασίες που χρησιμοποιούνται για την αφαίρεση διαλυτού υλικού από τα λύματα είναι κυρίως βιοχημικές. Αυτό που επιτυγχάνουν οι βιοχημικές αυτές διεργασίες είναι η μετατροπή του διαλυτού υλικού με τη βοήθεια μικροοργανισμών και η παράλληλη παραγωγή αιωρούμενου υλικού, το οποίο αντιστοιχεί σε μικροβιακή ανάπτυξη. Το διαλυτό οργανικό υλικό μετατρέπεται κατά ένα ποσοστό σε διοξείδιο του άνθρακα και νερό και κατά ένα άλλο ποσοστό σε βιομάζα (μικροοργανισμούς). Καθώς αναπτύσσονται οι μικροοργανισμοί σχηματίζονται συσσωματώματα από μικροοργανισμούς και άλλο αιωρούμενο ή διαλυτό οργανικό ή ανόργανο υλικό (το οποίο εγκλωβίζεται και εμπεριέχεται στα συσσωματώματα)» (Τσώνης, 2004). Οι οργανικές ουσίες, που βρίσκονται διαλυμένες ή αιωρούμενες στα λύματα, σε συνδυασμό με ορισμένα ανόργανα συστατικά, αποτελούν το θρεπτικό υπόστρωμα αναπτύξεως ολόκληρης σειράς σαπροφυτικών οργανισμών. Για την αφομοίωση αυτών των ουσιών μπαίνει σε λειτουργία ένας πολυσύνθετος βιοχημικός μηχανισμός, που οδηγεί από τη μια μεριά στη σύνθεση των απαραίτητων ουσιών, για την ανάπτυξη του κυττάρου και από την άλλη στην αποσύνθεση των οργανικών oυσιώv, για την εξασφάλιση της απαιτούμενης ενέργειας. Ο μηχανισμός αυτός καταλήγει τελικά στη βιοαποδόμηση των οργανικών ουσιών και στη μετατροπή τους σταδιακά στη σταθερή μορφή των ανόργανων αλάτων και αερίων. Η αποδόμηση διακρίνεται σε αερόβια, αν γίνεται από αερόβιους οργανισμούς (προϋπόθεση: παρουσία ελεύθερου διαλυμένου «οξυγόνου») ή σε αναερόβια όταν δεν υπάρχει διαλυμένο οξυγόνο. Τα τελικά προϊόντα της αερόβιας βιοχημικής αποδομήσεως (Η 2 Ο, CO 2, NO 3 κ.λ.π.) δεν είναι γενικά ανθυγιεινά η ενοχλητικά, σ αντίθεση με της αναερόβιας (H 2 S, CH 4, ΝΗ 3 κ.λ.π.) που είναι δύσοσμα και τοξικά, ερεθιστικά ή εκρηκτικά. «Η μικτή επεξεργασία αερόβια-αναερόβια γίνεται συνήθως σε δεξαμενές σταθεροποιήσεως με αρκετό βάθος, όπου στο ανώτερο στρώμα διατηρούνται αερόβιες συνθήκες, με οξυγόνο από την ατμόσφαιρα ή με παραγόμενο από φύκη με το μηχανισμό της φωτοσυνθέσεως, ενώ στο κατώτερο στρώμα, που δεν διεισδύει αρκετό φως, επικρατούν αναερόβιες συνθήκες» (Μαρκαντωνάτος, 1984). Όταν είναι εξασφαλισμένη η ύπαρξη διαλυμένου οξυγόνου στο σύστημα (ο ρυθμός με τον οποίο τροφοδοτείται είναι αρκετά μεγάλος ώστε να μην είναι το περιοριστικό συστατικό για τη βιοχημική διεργασία) τότε το περιβάλλον θεωρείται αερόβιο. Η ανάπτυξη των μικροοργανισμών σε αερόβιο περιβάλλον γίνεται γενικά πιο πρόθυμα απ ό,τι σε άλλα περιβάλλοντα και η μάζα των μικροοργανισμών που προκύπτει ανά μονάδα μάζας υποστρώματος που αφαιρείται είναι μεγαλύτερη. Αερόβια συστήματα επεξεργασίας 26

ενδείκνυνται για την αντιμετώπιση διαλυτού οργανικού υλικού με συγκέντρωση στην περιοχή 50 έως 4000 mg/l σε όρους (βιοαποδομούμενου) χημικά απαιτούμενου οξυγόνου (ΧΑΟ). Σε όλες τις περιπτώσεις είναι απαραίτητος ένας κατάλληλος χρόνος επαφής του οργανικού υλικού με τους ετερότροφους μικροοργανισμούς, καθώς και ικανοποιητική συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου και επάρκεια θρεπτικών συστατικών. Η βιοχημική οξείδωση του οργανικού υλικού επιτυγχάνεται με τη βοήθεια μικτών καλλιεργειών από βακτήρια, σύμφωνα με την συνολική αντίδραση {5} (Λυμπεράτος και Βαγενάς, 2012): Οργανική ύλη + DO CO 2 + H 2 + NH 3 + + νέα κύτταρα {5} «Οι βιολογικές μέθοδοι περιλαμβάνουν την αφομοίωση από τους μικροοργανισμούς, τη νιτροποίηση και την απονιτροποίηση. Το οργανικό άζωτο που βρίσκεται σε σωματιδιακή μορφή αφαιρείται κατά την πρωτοβάθμια καθίζηση, ενώ οι διαλυτές ενώσεις του μετατρέπονται σε αμμωνιακό άζωτο (αμμωνιοποίηση). Με δράση αυτότροφων μικροοργανισμών το αμμωνιακό άζωτο μετατρέπεται σταδιακά σε νιτρώδες και νιτρικό άζωτο με παράλληλη παραγωγή ενέργειας για τα κύτταρα (νιτροποίηση). Το νιτρικό άζωτο σε αναερόβιο περιβάλλον και με προσθήκη οργανικής πηγής άνθρακα μετατρέπεται από προαιρετικά αερόβιους ετερότροφους μικροοργανισμούς τελικά σε αέριο άζωτο, με ενδιάμεσο προϊόν το νιτρώδες άζωτο (απονιτροποίηση). Το αμμωνιακό άζωτο εξάλλου μπορεί να αφαιρεθεί μέσω βιολογικής αφομοίωσής του κατά την κυτταρική ανάπτυξη είτε αυτότροφων μικροοργανισμών (χρήση ανόργανης πηγής άνθρακα π.χ. CO 2 ), είτε ετερότροφων μικροοργανισμών (χρήση οργανικής πηγής άνθρακα, π.χ. μεθανόλης). Ωστόσο, μέρος του αζώτου που απομακρύνεται με αυτόν τον τρόπο θα επιστρέψει στο απόβλητο κατά το θάνατο και τη λύση των κυττάρων. Στην Εικόνα 2.3. δίνεται το διάγραμμα των πιθανών μετασχηματισμών των διαφόρων μορφών αζώτου» (Τσώνης, 2004). Το άζωτο είναι διαλυτό στα υγρά απόβλητα σε πολλές μορφές όπως αμμωνία, νιτρώδη και νιτρικά, αλλά και ως συστατικό οργανικών μορίων όπως τα αμινοξέα. Επιπρόσθετα εμπεριέχεται σε αιωρούμενα οργανικά σωματίδια. Η ύπαρξη της αμμωνίας στα λύματα, είτε με την ελεύθερη μορφή είτε με τη μορφή ιόντων αμμωνίου, εξαρτάται από το ph και τη θερμοκρασία. Η μέση περιεκτικότητα στα αστικά λύματα, για παράδειγμα είναι περίπου 40 mg//l αμμωνιακού αζώτου και 20 mg/l ως οργανικό άζωτο. Οι ενώσεις του οργανικού αζώτου διασπώνται και υδρολύονται από φυσικά απαντώμενους μικροοργανισμούς (βακτήρια, μύκητες) παράγοντας αμμωνία, μέσω της βιολογικής διεργασίας της αμμωνιοποίησης. 27

Εικόνα 2.3. Διάφορες μορφές του αζώτου. Πειραματικά έχει βρεθεί ότι για τη νιτροποίηση στα υγρά απόβλητα είναι υπεύθυνα τα αυτότροφα βακτήρια του γένους Nitrosomonas αλλά και άλλοι οξειδωτές της αμμωνίας (ammonia oxidizers), καθώς και τα βακτήρια του γένους Nitrobacter και άλλοι οξειδωτές των νιτρωδών (nitrite oxidizers), τα οποία οξειδώνουν την αμμωνία προς νιτρώδη και στη συνέχεια προς νιτρικά, αντίστοιχα (Metcalf and Eddy, 2003). Η διαδικασία της νιτροποίησης αποτελείται από δύο διαδοχικά στάδια. Το πρώτο στάδιο είναι η μετατροπή των αμμωνιακών ιόντων σε νιτρώδη, με το βακτήριο Νitrosomonas. Τα νιτρώδη που σχηματίζονται οξειδώνονται περαιτέρω από μία δεύτερη ομάδα βακτηρίων που περιλαμβάνουν μεταξύ άλλων το είδος Nitrobacter. Η βιολογική οξείδωση της αμμωνίας συντελείται έτσι σε δύο στάδια από δύο διαφορετικές ομάδες βακτηρίων: + 3 + Nitrosomonas : NH 4 + O2 NO2 + 2H + H 2O {6} 2 1 Nitrobacter : NO 2 + O2 NO3 {7} 2 Και τα δύο είδη είναι αυτότροφοι οργανισμοί που χρησιμοποιούν CO 2 ως πηγή άνθρακα. Η συνολική αντίδραση που περιγράφει την χρήση αμμωνίας και διοξειδίου του άνθρακα για ανάπτυξη είναι (Λυμπεράτος, 1998): 28

+ 4 37O2 + 4CO 2 + HCO 3 C5Η 7 NΟ 2 + 21NO3 + 20Η Ο ΒΙΟΜΑΖΑ 22NH + 2 + 42H Το θεωρητικά απαιτούμενο οξυγόνο για την νιτροποίηση, αγνοώντας την κυτταρική σύνθεση, είναι 4.57 mg οξυγόνου/mg αμμωνιακού αζώτου που οξειδώνεται. Από αυτό, τα 3.43 mg οξυγόνου/mg αζώτου απαιτούνται για την παραγωγή του νιτρώδους αζώτου και τα υπόλοιπα 1.14 mg οξυγόνου/mg αζώτου για την παραγωγή του νιτρικού αζώτου. Το απαιτούμενο οξυγόνο θα είναι μικρότερο από 4.57mg οξυγόνου/mg αζώτου αν λάβουμε υπ όψη και την κυτταρική σύνθεση, εξαιτίας του οξυγόνου που λαμβάνεται από σταθεροποίηση διοξειδίου του άνθρακα και αζώτου στην κυτταρική μάζα. Η απαιτούμενη αλκαλικότητα για την εξισορρόπηση των ιόντων υδρογόνου, που παράγονται κατά την νιτροποίηση και μάλιστα κατά το πρώτο στάδιο. Αυτή η αλκαλικότητα ανέρχεται περίπου σε 7.14 mg αλκαλικότητας (CaCO 3 ) ανά mg αμμωνιακού αζώτου που οξειδώνεται (Λυμπεράτος, 1998). Είναι δυνατό να επιτευχθεί νιτροποίηση και με τη χρήση ετερότροφων βακτηρίων. Πιο συγκεκριμένα είναι δυνατόν να έχουμε ετεροτροφική νιτροποίηση από διάφορα είδη βακτηρίων, μυκήτων, και ακτινομυκήτων. Ωστόσο, οι ρυθμοί της αυτοτροφικής νιτροποίησης είναι 10 φορές περίπου μεγαλύτεροι απ ό,τι οι ρυθμοί της ετεροτροφικής νιτροποίησης (Focht and Chang, 1975). Οι απονιτροποιητικοί μικροοργανισμοί είναι γνωστοί ως Pseudomonas, Alcaligenes, Paracoccus και Thiobacillus. Όλοι οι απονιτροποιητές είναι προαιρετικά αερόβιοι, διότι μεταβαίνουν σε νιτρικά ή νιτρώδη ιόντα για την παραγωγή ενέργειας, όταν περιορίζεται το οξυγόνο. Η απονιτροποίηση προχωρά με τρόπο στον οποίο το νιτρικό ΝΟ - 3, διαδοχικά ανάγεται σε νιτρώδες ΝΟ - 2, νιτρικό οξείδιο ΝΟ, νιτρώδες οξείδιο Ν 2 Ο, και αέριο άζωτο N 2. Κάθε ημί-αντίδραση και το ένζυμο που την καταλύει δίνονται στις παρακάτω αντιδράσεις: N 3 2 2 2 + Ο + 2 e + H NO + H O {9} N 2 + Ο 2 + e + 2 H NO + H O {10} + 2 Ο + 2e + 2H N O + H O {11} N 2 2 N2 2 ) 2 + Ο + 2 e + 2H N ( g + H O {12} Η απονιτροποίηση παράγει ισχυρές βάσεις όπου με τους αυτοτροφικούς απονιτροποιητές το Η 2 είναι ο δότης ηλεκτρονίων σύμφωνα με την ισορροπημένη αντίδραση (Rittmann and McCarty, 2001): 8 4 8 16 4 H 2 + NO3 N 2 + OH + H 2O 5 5 5 5 29 {13} + {8}

«Γενικά η νιτροποίηση ευνοείται από την ύπαρξη διαλυμένου οξυγόνου πάνω από μια ελάχιστη συγκέντρωση και από τη χαμηλή συγκέντρωση οργανικού υλικού ώστε να έχουν πλεονέκτημα ως προς την ανάπτυξή τους οι αυτότροφοι νιτροποιητικοί μικροοργανισμοί. Για να ευνοηθεί η διεργασία της απονιτροποίησης απαιτείται η εξασφάλιση ανοξικού περιβάλλοντος (απουσία οξυγόνου) ώστε να χρησιμοποιούνται τα νιτρικά ως δέκτης ηλεκτρονίων κατά την οξείδωση οργανικού υλικού από τους ετερότροφους απονιτροποιητικούς μικροοργανισμούς» (Τσώνης, 2004). Το άζωτο είναι απαραίτητο για τους ζώντες οργανισμούς ως συστατικό των πρωτεϊνών, περιλαμβανομένου και του γενετικού υλικού. Τα φυτά και οι μικροοργανισμοί μετατρέπουν το άζωτο σε οργανικές μορφές. Η βιολογική αφομοίωση χρησιμοποιείται σαν μέθοδος, για την απομάκρυνση των ενώσεων του φωσφόρου και αζώτου, με το μηχανισμό της φωτοσυνθέσεως σε δεξαμενές σταθεροποιήσεως, όπου καλλιεργούνται γενικότερα με το μεταβολισμό των θρεπτικών ουσιών από τους μικροοργανισμούς: ΦΩΣ πράσινα φυτά {14} (άλγη) και PΟ 4 + ΝΗ 3 + CΟ 2 Στα επιφανειακά νερά τα φυτά συνεχώς προσλαμβάνουν άζωτο σε διάφορες μορφές, αλλά προτιμούν την μορφή της αμμωνίας, διότι με αυτή τη μορφή εισέρχεται άμμεσα στους βιοσυνθετικούς κύκλους. Η μορφή των νιτρικών κοστίζει ενεργειακά διότι πρέπει πρώτα το φυτό να την αναγάγει σε αμμωνιακά ιόντα. Γενικά το φυτοπλαγκτόν προσλαμβάνει αμμωνία, έως ότου η συγκέντρωση της πέσει σε χαμηλά επίπεδα και μετά αρχίζει να χρησιμοποιεί τα νιτρικά» (Μαρκαντωνάτος, 1984). Εκτός από την ετεροτροφική απονιτροποίηση είναι δυνατή, υπό κατάλληλες συνθήκες και η αυτοτροφική απονιτροποίηση. Τα ονομαζόμενα Anammox βακτήρια χρησιμοποιούν νιτρώδη ιόντα για να αναγάγουν τα αμμωνιόντα σε μοριακό (αέριο) άζωτο σύμφωνα με την αντίδραση: + NH 4 + ΝΟ 2 N 2 ( g ) + 2H 2O {15} Οι αερόβιες λίμνες είναι γενικά ρηχές, εμποδίζεται η διαστρωμάτωση και υπάρχει επαρκής φωτοτροφική και ετεροτροφική δραστηριότητα σε ισορροπία, ώστε το διαλυμένο οξυγόνο να είναι παρόν σε όλο το εύρος της λίμνης. Τα βάθη τους κυμαίνονται από 0.3m - 1.2m για να εμποδίζεται η ανάπτυξη αναερόβιων ζωνών κοντά στον πυθμένα. Τα λύματα ρέουν μέσα στην λίμνη με ρυθμό παροχής Q, περιέχοντας BOD σε συγκέντρωση S o και οι φωτότροφοι μικροοργανισμοί αναπτύσσονται όταν η ενέργεια του ήλιου εισέρχεται στην λίμνη. Όταν γίνεται φωτοσύνθεση, μετατρέπεται το CO 2 σε άνθρακα φωτοτροφικού κυττάρου, το οξυγόνο που παράγεται χρησιμοποιείται από τα ετεροτροφικά βακτήρια για την οξείδωση των λυμάτων BOD (Rittmann and McCarty, 2001). 30

Η αντίδραση για την παραγωγή των φωτότροφων μ/ο από το διοξείδιο του άνθρακα, το νερό και το φως του ήλιου (ανάπτυξη φωτοτροφικών κυττάρων) δίνεται παρακάτω: CΟ 2 + H 2 O ΦΩΣ CH 2 O + O 2 {16} Η αντίδραση για την βιοδιάσπαση του BOD όπου τα οργανικά των λυμάτων εκφράζονται ως υδατάνθρακες, δίνεται παρακάτω: C 6 H 12 O 6 + 3O 2 6CO 2 +6H 2 O {17} Μία πιο λεπτομερής διαμόρφωση της ανάπτυξης των φυκών απ ό,τι δίνεται στην παραπάνω σχέση {16}, περιλαμβάνει το άζωτο N και τον φώσφορο P, τα οποία περιορίζουν τον ρυθμό ανάπτυξης και των οποίων η απομάκρυνσή τους να είναι στόχος ενός σχεδίου επεξεργασίας λυμάτων, σύμφωνα με την αντίδραση: 106CO 2 +65H 2 O+16NH 3 +H 3 PO 4 C 106 H 181 O 45 N 16 P+ 118O 2 {18} Αυτή η συνολική αντίδραση δείχνει πόσο άζωτο και φώσφορος απαιτούνται για την ανάπτυξη των φυκών. Επίσης δείχνει ότι η φωτοτροφική ανάπτυξη σε μία λίμνη επιφέρει την απομάκρυνση του αζώτου και του φωσφόρου από τα λύματα (Rittmann and McCarty, 2001). Τα φύκη (άλγες) είναι οικολογικά σημαντικά και συχνά εμφανίσιμα χαρακτηριστικά του γλυκού νερού και των εκβολών των ποταμών. Περίφυτα (Εικόνα 2.4.), σύνολα από φύκη και άλλους μικροοργανισμούς που βρίσκονται σε βυθισμένες επιφάνειες, εμφανίζονται σχεδόν σε όλα τα ρηχά νερά οικοτόπων, όπου διεισδύει κατάλληλο φως σε αυτά. Εικόνα 2.4 Περίφυτα μπλεγμένα σε μακρόφυτα (λεκάνη με φυτά, την 28-05-2011). 31

Τα περίφυτα μεγαλώνουν προσκολλημένα σε βυθισμένες επιφάνειες, όπως τα ιζήματα, τα ξυλώδη και ποώδη φυτά. Σε πολλούς υγροτόπους, οι ομάδες των φυκών που ονομάζονται μεταφυτά, αναπτύσσονται μπλεγμένες ανάμεσα σε μακρόφυτα, είτε στην επιφάνεια του νερού ή κάτω από αυτήν. Φυτοπλαγκτόν (Εικόνα 2.5.), μπορεί να βρίσκεται άφθονο σε βαθύτερους και μεγαλύτερους υγροτόπους, όπου τα επίπεδα των θρεπτικών στην στήλη του νερού είναι υψηλά. Εικόνα 2.5. Αιωρούμενο φυτοπλαγκτόν (λεκάνη χωρίς φυτά, την 22-01-2011). Η φωτοσύνθεση και η αναπνοή των φυκών ευθύνεται για το σημαντικό κλάσμα του μεταβολισμού σε μερικούς οικοτόπους και επομένως, επηρεάζουν έντονα την δυναμική του οξυγόνου στην στήλη νερού. Το φυτοπλαγκτόν είναι μονοκύτταροι οργανισμοί και εμφανίζονται αιωρούμενοι σε αποικιακές μορφές μέσα στο νερό. Τα περίφυτα (επίφυτα, μεταφυτά) αναπτύσσονται πάνω σε νεκρά ξύλα και σκληρές επιφάνειες, βυθισμένα σε στελέχη και φύλλα των μακροφυτών, επιπλέουν ως νήματα στην επιφάνεια ή αιωρούνται μέσα στο νερό, συχνά περιπλεγμένα με τα μακρόφυτα (U.S. EPA, 2002). Οι κοινότητες φυτοπλαγκτόν και βενθικών φυκών (περιφύτων) χαρακτηρίζονται ως μέρος μίας ολοκληρωμένης βιολογικής εκτίμησης της ποιότητας του νερού. Παρά το γεγονός ότι τα φύκη συναντώνται γενικά σε όλους τους υδάτινους οικοτόπους, η δομή της κοινότητας των φυκών και η βιομάζα μπορούν να ποικίλλουν εποχικά και σε σχέση με τις προγενέστερες υδρολογικές συνθήκες. Φως, θερμοκρασία, ταχύτητα ροής και τα θρεπτικά συστατικά αποτελούν πρώτιστους παράγοντες που επηρεάζουν την ανάπτυξη, τη δομή, και 32

τους ρυθμούς ανάπτυξης των περιφύτων και των κοινοτήτων του φυτοπλαγκτόν. Εποχικές διαφορές σε αυτούς τους παράγοντες ευθύνονται για τις αλλαγές στη σχετική κυριαρχία των φυκών σε ρέματα και ποτάμια. Η ένταση, η διάρκεια, και η ποιότητα του φωτός επηρεάζουν την κυριαρχία των ειδών των φυκών, την δομή των κοινοτήτων τους, και την σχετική ποσότητα των φωτοσυνθετικών ουσιών που παράγονται από τα κύτταρα τους. Η θερμοκρασία του νερού επηρεάζει τους μεταβολικούς και αναπαραγωγικούς ρυθμούς των φυκών, των βενθικά ασπόνδυλων, των ψαριών και άλλων υδρόβιων οργανισμών. Η θερμοκρασία επίσης μπορεί να επηρεάσει την σύνθεση και την δομή των ειδών των περιφύτων σε μεγαλύτερο βαθμό απ ό,τι επηρεάζει την συνολική βιομάζα ή η την φωτοσυνθετική ικανότητα της κοινότητας των φυκών (Porter et al., 1993). 2.4. Κινητική Βιολογικών Διεργασιών Ο ρυθμός με τον οποίο αυξάνονται οι μικροοργανισμοί εξαρτάται τόσο από τη συγκέντρωση του περιοριστικού υποστρώματος όσο και από τις συνθήκες που επικρατούν. Έχει παρατηρηθεί ότι ο ρυθμός αύξησης της βιομάζας κατά τη φάση της εκθετικής ανάπτυξης είναι ανάλογος της εκάστοτε συγκέντρωσης της βιομάζας και μπορεί να παρασταθεί με την παρακάτω κινητική σχέση: r X dx = = μx {19} dt όπου r X ο ρυθμός αύξησης της βιομάζας [mg/(l d)], Χ η συγκέντρωση της βιομάζας [mg/l] και μ ο ειδικός ρυθμός αύξησης της βιομάζας [d -1 ]. Ο ειδικός ρυθμός χρησιμοποίησης υποστρώματος ορίζεται από την παρακάτω σχέση (Τσώνης, 2004): ds r S = = qx dt {20} όπου r S ο ρυθμός χρησιμοποίησης υποστρώματος [mg/(l d)], S η συγκέντρωση υποστρώματος [mg/l] και q παράμετρος γνωστή ως ειδικός ρυθμός αφαίρεσης υποστρώματος. O Monod (1949) πρότεινε τη σχέση μεταξύ του ρυθμού αύξησης των μικροοργανισμών και της εκάστοτε εναπομένουσας συγκέντρωσης περιοριστικού υποστρώματος: 33

S μ = μm {21} K + S S όπου μ m ο μέγιστος ρυθμός αύξησης της βιομάζας [d -1 ] και Κ S η σταθερά κορεσμού του οργανικού υποστρώματος[mg/l]. Ο μέγιστος ρυθμός της σχέσης {21} αντιστοιχεί στο ρυθμό που παρατηρείται όταν δεν υπάρχει περιορισμός της συγκέντρωσης του υποστρώματος (η συγκέντρωση του υποστρώματος είναι αρκετά μεγάλη). Πράγματι για μεγάλες τιμές S η παράσταση K s +S τείνει προς την τιμή S και έτσι με βάση την σχέση το μ λαμβάνει την τιμή μ m. Η σταθερά κορεσμού έχει διαστάσεις συγκέντρωσης και παριστάνει την περιοριστική για την ανάπτυξη των μικροοργανισμών συγκέντρωση του υποστρώματος για την οποία ο ρυθμός ανάπτυξης λαμβάνει το ήμισυ της μέγιστης τιμής του. Συνήθως θεωρούμε ότι το περιοριστικό υπόστρωμα βρίσκεται σε σταθερή στοιχειομετρική σχέση με την βιομάζα, οπότε: r Y = x X / S {22} rs όπου Υ X/S είναι ο συντελεστής απόδοσης σε mg κυττάρων βιομάζας που παράγονται προς mg υποστρώματος που καταναλώνονται. Υπολογίζεται πειραματικά από την κλίση της καμπύλης του r X ως προς r S. Η σχέση αυτή ισχύει όταν μπορεί να αγνοηθεί η κατανάλωση υποστρώματος για συντήρηση και όταν όλα τα μεταβολικά προϊόντα είναι σχετιζόμενα με την ανάπτυξη. Το πιο συνηθισμένο μοντέλο που χρησιμοποιείται για το ρυθμό αφαίρεσης υποστρώματος και για το ρυθμό παραγωγής βιομάζας, είναι το εξής (Λυμπεράτος, 1993): r S 1 = Y X / S μ m S X K + S S {23} r X m S = μ X {24} K + S S «Η ανάπτυξη των νιτροποιητικών βακτηριδίων μπορεί να περιγραφεί από την εξής έκφραση: r S S NH O A = μ Α x A ba x A K NH S NH K OA S {25} + + O όπου r Α ρυθμός αύξησης της αυτοτροφικής βιομάζας [mg/(l d)], x A συγκέντρωση αυτότροφων (νιτροποιητικών) οργανισμών [mg/l], μ Α μέγιστος ειδικός ρυθμός ανάπτυξης αυτότροφων οργανισμών [d -1 ], S O συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου [mg/l], b A ειδικός ρυθμός ενδογενούς αναπνοής αυτότροφων οργανισμών [d -1 ], S NH συγκέντρωση αμμωνίου 34

[mgn/l], Κ NH σταθερά κορεσμού αμμωνίου [mgn/l] και Κ ΟΑ σταθερά κορεσμού οξυγόνου [mg/l]. Η σχέση αυτή υποθέτει διπλό περιορισμό υποστρώματος (αμμώνιο και διαλυμένο οξυγόνο). Η έκφραση αυτή έχει ενσωματωθεί και στο Activated Sludge Model No. 1 (ASM1), για να περιγράψει τους νιτροποιητικούς ρυθμούς σε διεργασίες ενεργού ιλύος» (Λυμπεράτος, 1998). Σύμφωνα με έρευνες που έχουν διεξαχθεί στο παρελθόν έχει βρεθεί ότι ο ρυθμός ανάπτυξης των νιτροποιητικών μικροοργανισμών είναι σημαντικά μεγαλύτερος από τον αντίστοιχο για τους νιτρωδοποιητικούς. Το γεγονός αυτό σε συνδυασμό με το ότι, οι τιμές του KΝΗ είναι γενικά μικρότερες από 1 mg/l και για τα δύο είδη μικροοργανισμών, δικαιολογεί την απουσία συσσώρευσης νιτρωδών σε υψηλές συγκεντρώσεις. Η τιμή για το KΝΗ είναι παρόμοια με αυτές που αναφέρονται στη βιβλιογραφία 0.2 1.7 mg/l (Knowles et.al., 1965), 1.25 5.59 mg/l (Stratton and McCarty, 1967). Ο ρυθμός ανάπτυξης των φωτοτροφικών μ/ο είναι συχνά μικρότερος από των ετεροτροφικών μ/ο και επομένως για μικρούς χρόνος παραμονής η ανάπτυξή τους λαμβάνεται υπόψη. Όμως η κινητική τους είναι πιο περίπλοκη από την απλή βακτηριακή κινητική εξαιτίας της εξάρτησή της από την ηλιακή ακτινοβολία, η οποία διαφέρει μέσα στην ημέρα αλλά και στην διάρκεια του χρόνου. Το ποσό της ηλιακής ακτινοβολίας που δέχονται οι φωτοτροφικοί μ/ο εξαρτάται από το βάθος του νερού, αλλά και την παρουσία άλλου σωματιδιακού υλικού. Επίσης η κινητική τους εξαρτάται και από την επάρκεια των θρεπτικών ουσιών. Μία γενική εξίσωση της φωτοτροφικής ανάπτυξης (των φυκών) είναι η εξής: μ = μ F( I) F( N) b {26} p m p όπου μ p ο ρυθμός ανάπτυξης φυκών (φωτοτροφικοί μ/ο) [d -1 ], μ m p μέγιστος ρυθμός ανάπτυξης φυκών (φωτοτροφικοί μ/ο) [d -1 ], F(I) κλάσμα έντασης ηλιακής ακτινοβολίας από 0 έως 1, F(Ν) κλάσμα συγκεντρώσεων θρεπτικών ουσιών από 0 έως 1, b p ρυθμός αποσύνθεσης (θανάτου) φωτοτροφικών μ/ο [d -1 ]. Οι όροι του δεξιού μέλους της ανωτέρω εξίσωσης εκφράζουν την ανάπτυξη και την αποσύνθεση των μ/ο. Ο πρώτος όρος της ανάπτυξης περιλαμβάνει τον μέγιστο ρυθμό ανάπτυξης, την ένταση του ηλιακού φωτός και τα θρεπτικά συστατικά. Ο μέγιστος ρυθμός ανάπτυξης συμβαίνει όταν όλα τα απαραίτητα θρεπτικά συστατικά βρίσκονται σε περίσσεια και η ένταση του φωτός είναι η βέλτιστη για την ανάπτυξη. Η ένταση του φωτός μειώνεται με το βάθος της λεκάνης εξαιτίας της ρόφησης και αντανάκλασης από τα σωματίδια, περιλαμβάνοντας και τους φωτοτροφικούς μ/ο. Αυτοί οι μ/ο χρησιμοποιούν αμμωνία ή νιτρικά ως πηγή αζώτου και διοξείδιο του άνθρακα για την 35 p

σύνθεσή τους. Γενικά στα αστικά λύματα υπάρχουν σε περίσσεια και δεν θεωρούνται περιοριστικοί παράγοντες για την ανάπτυξη των φυκών, όπως και η ένταση του φωτός για τις αβαθείς λεκάνες (Rittmann and McCarty, 2001). 2.5. Επιδράσεις στις Βιολογικές Διεργασίες Ο ρυθμός της βιοχημικής αποδόμησης εξαρτάται μεταξύ άλλων και από τη θερμοκρασία. Για συνηθισμένα αστικά λύματα, σε 20 C, χρειάζεται χρονικό διάστημα αρκετών ημερών (70-90) για την ολοκλήρωση της αερόβιας αποδόμησης ενώ για την αναερόβια απαιτείται 10πλάσιο διάστημα. Η αερόβια βιοχημική αποδόμηση των οργανικών ουσιών γίνεται σε δύο στάδια. Στο πρώτο στάδιο αποδομούνται κυρίως οι ενώσεις του άνθρακα, ενώ στο δεύτερο, που αρχίζει γύρω στη 10 η μέρα (σε 20 C), όταν έχουν πια αναπτυχθεί αρκετά τα νιτροβακτήρια που αρχίζουν να πολλαπλασιάζovται την 5 η - 6 η μέρα οξειδώνονται οι αζωτούχες ενώσεις (νιτροποίηση), που έχουν κυρίως απομείνει, παράλληλα με τα υπολείμματα των οργανικών ενώσεων του άνθρακα. Η μεταβολή του ολικού BOD εκφράζεται με την ακόλουθη σχέση, που προκύπτει προσεγγιστικά από την εξίσωση Van t Hoff-Arrhenius, αν ληφθεί σαν θερμοκρασία αναφοράς, 20 C: ( Τ 20 ) K T = Κ 20 θ {27} όπου θ αδιάστατος θερμοκρασιακός συντελεστής για την ετεροτροφική ανάπτυξη, K Τ μέγιστος ειδικός ρυθμός κατά την ανάπτυξη σε θερμοκρασία υγρού [d -1 ], Κ 20 μέγιστος ειδικός ρυθμός κατά την αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη σε θερμοκρασία υγρού 20 o C [d -1 ] και Τ η θερμοκρασία του υγρού [ o C], με θ= 1,02 στην περιοχή των 20 C, ενώ θ= 1,135, για Τ =4 20 C και θ=1,056, για Τ = 20 30 C. Γενικά η θερμοκρασία ασκεί αποφασιστική επίδραση στο ρυθμό της βιοχημικής δράσης, που κατά μέσον όρο διπλασιάζεται, για κάθε αύξηση κατά 10 C όπου θ= από 1,0 έως 1,09 σύμφωνα με Μαρκαντωνάτος, (1984). Ο ρυθμός νιτροποίησης επηρεάζεται από τη θερμοκρασία. Ως βέλτιστη θερμοκρασία νιτροποίησης έχει βρεθεί ότι είναι αυτή των 30 C. Αντίστοιχα, δεν παρατηρείται καμία δραστηριότητα σε θερμοκρασίες κάτω από 5 C και πάνω από 40 C. O ρυθμός νιτροποίησης ελαττώνεται κατά 50% για κάθε μείωση της θερμοκρασίας κατά 10-12 C, ενώ η ελάττωση αυτή είναι μεγαλύτερη για θερμοκρασίες κάτω από 10 C (Μαρκαντωνάτος, 1990). Για τον ρυθμό νιτροποίησης χρησιμοποιείται η παρακάτω εμπειρική σχέση για τον υπολογισμό του μέγιστου ειδικού νιτροποίησης συναρτήσει της θερμοκρασίας: 36

( Τ 15) 15 θ Ν K = Κ {28} T όπου θ N αδιάστατος θερμοκρασιακός συντελεστής για την αυτοτροφική ανάπτυξη, K Τ μέγιστος ειδικός ρυθμός κατά την ανάπτυξη σε θερμοκρασία υγρού [d -1 ], Κ 15 μέγιστος ειδικός ρυθμός κατά την αερόβια αυτοτροφική ανάπτυξη σε θερμοκρασία υγρού 15 o C [d -1 ] και η θερμοκρασία του υγρού [ o C], με θ N = 1,10 (Τσώνης, 2004). Εξάρτηση του μέγιστου ειδικού ρυθμού ανάπτυξης K Τ από τη θερμοκρασία για την νιτροποίηση, δίνεται με τις παρακάτω εξισώσεις: K Τ = 0,47 (1,10) (T-15) σύμφωνα με (Τσώνης, 2004). K Τ = 0,18 (1,12) (T-15) σύμφωνα με (Downing and Hopwood, 1964). K Τ = 0,18 (1,07) (T-15) σύμφωνα με (Painter and Loweless, 1983). Η διεργασία της νιτροποίησης έχει αναφερθεί πως μπορεί να πραγματοποιηθεί ακόμα και σε συγκεντρώσεις διαλυμένου οξυγόνου έως 0,05 mg/l (Abeliovich, 1987). Οι Downing and Scragg (1958) ανέφεραν ότι απαιτείται συγκέντρωση DO τουλάχιστον 0,3 mg/l ώστε να πραγματοποιηθεί η νιτροποίηση. Η επίδραση του διαλυμένου οξυγόνου στον ρυθμό της νιτροποίησης αναφέρεται σε ένα εύρος τιμών συγκεντρώσεων οξυγόνου από 0,3 mg/l έως το πολύ 4,0 mg/l. Σε μερικές περιπτώσεις μεγαλύτερες τιμές DO επιτυγχάνουν μέγιστους ρυθμούς νιτροποίησης, ενώ έχει βρεθεί ότι απαιτείται μόνο εύρος τιμών από 0,5 mgο 2 /L έως το πολύ 1,0 mgο 2 /L (Stenstrom and Poduska, 1979). Πειράματα που πραγματοποιήθηκαν σε οξειδωτική τάφρο (Hao et al., 1997), οδήγησαν στο συμπέρασμα ότι όταν η συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου είναι μεγαλύτερη από 1mg/L, συμβαίνει σχεδόν πλήρης νιτροποίηση σε ποσοστό 95%. Η επίδραση της συγκέντρωσης του διαλυμένου οξυγόνου (D.O.) στη νιτροποίηση φαίνεται στην Εικόνα 2.6.: Εικόνα 2.6. Επίδραση της συγκέντρωσης του D.O. στη νιτροποίηση (Hao et al., 1997). 37

Η επίδραση του pη είναι ευνόητη από το γεγονός ότι με τη νιτροποίηση παράγονται ιόντα υδρογόνου (καταναλίσκεται αλκαλικότητα), με αποτέλεσμα την πτώση του pη. Ο ρυθμός της νιτροποίησης μειώνεται σημαντικά για μικρές τιμές και ειδικότερα, για τιμές του ph μικρότερες του 6.8, με βέλτιστη νιτροποίηση να συμβαίνει για ph ~7.2 (Metcalf and Eddy, 2003). Παρατηρήθηκε μικρή μεταβολή του ρυθμού νιτροποίησης για τιμές του ph μεταξύ 7.2 και 8.0, με βέλτιστη περιοχή από περίπου ph 6.8 και 9.0 (Engle and Alexander, 1958). Πλήρης νιτροποίηση αναφέρθηκε για τιμές του ph μεταξύ 7.2 και 9.4 και καθόλου νιτροποίηση για ph 6.3 (Hall,1974). Σύνηθες φαινόμενο είναι η παρεμπόδιση της νιτροποίησης από κάποιες τοξικές ουσίες, οι οποίες περιέχονται σε τροφοδοσίες μονάδων βιολογικής επεξεργασίας. Η επίδραση των ουσιών αυτών μπορεί να εμφανιστεί με διάφορους τρόπους στη διεργασία της νιτροποίησης. Μπορεί να είναι παρεμποδιστική για τους νιτροποιητικούς μικροοργανισμούς, έτσι ώστε να συνεχίζουν να αναπτύσσονται και να οξειδώνουν αμμωνιακό και νιτρώδες άζωτο, αλλά με σημαντικά μειωμένους ρυθμούς. Μπορεί να είναι αντιστρεπτή, έτσι ώστε η νιτροποίηση να σταματήσει προσωρινά και να επαναρχίσει μετά την απομάκρυνση ή την αραίωση του τοξικού παράγοντα. Μπορεί τέλος, να είναι αρκετά τοξική, έτσι ώστε να θανατώσει τους νιτροποιητικούς μικροοργανισμούς και να σταματήσει τη νιτροποίηση, έως ότου απομακρυνθεί ο τοξικός παράγοντας και η ανάπτυξη ξεκινήσει εκ νέου. Οι Blum and Speece, (1991), ανέφεραν ότι τα νιτροποιητικά βακτήρια παρεμποδίζονται αρκετά περισσότερο από τα ετερότροφα από τοξικές ουσίες. Οι Anthonisen, et.al. (1976) ανακάλυψαν ότι η παρεμπόδιση οφειλόταν στις μη ιονισμένες μορφές του αμμωνιακού αζώτου και του νιτρώδους αζώτου, δηλαδή στην ελεύθερη αμμωνία (free ammonia, FA, NH 3 ) και στο ελεύθερο ή μη ιονισμένο νιτρώδες οξύ (free nitrous acid, FNA, HNO 2 ). Ουσιαστικά όμως η παρεμπόδιση οφείλεται στο ph, αφού αυτό επηρεάζει την ιοντική κατανομή των δύο αυτών ενώσεων, δηλαδή του αμμωνιακού αζώτου και της ελεύθερης αμμωνίας. Ο ρυθμός νιτροποίησης περιορίζεται επίσης από μη ιοντική αμμωνία (ή αλλιώς ελεύθερη αμμωνία), καθώς επίσης και από το ελεύθερο ΗΝΟ 2. Και τα δύο είναι τοξικά για τους νιτροποιητικούς μικροοργανισμούς. 2.6. Αερισμός Στα συστήματα (FWS), ο εφοδιασμός με οξυγόνο στην στήλη του νερού είναι περιορισμένος, διότι το ριζικό σύστημα βρίσκεται στο εδαφικό υπόστρωμα κάτω από την 38

στήλη του νερού και το μεταφερόμενο οξυγόνο καταναλώνεται στο εκτεταμένο βενθικό περιβάλλον, που συνήθως παρατηρείται σε συστήματα υγροβιότοπων. Ομοίως η μεταφορά οξυγόνου δια μέσου της επιφάνειας του εδάφους με επαναερισμό που προξενείτε από τον άνεμο και τη φωτοσύνθεση είναι περιορισμένη, εξαιτίας της παρουσίας της πυκνής φυτικής βλάστησης. Τα επίπεδα D.O. στον περιβάλλοντα όγκο νερού επηρεάζονται από την ανάπτυξη φυκών (φυτοπλαγκτόν) και φυτών (μακρόφυτων), που προσλαμβάνουν αμμώνιο, νιτρικά και άλλα θρεπτικά στοιχεία. Φύκη και φυτά συνιστούν μία πηγή οξυγόνου, στη διάρκεια της ημέρας, που οφείλεται στη διεργασία της φωτοσύνθεσης. Κατά τη διάρκεια της νύχτας ευθύνονται για απώλεια οξυγόνου οφειλόμενη στην αναπνοή. Υψηλά επίπεδα θρεπτικών συστατικών συνεπάγεται υψηλή αναπαραγωγή και συνθήκες ευτροφισμού με σοβαρές επιδράσεις στα επίπεδα D.O.. Υπό τέτοιες συνθήκες μπορούν να αναπτυχθούν ημερήσιες διακυμάνσεις, με υπερκορεσμένα επίπεδα D.O. στη διάρκεια της ημέρας, οφειλόμενα στην φωτοσύνθεση και πολύ χαμηλά στη διάρκεια της νύχτας, οφειλόμενα στην αναπνοή. Ανισορροπία φωτοσύνθεσης / αναπνοής δίνει μακροχρόνιες διακυμάνσεις στη διάρκεια περιόδων ανάπτυξης βιομάζας και αποδόμησή της (Αγγελάκης και Τσομπανόγλους, 1995). Ο ρυθμός μεταφοράς οξυγόνου από την αέρια στην υγρή φάση διέπεται από την μεταφορά μάζας αερίου στην διεπιφάνεια αερίου-υγρού και έπειτα από την διεπιφάνεια αερίου-υγρού στο υγρό. Ο ρυθμός μεταφοράς του οξυγόνου περιορίζεται από την πλευρά του υγρού και δίνεται από την παρακάτω σχέση (Rittmann and McCarty, 2001): rο 2 = KLa ( CLsat CL) {29} όπου r O2 ο ρυθμός μεταφορά του οξυγόνου [mg/(l d)], Κ La ογκομετρικός συντελεστής μεταφοράς μάζας [d -1 ], C Lsat συγκέντρωση κορεσμού του οξυγόνου στην υγρή φάση [mg/l] και C L συγκέντρωση του οξυγόνου στην υγρή φάση [mg/l]. Για τον υπολογισμό του γινομένου KLa (ογκομετρικός συντελεστής μεταφοράς μάζας) μπορεί να χρησιμοποιηθεί η «δυναμική μέθοδος απομάκρυνσης αερίου». Σύμφωνα με την μέθοδο αυτή, πραγματοποιείται πλήρης απομάκρυνση του διαλυμένου οξυγόνου από το θρεπτικό μέσο (χωρίς την παρουσία βακτηριακών κυττάρων) διοχετεύοντας αέριο αργό μέσα στο διάλυμα και αναδεύοντας ήπια. Στη συνέχεια, τροφοδοτείται αέρας στον αντιδραστήρα και καταγράφεται η συγκέντρωση του διαλυμένου οξυγόνου στο υγρό Εικόνα 2.7.. Για το K La δεν μπορεί να γίνει κάποια σύγκριση με τη βιβλιογραφία γιατί εξαρτάται από το μέσο στο οποίο μεταφέρεται το οξυγόνο (Δοκιανάκης, 2006). 39

Εικόνα 2.7. Καμπύλη κορεσμού του διαλυμένου οξυγόνου στο θρεπτικό μέσο ανάπτυξης των νιτροποιητικών μικροοργανισμών. Ένα από τα κύρια διακριτά χαρακτηριστικά των υγροτόπων είναι η παρουσία αερόβιων και αναερόβιων διεπιφανειών, οι οποίες προκαλούν απότομες κλίσεις του οξειδοαναγωγικού πεδίου με εύρος τιμών από +700mV έως -300mV (Reddy and D Angelo, 1997). Αυτές οι κλίσεις επηρεάζονται από τρεις διαφορετικές συνθήκες: τις υδραυλικές διακυμάνσεις, την παρουσία δεκτών ηλεκτρονίων (όπως O 2, NO - 3, και SO 2-4 ) και την μεταφορά του οξυγόνου (O 2 ) από τα φυτά στην ριζική ζώνη Εικόνα 2.8.. Υπό αποστραγγισμένες συνθήκες, αναερόβιες μικροπεριοχές μέσα στο έδαφος συνολικά μπορούν να πετύχουν απότομες κλίσεις του οξειδoαναγωγικού πεδίου. Υπό πλημυρισμένες συνθήκες, η διάχυση του O 2 μέσω της στήλης του νερού διατηρεί τις αερόβιες συνθήκες στην διεπιφάνεια εδάφους-νερού φθάνοντας σε ένα λεπτό στρώμα από 2mm έως 20mm περίπου Εικόνα 2.8.[Α]. Σε υγροτόπους με υψηλή δραστηριότητα ανάπτυξης φυκών, η φωτοσυνθετική παραγωγή του O 2 ίσως έχει ως αποτέλεσμα μία λεπτή εδαφική αερόβια ζώνη κατά την διάρκεια της ημέρας, η οποία ελαττώνεται από την κατανάλωση του O 2 κατά την διάρκεια της νύχτας Εικόνα 2.8.[Β]. Οι απότομες κλίσεις του οξειδοαναγωγικού πεδίου πιθανόν επίσης να δημιουργούνται ως αποτέλεσμα της συσσώρευσης εναλλακτικών δεκτών ηλεκτρονίων, οι οποίοι χρησιμοποιούνται κατά την αναερόβια αναπνοή. Για παράδειγμα, η 2- απονιτροποίηση, η αναγωγή FeOOH και SO 4 και η μεθανογένεση χαρακτηρίζονται από αισθητώς διαφορετικά οξειδοαναγωγικά δυναμικά. Έτσι, οι κλίσεις του οξειδoαναγωγικού πεδίου μπορούν να χρησιμοποιηθούν ως δείκτης των εν δυνάμει διεργασιών της νιτροποίησης-απονιτροποίησης, της ρυθμιζόμενης οξείδωσης του σιδήρου από την 40

καθίζηση του φωσφόρου (Ρ), την οξείδωση του μεθανίου (CH 4 ), των σουλφιδίων και την διάσπαση των τοξικών οργανικών ουσιών Εικόνα 2.8.[C]. Εικόνα 2.8. Αερόβιες και Αναερόβιες διεπιφάνειες σε εδάφη υγροτόπων. Διαβαθμίσεις διαλυμένου οξυγόνου [Α] στην διεπιφάνεια εδάφους-νερού και [Β] μέσα σε κορεσμένο έδαφος. [C] Προφίλ οξειδοαναγωγικού πεδίου σε ιζήματα ποταμών στο Okeechobee Basin, Florida (Reddy and D Angelo, 1997). 2.7. Φυσιολογία Φυτών Τα φυτά γενικά αναπτύσσουν μία σημαντική επιφάνεια φύλλων στην ατμόσφαιρα, που είναι απαραίτητη για τη δέσμευση και αφομοίωση του CO 2 (φωτοσύνθεση). Μεγάλη επιφάνεια φύλλων σημαίνει και μεγάλη διαπνοή, για αυτό και τα ανώτερα φυτά καταναλώνουν μεγάλες ποσότητες νερού. Ένα φυτό καλαμποκιού σε όλη τη διάρκεια της ανάπτυξής του μπορεί να διαπνεύσει 200 περίπου λίτρα νερού. Το ριζικό σύστημα εξαπλώνεται στο έδαφος και έρχεται σε άμεση επαφή με το νερό που συγκρατείται στο έδαφος. Έτσι το ριζικό σύστημα εξυπηρετεί τις μεγάλες ανάγκες του φυτού σε νερό, το οποίο προσλαμβάνεται από το εξωτερικό στρώμα της ρίζας, όμως ο μεγαλύτερος όγκος του νερού προσλαμβάνεται από τα ριζικά τριχίδια, που βρίσκονται λίγο παραπάνω από την κορυφή της ρίζας. Γενικά θεωρείται ότι τα εφήμερα ριζικά τριχίδια που προέρχονται από την επιδερμίδα της ρίζας, αυξάνουν την απορροφητική τους επιφάνεια και επιτρέπουν την εκμετάλλευση μεγαλύτερου όγκου εδάφους. Το νερό με τα συστατικά του μέσα στο φυτό μετά τα ριζικά τριχιδία θα διασχίσει τα κύτταρα του φλοιού και θα περάσει τα κύτταρα της ενδοδερμίδας, τα οποία περιβάλλονται από την ταινία του Caspary Εικόνα 2.9.. Στη συνέχεια θα περάσει τα κύτταρα του περικυκλίου για να φθάσει στον κεντρικό κύλινδρο της ρίζας, όπου βρίσκεται ο αγγειώδης ιστός, στον οποίο καταλήγει το νερό για να μεταφερθεί πλέον σε μεγάλες αποστάσεις. 41

Εικόνα 2.9. Βασικοί δρόμοι για τη μεταφορά νερού (α) των ανόργανων ιόντων (β) από το έδαφος μέσω επιδερμίδας, φλοιού και τραχειωδών κυττάρων (Καρατάγλης, 1992). Τα ανόργανα ιόντα απορροφούνται ωσμωτικά από τα επιδερμικά κύτταρα, ακολουθούν κατά μήκος τον φλοιό και τελικώς περνούν στα αγγεία (τραχειώδη κύτταρα). Η μεταφορά των ιόντων στα αγγεία προκαλεί πτώση στο υδατικό δυναμικό του αγγείου και συνεπώς το νερό κινείται μέσα στα αγγεία από τα γειτονικά του κύτταρα, ωσμωτικά. Με τον τρόπο αυτό δημιουργείται μία πίεση, η ριζική πίεση που εξαναγκάζει το νερό και τα διαλυμένα ιόντα σε μία ανοδική κίνηση μέσα στο ξύλωμα. Η πίεση αυτή από μόνη της δεν είναι ικανή να ωθήσει ανοδικά το νερό. Πιθανότατα η ροή σε μεγάλα ύψη από το έδαφος να οφείλεται στην διαφορά υδατικού δυναμικού προς τα άνω λόγω του ρεύματος διαπνοής. Μέσω του αγγειακού ιστού, το νερό κινείται από τις ρίζες προς τους βλαστούς για να καταλήξει στα φύλλα, από τα οποία διαφεύγει με την μορφή υδρατμών στην ατμόσφαιρα. Το μεσόφυλλο των περισσότερων φύλλων είναι χαλαρός ιστός με μεγάλους μεσοκυττάριους χώρους, σχεδόν πάντοτε κορεσμένους από υδρατμούς, παρουσιάζοντας υψηλό υδατικό δυναμικό. Στην κάτω επιφάνεια των φύλλων, υπάρχουν τα στόματα, τα οποία επικοινωνούν με τους μεσοκυττάριους χώρους. Με τη βοήθεια επομένως των στομάτων γίνεται η επικοινωνία του εσωτερικού μέρους των φύλλων με τον ατμοσφαιρικό αέρα, ο οποίος λόγω της περιορισμένης περιεκτικότητας σε υδρατμούς παρουσιάζει χαμηλό υδατικό δυναμικό. Συνεπώς υπάρχει συνεχής ροή υδρατμών από τα ανοικτά στόματα των φύλλων προς τον ατμοσφαιρικό αέρα, μία διαδικασία απώλειας υδρατμών που ονομάζεται διαπνοή Εικόνα 2.10.. Δημιουργείται μια αναρροφητική δύναμη των φύλλων, με την οποία μετακινείται το νερό από τα αγγεία προς τα φύλλα, τα οποία με την σειρά τους απορροφούν νερό από τα 42

αγγεία του βλαστού και αυτά από τα αγγεία της ρίζας. Έτσι καταλήγουμε σε ένα ρεύμα διαπνοής, το οποίο τροφοδοτεί το βλαστό με νερό και με τα διαλυμένα στο νερό ανόργανα ιόντα. Εικόνα 2.10. Γενική απεικόνιση πρόσληψης, μεταφοράς και διαπνοής του νερού, σε ένα ανώτερο φυτό (Καρατάγλης, 1992). Τα φυτά που αναπτύσσονται στο έδαφος ή σε θρεπτικό διάλυμα, δεν μπορούν να ξεχωρίσουν ποια από τα στοιχεία που βρίσκονται υπό την μορφή προσλήψιμων ιόντων είναι απαραίτητα ή όχι για αυτά. Μόνο τα πράσινα φυτά και μερικοί μικροοργανισμοί λαμβάνουν μέρος στη διεργασία της πρόσληψης ιόντων από το περιβάλλον. Πιστεύεται ότι, για τα περισσότερα είδη φυτών, η κανονική θρέψη περιλαμβάνει την απορρόφηση υψηλής αναλογίας αζώτου στην μορφή των νιτρικών ΝΟ - 3. Τα φυτά δεν έχουν την ικανότητα να ανάγουν τα νιτρικά και τα μεταφέρουν στα φύλλα τους. Λόγω της ανοργανοποίησης και - νιτροποίησης τα ΝΟ 3 είναι η κύρια πηγή αζώτου N, ανεξάρτητα από την πηγή που χορηγείται. Από το άζωτο, το 70% βρίσκεται στους χλωροπλάστες. Απορρόφηση της νιτρικής μορφής αυξάνει το ph του θρεπτικού διαλύματος, ενώ η αμμωνιακή μορφή προκαλεί μείωση του ph (Θεριός, 1996). 43

Για τους αυτότροφους οργανισμούς (φυτά, φύκη) η βασικότερη πηγή αζώτου είναι τα νιτρικά άλατα του εδάφους. Πριν όμως μεταβολιστούν πρέπει να αναχθούν σε αμμωνιακά (ΝΗ + 4 ). Η διαδικασία αυτή ονομάζεται αναγωγή του αζώτου και συνιστά αφομοίωση των νιτρικών ΝΟ - 3 ιόντων στους ιστούς των πράσινων φυτών παρουσία φωτός σύμφωνα με την γενική αντίδραση: NO 3 NO 2 NH 3 αμινοξ έα {30} - Φαίνεται ότι η ηλιακή ενέργεια παίζει σπουδαίο ρόλο στην αφομοίωση των ΝΟ 3 ιόντων, διότι βρέθηκε πειραματικά ότι εάν τα φυτά μεταφερθούν από το φως στο σκοτάδι, η δραστηριότητα της νιτρικής ρεδουκτάσης μειώνεται, με αποτέλεσμα τη συγκέντρωση νιτρικών αλάτων στα κύτταρα των φύλλων, γεγονός επιβλαβές για τα φυτά (Καρατάγλης, 1992). Η διάθεσή νερού χωρίς κανένα περιορισμό δεν σημαίνει κατά ανάγκη μεγιστοποίηση της απόδοσης των φυτικών καλλιεργειών. Επομένως, οι ανάγκες σε νερό μιας καλλιέργειας πρέπει να προσδιορίζονται και αυτό εκφράζεται από την εξατμισοδιαπνοή της καλλιέργειας. Κατά κανόνα η εξατμισοδιαπνοή αυτή υπολογίζεται ως το γινόμενο της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς με ένα φυτικό συντελεστή που αντιπροσωπεύει τις ιδιαιτερότητες της καλλιέργειας (Allen and Robison, 2007): ETc = Κ ΕΤ {31} c r όπου ET c η εξατμισοδιαπνοή της καλλιέργειας [mm/d -1 ], ET r εξατμισοδιαπνοή αναφοράς μιας καλλιέργειας [mm/d -1 ] και K c αδιάστατος φυτικός συντελεστής. Η εξίσωση {31} που περιγράφει την εξατμισοδιαπνοή αναφοράς ET r, αφορά την εξατμισοδιαπνοή από μία εκτεταμένη επιφάνεια γρασιδιού, ομοιόμορφου ύψους 0,12m που αναπτύσσεται δυναμικά, καλύπτει πλήρως το έδαφος και δεν υποφέρει από έλλειψη νερού και αναφέρεται ως εξίσωση Penman-Monteith. Η εξίσωση FAO (Food and Agriculture Organization of the United Nations) Penman-Monteith είναι η πιο συνήθης για τον υπολογισμό της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς διότι διαμορφώνεται από τις τοπικές κλιματολογικές συνθήκες και έχει την μορφή (Allen et al., 1998): ET r 0.408 Δ = 900 2 s a Tα + 273 {32} ( R G) + γ u ( e e ) n Δ + γ ( 1+ 0.34 u ) όπου ET r η εξατμισοδιαπνοή αναφοράς [mm/d], Δ η κλίση της καμπύλης κορεσμού ατμών πίεσης-θερμοκρασίας [kpa o C -1 ], R n η καθαρή ακτινοβολία στην φυτική επιφάνεια [MJ m -2 d - 1 ], G η εδαφική πυκνότητα ροής θερμοκρασίας στην επιφάνεια του εδάφους [MJ m -2 d -1 ], γ η 2 44

ψυχρομετρική σταθερά [kpa o C -1 ], u 2 η μέση ημερήσια ταχύτητα του ανέμου σε ύψος 2m [m s -1 ], e s η πίεση κορεσμού ατμών σε ύψος 1.5m-2.5m [kpa] υπολογιζόμενη ως η μέση πίεση κορεσμού ατμών στην μέγιστη και ελάχιστη θερμοκρασία του αέρα, e a μέση πραγματική πίεση ατμών σε ύψος 1.5m-2.5m [kpa], T a η μέση ημερήσια θερμοκρασία του αέρα σε ύψος 1.5m-2.5m [ o C]. Από την παραπάνω σχέση είναι προφανές ότι η εξατμισοδιαπνοή αυξάνεται με την αύξηση της έντασης της ηλιακής ακτινοβολίας που εισέρχεται στη φυτική κόμη, του ελλείματος πιέσεως υδρατμών του περιβάλλοντος αέρα και της ολικής αγωγιμότητας των υδρατμών. Στην Ελλάδα, έγινε εκτίμηση της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς ET r με την εξίσωση Penman-Monteith {32}, όπως επιλέχθηκε από τον Παγκόσμιο Οργανισμό Τροφίμων (FAO), χρησιμοποιώντας μέσα μηναία κλιματολογικά δεδομένα, διαφόρων χρονικών περιόδων 66 μετεωρολογικών σταθμών. Διαιρέθηκε σε 14 υδατικά διαμερίσματα Εικόνα 2.11., όπου δίνεται και η κατανομή των σταθμών που χρησιμοποιήθηκαν (Παπαμιχαήλ, 2006). Εικόνα 2.11. Υδατικά διαμερίσματα της Ελλάδας. Οι μέσοι όροι της ανά μήνα μέσης ημερήσιας τιμής της ET r, των σταθμών κάθε υδατικού διαμερίσματος, που εκτιμήθηκαν με την μέθοδο FAO-PM, δίνονται στον Πίνακα 2.1. (Παπαμιχαήλ, 2006). 45

Πίνακας 2.1. Μέσοι όροι της ανά μήνα μέσης ημερήσιας τιμής της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς (ET r ) των σταθμών κάθε υδατικού διαμερίσματος της Ελλάδας, που εκτιμήθηκαν με την μέθοδο FAO Penman-Monteith (P-M). Για τις κλιματικές συνθήκες της Ελλάδας, προσδιορίστηκαν φυτικοί συντελεστές σε τέσσερα στάδια ανάπτυξης για τέσσερις βασικές καλλιέργειες (αραβόσιτος, βαμβάκι, ζαχαρότευτλα, βιομηχανική ντομάτα) και δίνονται στον Πίνακα 2.2. (Παπαμιχαήλ, 2006). Πίνακα 2.2. Φυτικοί συντελεστές κατά στάδιο ανάπτυξης, K c, τεσσάρων βασικών καλλιεργειών, προσαρμοσμένων στις κλιματικές συνθήκες της Ελλάδας, για χρήση με τη συνδυασμένη μέθοδο Penman-Monteith κατά FAO. Εάν η ποσότητα του νερού που χάνεται μέσω της εξατμισοδιαπνοής σε μία καλλιέργεια έκτασης 1 στρέμματος την ημέρα ισούται με 1m 3 νερού/στρέμμα/ημέρα, τότε η ποσότητα της εξατμισοδιαπνοής αντιστοιχεί με 1mm/d. Για τον υπολογισμό της εξατμισοδιαπνοής της καλλιέργειας του γλυκού σόργου, οι τιμές της εξατμισοδιαπνοής 46

αναφοράς πολλαπλασιάστηκαν με τον φυτικό συντελεστή (K c ), συνήθως μικρότερο της μονάδας, προκειμένου να υπολογιστεί η εξατμισοδιαπνοή της καλλιέργειας (ET c ). Οι επιστήμονες του FAO έδωσαν μια σειρά από φυτικούς συντελεστές για διαφορετικά στάδια ανάπτυξης των φυτών. Για το γλυκό σόργο έδωσαν τις τιμές που αναφέρονται στον Πίνακα 2.3., ο οποίος περιλαμβάνει και τιμές του φυτικού συντελεστή των πειραμάτων στην περιοχή της Κωπαΐδας και αφορούσαν τον υπολογισμό της εξατμισοδιαπνοής καλλιέργειας γλυκού σόργου της ποικιλίας Κeller με διαφορετικά επίπεδα άρδευσης (Καμπράνης, 2007). Πίνακας 2.3. Τιμές του συντελεστή Κc (FAO) και Κ c (Dercas and Liakatas, 1999) για το γλυκό σόργo. Οι παράγοντες που επηρεάζουν την εξατμισοδιαπνοή των καλλιεργειών (ET c ), είναι η ηλιακή ακτινοβολία, η υγρασία του αέρα, η θερμοκρασία, η κίνηση του αέρα, η εδαφική υγρασία αλλά και τα ανατομικά και μορφολογικά χαρακτηριστικά του φύλλου (Βογιατζής και Πετρίδου, 2003). Η ημερήσια διακύμανση της διαπνοής ακολουθεί την διακύμανση της ηλιακής ακτινοβολίας και της θερμοκρασίας, Εικόνα 2.12.. Εικόνα 2.12. Η ημερήσια διακύμανση της διαπνοής Α σε αγρό τριφυλλιού, σε σύγκριση με την διακύμανση της έντασης της ηλιακής ακτινοβολίας και της θερμοκρασίας Β. Η εξατμισοδιαπνοή επιταχύνεται όταν ο αέρας που περιβάλλει το φυτό περιέχει λίγη ή και καθόλου υγρασία. Για παράδειγμα, σε ένα χώρο σταθερής θερμοκρασίας 20 C σε κορεσμένη ατμόσφαιρα (σχετική υγρασία=100%) η πίεση υδρατμών είναι 17,54mm Hg, μετά από βροχή (σχετική υγρασία=80%) η πίεση υδρατμών είναι 14,92mm Hg ενώ σε αίθρια 47

μέρα (σχετική υγρασία=50%) η πίεση υδρατμών είναι 8,76mm Hg. Επειδή στους μεσοκυττάριους χώρους του μεσοφύλλου και στις υποστομάτιες κοιλότητες ο αέρας βρίσκεται σε κορεσμό, ενώ το ποσό των υδρατμών του αέρα έξω από το φύλλο είναι πάντοτε μικρότερο, υπάρχει έλλειμμα πίεσης υδρατμών. Παρατηρείται μετακίνηση υδρατμών από το μεσόφυλλο προς την ατμόσφαιρα και όσο μικρότερη είναι η σχετική υγρασία της ατμόσφαιρας, τόσο εντονότερη γίνεται η διαπνοή. Η κίνηση του αέρα επάνω στην επιφάνεια των φύλλων απομακρύνει το στρώμα των υδρατμών, με αποτέλεσμα να αυξάνεται το έλλειμμα πίεσης υδρατμών μεταξύ φύλλων και ατμόσφαιρας. Δηλαδή η απώλεια υγρασίας από τους φυτικούς ιστούς αυξάνεται με την αύξηση της ταχύτητας του ανέμου και ευνοεί την εξατμισοδιαπνοή. Η μείωση της εδαφικής υγρασίας οδηγεί σε μείωση του υδατικού δυναμικού στα κύτταρα του μεσόφυλλου, οπότε αυξάνεται η αντίσταση εξάτμισης και μειώνεται η ταχύτητα διαπνοής. Ο ρυθμός διαπνοής κάθε φυτού εξαρτάται επίσης από το μέγεθος της φυλλικής επιφανείας, την εξωτερική μορφολογία καθώς και από την ανατομική του κατασκευή, Εικόνα 2.13., (Βογιατζής και Πετρίδου, 2003). Σχήμα 2.13. Ανατομική κατασκευή φυτού. 48

ΚΕΦΑΛΑΙΟ 3 ο ΥΛΙΚΑ ΚΑΙ ΜΕΘΟΔΟΙ 3.1. Περιγραφή Πιλοτικής Μονάδας Η πιλοτική μονάδα τεχνητού υγροτόπου μικρής κλίμακας (Εικόνα 3.1.), εγκαταστάθηκε στον Βιολογικό Καθαρισμό του Πανεπιστημίου Πατρών (Απρίλιος-2008), που βρίσκεται στην περιοχή του Ρίου Πατρών, και σχεδιάστηκε ως εξής: Εικόνα 3.1. Πιλοτική μονάδα στον βιολογικό καθαρισμό Πανεπιστημίου Πατρών. Η δεξαμενή τροφοδοσίας λυμάτων με χωρητικότητα 600 λίτρων (κυλινδρική με διαστάσεις διαμέτρου D τ =0,89m και ύψους H τ =1,08m), τροφοδοτούταν με πραγματικά λύματα από τον Βιολογικό Καθαρισμό του Πανεπιστημίου Πατρών. Δύο όμοιες λεκάνες, μία με φύτευση και μία χωρίς, τοποθετήθηκαν παράλληλα και λειτούργησαν με τον ίδιο ασυνεχή τρόπο (draw-fill), προκειμένου να διαλευκανθεί ο ρόλος των φυτών. Οι διαστάσεις τους ήταν ύψους H=0,77m, μήκους L=1,76m και πλάτους W=0,62m, με εμβαδόν επιφανείας περίπου A=1,10m 2. Στις δύο λεκάνες της πιλοτικής μονάδας τοποθετήθηκε ένα παροχόμετρο μεταξύ αυτών και της δεξαμενής τροφοδοσίας. Με την τοποθέτηση βανών εισόδου μετά το παροχόμετρο ελεγχόταν χειροκίνητα η παροχή εισόδου σε κάθε λεκάνη. Για την αποφόρτιση των δύο λεκανών, ώστε να εισέρθουν νέα λύματα, τοποθετήθηκε ένα παροχόμετρο εξόδου για να μετρούνται οι ποσότητες αποφόρτισης και για λόγους ασφαλείας επιπλέον τοποθετήθηκε σωλήνας υπερχείλισης σε κάθε λεκάνη, όπως φαίνεται στην Εικόνα 3.2.. 49

Εικόνα 3.2. Κάτοψη πιλοτικής μονάδας με φυτά και χωρίς φυτά. Οι δύο λεκάνες μετά την κατασκευή τους πληρώθηκαν με χαλίκια σε ύψος 40cm στην είσοδο και στην έξοδο κάθε λεκάνης για μήκος περίπου 20cm, ενώ η ενδιάμεση περιοχή και για μήκος 1,30m πληρώθηκε με χώμα (το συνολικό μήκος κάθε λεκάνης ήταν 1,76m). Η μία από τις δύο λεκάνες φυτεύτηκε με ψαθιά (Typha Latifolia), ενώ η άλλη δεν φυτεύτηκε. Αρχικά οι δύο λεκάνες πληρώθηκαν με νερό και μετά φορτίστηκαν με λύματα, έτσι ώστε συνολικά η στάθμη του υγρού να φθάσει σε ύψος μέχρι 30cm, όπως φαίνεται στην Εικόνα 3.3.. Η φόρτιση των λυμάτων ήταν τέτοια ώστε να επιτευχθεί χρόνος παραμονής στερεών (SRT) τουλάχιστον 25 ημερών. Εικόνα 3.3. Τομή πιλοτικής μονάδας με φυτά. Οι χαρακτηριστικές παράμετροι των λυμάτων και των εκροών των δύο λεκανών που μετρήθηκαν ήταν οι: [BOD 5, COD, TSS, TKN (Kjeldahl), NH 4 -N, NO 3 -N]. Οι μετρήσεις έγιναν εργαστηριακά με τις πρότυπες μεθόδους για τις αναλύσεις του νερού και των αποβλήτων, σύμφωνα με την (APHA, 2005) εκτός για το αμμωνιακό άζωτο NH 3 -N που μετρούνταν με την μέθοδο Nessler (ASTM D1426-08, 2009). Οι μετρήσεις του διαλυμένου 50

οξυγόνου (D.O.) έγιναν με την χρήση οξυγονόμετρου της HACH και οι μετρήσεις του ph με την χρήση πεχάμετρου τύπου CyberScan 10. Οι δειγματοληψίες πραγματοποιούνταν από την δεξαμενή τροφοδοσίας του πιλότου, αμέσως μετά την πλήρωσή της με λύματα, μέσω της βάνας καθαρισμού της και αφού ήδη είχαν τροφοδοτηθεί με τα λύματα οι δύο λεκάνες χωριστά. Τα δείγματα των εκροών των δύο λεκανών λαμβάνονταν στιγμιαία από τις βάνες δειγματοληψίας σε κάθε λεκάνη πριν την αποφόρτισή της. Οι τρόποι προσδιορισμού των χαρακτηριστικών παραμέτρων των λυμάτων περιγράφονται στο Παράρτημα Β., ενώ οι μέθοδοι των εργαστηριακών αναλύσεων παρουσιάζονται στο Παράρτημα Γ.. 3.2. Λειτουργία Πιλοτικής Μονάδας Γενικά η λειτουργία του πειράματος γινόταν χειροκίνητα με τρόπο άντλησηςπλήρωσης (draw-fill). Η παρακολούθησή της γινόταν ανά 3-10 ημέρες για τον 1 ο χρόνο εκτέλεσης του πειράματος από τον Οκτώβριο 2010 έως Σεπτέμβριος 2011 και λαμβάνονταν μετρήσεις για το ύψος της στάθμης του όγκου του υγρού. Αρκετές φορές ήταν απαραίτητο να αφαιρεθεί όγκος υγρού από τις δύο λεκάνες ώστε να τροφοδοτηθούν νέα λύματα. Οι ποσότητες αφαίρεσης του όγκου υγρού μετρούνταν με τα παροχόμετρα εξόδου τους. Η δεξαμενή τροφοδοσίας εφοδιαζόταν με φρέσκα λύματα από τον Βιολογικό Καθαρισμό του Πανεπιστημίου Πατρών. Η φόρτιση υπολογιζόταν σε L/d και ήταν κατάλληλη για την επίτευξη χρόνων παραμονής μεγαλύτερων από 25 ημέρες για την ταυτόχρονη απομάκρυνση BOD 5 και την αποδοτικότερη νιτροποίηση (Rittmann and McCarty, 2001). Οι ποσότητες εισόδου μετρούνταν με το παροχόμετρο εισόδου. Όταν τροφοδοτούταν η λεκάνη με φυτά, ήταν ανοικτή η βάνα εισόδου της και κλειστή η βάνα εισόδου της λεκάνης χωρίς φυτά και ανάστροφα όταν τροφοδοτούταν η λεκάνη χωρίς φυτά (Πίνακες Α.3.1., Α.3.2.-Παράρτημα Α.). Ομοίως και για τις δύο λεκάνες, χωρίς φυτά και με φυτά, η λειτουργία και η παρακολούθησή τους γινόταν ανά 5-14 ημέρες για τον 2 ο χρόνο εκτέλεσης του πειράματος από τον Οκτώβριο 2011 έως τον Σεπτέμβριο 2012. Λαμβάνονταν μετρήσεις για το ύψος της στάθμης του όγκου του υγρού και για τις ποσότητες εισόδου (φόρτιση) και εξόδου (αποφόρτιση) μέσω των παροχόμετρων και για τις δύο λεκάνες (Πίνακες Α.3.3., Α.3.4.- Παράρτημα Α.). Ο ρυθμός φόρτισης (ως είσοδος των λυμάτων) της λεκάνης χωρίς φυτά (Q 1 ) προσδιορίστηκε από τον όγκο φόρτισης (V 1 ) προς κάθε χρονικό διάστημα φόρτισης που διαρκούσε από 15-30min. Ανάλογα προσδιορίστηκε ο ρυθμός αποφόρτισης (ως εκροή) της 51

λεκάνης με φυτά (Q 5 ) από τον όγκο αποφόρτισης (V 5 ) προς κάθε χρονικό διάστημα φόρτισης που διαρκούσε και αυτό από 15-30min (Πίνακας Α.3.5.-Παράρτημα Α.), για το 1 ο έτος λειτουργίας της πιλοτικής μονάδας. Με τον ίδιο τρόπο υπολογίστηκαν και για την λεκάνη με φυτά, οι ρυθμοί φόρτισης (Q 1p ) και αποφόρτισης (Q 5p ), για το 1 ο έτος λειτουργίας της πιλοτικής μονάδας, όπως δίνονται στον Πίνακα Α.3.6.-Παράρτημα Α.. Για το 2 ο έτος λειτουργίας της πιλοτικής μονάδας, οι παραπάνω υπολογισμοί κατά αντιστοιχία και για τις δύο λεκάνες, χωρίς φυτά και με φυτά, δίνονται στον Πίνακα Α.3.7.-Παράρτημα Α. Χρησιμοποιώντας τα δεδομένα (Δτ, V 1, Vi HRTa, 1έτος, Δτ, V 1p, Vi p HRTa_plants, 1έτος, Δτ*, V 1 *, Vi* HRTb, 2έτος, Δτ*, V 1p *, Vi p * HRTb_plants, 2έτος) των Πινάκων Α.3.1-Α.3.4-Παράρτημα Α., υπολογίστηκε γενικά η παροχή (Q= V 1 / Δτ) σε [L/d] για κάθε χρονικό διάστημα και ο χρόνος παραμονής του υγρού (HRT), βάση του γενικού ορισμού του (HRT= V i /Q). Τα αποτελέσματα για τα δύο έτη εκτέλεσης του πειράματος και για τις δυο λεκάνες, δίνονται στις Εικόνες 3.4., 3.5., αντίστοιχα. Ο μέσος χρόνος παραμονής ήταν 30,3 ημέρες για την λεκάνη χωρίς φυτά και 27,6 ημέρες για την λεκάνη με φυτά, για τον 1 ο χρόνο εκτέλεσης του πειράματος. Αντίστοιχα, για τον 2 ο χρόνο εκτέλεσης του πειράματος οι τιμές του χρόνου παραμονής ήταν μεγαλύτερες, επομένως και ο μέσος όρος του, ήταν 38,0 ημέρες για την λεκάνη χωρίς φυτά και 34,2 ημέρες για την λεκάνη με φυτά. 80,0 70,0 60,0 50,0 days 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 0 50 100 150 200 250 300 350 days HRTa HRTa_plants Εικόνα 3.4. Χρόνοι παραμονής υγρού HRT της πιλοτικής μονάδας, 1 ου έτους. 52

days 80,0 70,0 60,0 50,0 40,0 30,0 20,0 10,0 0,0 0 50 100 150 200 250 300 350 days HRTb HRTb_plants Εικόνα 3.5. Χρόνοι παραμονής υγρού HRT της πιλοτικής μονάδας, 2 ου έτους. Το διαλυμένο οξυγόνο (D.O.) μετρούνταν περιστασιακά στις ίδιες χρονικές στιγμές και στις δύο λεκάνες. Οι μετρήσεις δίνονται στις Εικόνες 3.6., 3.7. για το 1 ο έτος και δείχνουν ότι επικρατούν αερόβιες συνθήκες και στις δύο λεκάνες. Ομοίως και για το 2 ο έτος, το διαλυμένο οξυγόνο (D.O.) μετρούνταν περιστασιακά στις ίδιες χρονικές στιγμές και στις δύο λεκάνες. Οι μετρήσεις δίνονται στις παρακάτω Εικόνες 3.8., 3.9, οι οποίες δείχνουν ότι πάλι επικρατούν αερόβιες συνθήκες και στις δύο λεκάνες. Εικόνα 3.6. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 53

Εικόνα 3.7. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 3.8. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 3.9. Συγκέντρωση διαλυμένου οξυγόνου στην λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 54

Στην διάρκεια της χρονικής περιόδου του 1 ου έτους εκτέλεσης του πειράματος Εικόνα 3.10., πραγματοποιήθηκε τρείς φορές συγκομιδή των φυτών (Typha Latifolia) από το άνω μέρος τους και πολύ πάνω από την επιφάνεια του υγρού Εικόνα 3.11.. Εικόνα 3.10. Πιλοτική μονάδα την 16-07-2011 στο 1 ο έτος του πειράματος. Εικόνα 3.11. Λεκάνη με φυτά μετά την συγκομιδή των φυτών, την 16-07-2011. Η μάζα των φυτών που προέκυψε από την συγκομιδή τους, ζυγίστηκε άμεσα και μετρήθηκε το ποσοστό της υγρασίας τους και το ποσοστό του ολικού αζώτου με την μέθοδο Kjeldahl, σε ξηρό φυτό ως ποσοστό βάρους αζώτου ανά ξηρό φυτό (%w/w). 55

Κεφάλαιο 4 ο ΠΕΙΡΑΜΑΤΙΚΑ ΑΠΟΤΕΛΕΣΜΑΤΑ 4.1. Χαρακτηριστικές Παράμετροι Πιλοτικής Μονάδας Το ph των εκροών των δύο λεκανών κυμάνθηκε από 7,92 έως 9,26 στην λεκάνη χωρίς φυτά και από 7,41 έως 7,90, αντίστοιχα, στην λεκάνη με φυτά. Οι παραπάνω τιμές (ph_meas) αναφέρονται στο 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος με λύματα και οι τιμές του ph των λυμάτων στην είσοδο (phin), είναι ίδιες και στις δύο λεκάνες και παρουσιάζονται στις Εικόνες 4.1., 4.2.. Οι μετρήσεις σε BOD 5 και COD των εκροών των δύο λεκανών (BOD 5 _meas και COD_meas) αναφέρονται στο 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος με λύματα και οι τιμές του BOD 5_ in και COD_in των λυμάτων στην είσοδο είναι ίδιες και στις δύο λεκάνες, παρουσιάζονται στις Εικόνες 4.3., 4.4.. Τα ολικά αιωρούμενα στερεά TSS μετρήθηκαν στην τροφοδοσία και στις εκροές των δύο λεκανών, όπως δίνονται στην Εικόνα 4.5.. Οι μετρήσεις των διαφόρων μορφών του αζώτου TKN (Kjeldahl), NH 4 -N, NO3-N των λυμάτων τροφοδοσίας, ίδιες για τις δύο λεκάνες, αλλά και των εκροών της κάθε μία χωριστά, δηλαδή της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά, δίνονται αντίστοιχα στις Εικόνες 4.6., 4.7.. Κατά ανάλογο τρόπο παρουσιάζονται στις Εικόνες 4.8., 4.9., 4.10., 4.11., 4.12., 4.13., 4.14. οι μετρήσεις για τις χαρακτηριστικές παραμέτρους των λυμάτων και των εκροών των δύο λεκανών: [ph, BOD 5,COD, TSS, TKN (Kjeldahl), NH 4 -N, NO 3 -N], για το 2 ο έτος λειτουργίας της πιλοτικής μονάδας. Εικόνα 4.1. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 57

Εικόνα 4.2. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 4.3. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 58

Εικόνα 4.4. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 4.5. Τιμές ολικών αιωρούμενων στερεών TSS των λυμάτων, της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 59

Εικόνα 4.6. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 4.7. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 60

Εικόνα 4.8. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 4.9. Τιμές ph λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 61

Εικόνα 4.10. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 4.11. Τιμές BOD 5 και COD λυμάτων και λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 62

Εικόνα 4.12. Τιμές ολικών αιωρούμενων στερεών TSS των λυμάτων, της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 4.13. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 63

Εικόνα 4.14. Τιμές συγκεντρώσεων μορφών του αζώτου των λυμάτων και της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012 4.2. Υπολογισμοί Ρυθμών Κλιματολογικών Παραμέτρων Από τους Πίνακες Α.3.1. και Α.3.2. παρατηρήθηκε ότι η μεταβολή του όγκου υγρού (ΔV) της λεκάνης χωρίς φυτά ήταν πάντοτε μεγαλύτερη από την αντίστοιχη μεταβολή του όγκου υγρού (ΔV p ) της λεκάνης με φυτά σε κάθε χρονικό διάστημα Δτ του πειράματος. Αυτό αποδίδεται στην απορρόφηση νερού από τα φυτά. Η διαπνοή τους (q 3p ) σε κάθε χρονικό διάστημα προσδιορίστηκε από τη διαφορά της μεταβολής των όγκων υγρού μεταξύ των δύο λεκανών (ΔV) - (ΔV p ). Ο ρυθμός της διαπνοής των φυτών (Q 3p ) στην λεκάνη με φυτά υπολογίστηκε από την ποσότητα (q 3p ) διά τον χρόνο (Δτ) κάθε χρονικού διαστήματος. Υπολογίστηκε με αυτά τα δεδομένα μία μέση μηναία τιμή του ρυθμού διαπνοής (Q 3p_av ) των φυτών στην λεκάνη με φυτά, όπως φαίνεται στον Πίνακα Α.4.1.-Παράρτημα Α.. Οι μεταβολές του όγκου του υγρού και στις δύο λεκάνες, χωρίς φυτά και με φυτά, ήταν είτε θετικές είτε αρνητικές και αποδίδονταν στην βροχόπτωση και στην εξάτμιση από την ελεύθερη επιφάνεια, αντίστοιχα. Οπότε στην λεκάνη χωρίς φυτά προσδιορίστηκαν η θετική μεταβολή του όγκου ως ποσότητα βροχόπτωσης (q 2 ) και η αρνητική μεταβολή του όγκου ως ποσότητα εξάτμισης (q 4 ) με βάση το υδατικό ισοζύγιο: (ΔV) = (q 2 ) - (q 4 ) ως εξής: i) αν (ΔV)>0 τότε (q 2 ) = (ΔV) και (q 4 ) =0 και ii) αν (ΔV)<0 τότε (q 2 ) =0 και (q 4 ) = - (ΔV). Έτσι, οι ρυθμοί της βροχόπτωσης (Q 2 ) και της εξάτμισης (Q 4 ) στην λεκάνη χωρίς φυτά υπολογίστηκαν από τις αντίστοιχες ποσότητες (q 2 ) και (q 4 ) διά τον χρόνο (Δτ) κάθε χρονικού διαστήματος και τα αποτελέσματα δίνονται στον Πίνακα Α.4.2.-Παράρτημα Α.. 64

Αντίστοιχα, στην λεκάνη με φυτά προσδιορίστηκαν τα (q 2p ) και (q 4p ) με βάση το υδατικό ισοζύγιο: (ΔV p ) = (q 2p ) - (q 4p ) - (q 3p ) ως εξής: i) αν (ΔV p ) + (q 3p )>0 τότε (q 2p ) = {(ΔV p ) + (q 3p )} και (q 4p ) =0 και ii) αν (ΔV p )+ (q 3p )<0 τότε (q 2p ) =0 και (q 4p ) = - {(ΔV p ) + (q 3p )}. Έτσι, οι ρυθμοί της βροχόπτωσης (Q 2p ) και της εξάτμισης (Q 4p ) στην λεκάνη με φυτά υπολογίστηκαν από τις αντίστοιχες ποσότητες (q 2p ) και (q 4p ) διά τον χρόνο (Δτ) κάθε χρονικού διαστήματος και τα αποτελέσματα δίνονται στον Πίνακα Α.4.3.-Παράρτημα Α.. Πράγματι οι φαινομενικοί αυτοί ρυθμοί της βροχόπτωσης και της εξάτμισης από την ελεύθερη επιφάνεια είναι ίδιοι και στις δύο λεκάνες, διότι η μόνη διαφορά μεταξύ των λεκανών είναι η παρουσία των φυτών. Από τους Πίνακες Α.3.3 και Α.3.4. παρατηρήθηκε ότι η μεταβολή του όγκου υγρού (ΔV*) της λεκάνης χωρίς φυτά ήταν πάντοτε μεγαλύτερη από την αντίστοιχη μεταβολή του όγκου υγρού (ΔV p *) της λεκάνης με φυτά σε κάθε χρονικό διάστημα ημερών εκτέλεσης του πειράματος για το 2 ο έτος. Με την παραδοχή ότι τα φυτά απορροφούν κάποια ελάχιστη ποσότητα νερού (q 3min ) ακόμα και τους χειμερινούς μήνες για τα χρονικά διαστήματα του πειράματος με αθροιστική βροχόπτωση μηδενική, παρατηρήθηκε από τις μετρήσεις αυτές ότι η ποσότητα αυτή ήταν 2,2 λίτρα (Πίνακας Α.4.1.-Παράρτημα Α.) για διάστημα 4 ημερών, ήτοι 0,55 λίτρα την ημέρα. Επομένως η μεταβολή του όγκου υγρού (ΔV p *) της λεκάνης με φυτά θεωρήθηκε αυξημένη κατά 2,2 λίτρα την ημέρα στο χρονικό διάστημα του πειράματος από 3-12-2011 έως 10-12-2012, ώστε αυτή η μεταβολή να μην εμφανίζει ποτέ αρνητική τιμή. Όπως προαναφέρθηκε η ποσότητα διαπνοής των φυτών (q* 3p ) προσδιορίστηκε από τη διαφορά (ΔV*) - (ΔVp*). Ο ρυθμός της διαπνοής των φυτών (Q* 3p ) στην λεκάνη με φυτά υπολογίστηκε από την ποσότητα (q* 3p ) διά τον χρόνο (Δτ) κάθε χρονικού διαστήματος. Υπολογίστηκε με αυτά τα δεδομένα και για το 2 ο έτος, μία μέση μηναία τιμή του ρυθμού διαπνοής (Q* 3p_av ) των φυτών στην λεκάνη με φυτά, όπως φαίνεται στον Πίνακα Α.4.4.- Παράρτημα Α.. Οι υπολογισμοί των ρυθμών βροχόπτωσης και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας στην λεκάνη χωρίς φυτά και στην λεκάνη με φυτά για το 2 ο έτος (Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012), δίνονται στους Πίνακες Α.4.5.και Α.4.6.-Παράρτημα Α.. 4.3. Αποτελέσματα συγκομιδής φυτών. 4.1.. Τα αποτελέσματα ανάλυσης με την συγκομιδή των φυτών συνοψίζονται στον Πίνακα 65

Πίνακας 4.1. Αποτελέσματα μετρήσεων μετά την συγκομιδή φυτών από την πιλοτική μονάδα για το 1 ο έτος λειτουργίας. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Συνολική Περίοδος συγκομιδής Βάρος Βάρος ξηρών Συνολικός χρόνος ποσότητα ξηρού φυτού κάθε Ποσοστό αζώτου ανά ξηρό φυτών Υγρασία φυτών περιόδου περιόδου φυτό days g plants % mg plants days mg plants/d %w/w 1 η (1 η -119 η ) 462 0,485 224.070 119 1.882 0,13 2 η (120 η 289 η ) 1532 0,836 251.248 170 1.477 1,78 3 η (290 η 364 η ) 1216 0,933 81.472 75 1.086 2,19 Με την χρήση του υπολογιστικού προγράμματος REF ET (Allen, 2008) προσδιορίζεται η εξατμισοδιαπνοή αναφοράς (ET r ) σύμφωνα με την μέθοδο FAO-Penman- Monteith (Παράρτημα Δ.), βάση της εξίσωσης {32}. Χρησιμοποιήθηκαν κλιματολογικά δεδομένα της περιοχής από τον πιο κοντινό μετεωρολογικό σταθμό (του Ρίου Πατρών) που ανήκει στο Εθνικό Αστεροσκοπείο Αθηνών, για την αντίστοιχη χρονική περίοδο της εκτέλεσης του πειράματος: 1 ο έτος (Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011). Τα κλιματολογικά αυτά δεδομένα και ο αντίστοιχος υπολογισμός της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς, συνοψίζονται στον Πίνακα Α.4.7.-Παράρτημα Α.. Ο υπολογισμός της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς για την περιοχή του Ρίου Πατρών του Πίνακα Α.4.7., δίνει αποτελέσματα συγκρίσιμα με αυτά για την Περιφερειακή Ενότητα Αχαΐας ως υδατικό διαμέρισμα 2 (Εικόνα 2.11.) με τις τιμές να δίνονται στην 2 η γραμμή του Πίνακα 2.1.. Για τον υπολογισμό της εξατμισοδιαπνοής καλλιέργειας (ET C ) χρησιμοποιείται η εξίσωση {31} και από τους Πίνακες 2.2. και 2.3. δίνονται φυτικοί συντελεστές K c για διάφορα είδη καλλιεργειών. Επιλέχθηκαν τα φυτά, γλυκό σόργο και τεύτλα, διότι μοιάζουν κατά κάποιο τρόπο ή είναι παρεμφερή στην δομή τους με τα μακρόφυτα που φυτεύονται σε τεχνητούς υγροτόπους όπως το Typha Latifolia. Εκτιμώντας τιμές των φυτικών συντελεστών για κάθε μήνα και αξιοποιώντας τα αποτελέσματα της εξατμισοδιαπνοής αναφοράς, υπολογίστηκαν η εξατμισοδιαπνοή της καλλιέργειας του γλυκού σόργου και των τεύτλων. Οι υπολογιζόμενες τιμές τους για κάθε μήνα δίνονται στον Πίνακα Α.4.8.- Παράρτημα Α.. Αφού έχει προσδιοριστεί η μέση μηναία ημερήσια τιμή (Q 3p_av ) της διαπνοής των φυτών (Typha Latifolia) για το 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος σε [L/d] (Πίνακας Α.4.1.- Παράρτημα Α.) και για εμβαδόν επιφανείας 1,10 τ.μ., γίνεται σύγκρισή της (Q 3plants ) στην 66

Εικόνα 4.15., με τις τιμές της εξατμισοδιαπνοής καλλιέργειας του γλυκού σόργου και τεύτλων σε [mm/d], Πίνακας Α.4.9.-Παράρτημα Α.. Εικόνα 4.15. Τιμές διαπνοής Typha Latifolia για το 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος και εξατμισοδιαπνοής σόργου και τεύτλων. Να σημειωθεί ότι η εξατμισοδιαπνοή αναφέρεται σε πυκνή βλάστηση με αποτέλεσμα την μέγιστη κάλυψη της επιφανείας, ενώ η διαπνοή αναφέρεται σε αραιή βλάστηση με αποτέλεσμα την δημιουργία εμφανής ελεύθερης επιφάνειας. Κατά την εκτέλεση του πειράματος εκτιμήθηκε η κάλυψη των φυτών μέχρι 10% περίπου της συνολικής επιφάνειας της λεκάνης φύτευσης, αφού μετρήθηκαν περίπου 20-25 φυτά με μέση διάμετρο 4-8 cm κατά την καλοκαιρινή περίοδο. Αντίστοιχα έχει προσδιοριστεί η μέση μηναία ημερήσια τιμή (Q* 3p_av ) της διαπνοής των φυτών (Typha Latifolia) για το 2 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος σε [L/d] (Πίνακας Α.4.4.-Παράρτημα Α.) και για εμβαδόν επιφανείας 1,10 τ.μ., υπολογίστηκε το (Q* 3plants ), Εικόνα 4.16.. Εικόνα 4.16. Μέσες μηνιαίες τιμές διαπνοής Typha Latifolia για το 1 ο (Q 3plants ) και 2 ο* (Q* 3plants ) έτος του πειράματος. 67

Ορίζεται ένας συντελεστής a _dry [mg_dry_plants/l], ο οποίος ισούται με τον λόγο της συνολικής ποσότητας του ξηρού φυτού σε κάθε περίοδο συγκομιδής [mg_plants/d] (Πίνακας 4.1), προς το άθροισμα της μέσης μηναίας ημερήσιας τιμής (Q 3p_av ) σε κάθε περίοδο συγκομιδής. Από τον Πίνακα Α.4.9., χρησιμοποιήθηκε η μέση μηναία ημερήσια τιμή (Q 3p_av ) της διαπνοής των φυτών (Typha Latifolia) για το 1 ο έτος του πειράματος σε [L/d]. Έτσι υπολογίστηκε για κάθε μήνα η μέση ημερήσια ποσότητα αύξησης ξηρού φυτού m_dry [mg_plants/d]. Εκτιμήθηκε η απορρόφηση του αζώτου από τα φυτά, με βάση τις πειραματικές μετρήσεις της συγκομιδής των φυτών. Από τον Πίνακα 4.1., εάν το ποσοστό βάρους αζώτου ανά ξηρό φυτό (%w/w) για τις τρείς περιόδους συγκομιδής στην χρονική διάρκεια ενός έτους, αναχθεί σε μέσο όρο ανά μήνα meas_τn_plant [%mgn/dry_plant] (Πίνακας Α.4.10.- Παράρτημα Α.), τότε προκύπτει ένας ετήσιος μέρος όρος 1,33% [mgn/ξηρό φυτό], ο οποίος είναι σε συμφωνία με το ετήσιο μέσο ποσοστό 1,37% [mgn/ξηρό φυτό] για τα φυτά (Typha Latifolia) που δίνουν οι Boyd and Hess, (1970). 68

ΚΕΦΑΛΑΙΟ 5 ο ΑΝΑΠΤΥΞΗ ΜΑΘΗΜΑΤΙΚΟΥ ΜΟΝΤΕΛΟΥ ΓΙΑ ΤΗΝ ΠΡΟΣΟΜΟΙΩΣΗ ΥΓΡΟΤΟΠΟΥ 5.1. Επισκόπηση Μοντέλων Υγροτόπων Η κατανόηση των διεργασιών που λαμβάνουν χώρα σε έναν τεχνητό υγρότοπο αντικατοπτρίζονται από τις παραδοχές που υιοθετεί ένα μοντέλο προσομοίωσής τους. Είναι σημαντικό η μοντελοποίηση να αντανακλά τις βασικές διεργασίες που περιγράφουν επαρκώς την συμπεριφορά τέτοιων συστημάτων επεξεργασίας υγρών αποβλήτων. Βασικοί στόχοι της μοντελοποίησης είναι η επιτυχής πρόβλεψη της συμπεριφοράς τους σε μεταβαλλόμενες λειτουργικές και φυσικές συνθήκες αλλά και η διευκόλυνση ενός αποτελεσματικού σχεδιασμού τους. Τα μοντέλα μέχρι σήμερα έχουν κατηγοριοποιηθεί σε δύο κύριες κατηγορίες: α) τα τύπου «μαύρου-κουτιού» (black-box) και β) τα βασιζόμενα στις βασικές φυσικοχημικές και βιολογικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα. Στην πρώτη κατηγορία, τα μοντέλα βασίζονται σε δεδομένα εισόδου και εξόδου, χωρίς να περιγράφουν τις βασικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα. Αυτό οδηγεί σε μία απλή συσχέτιση μεταξύ των χαρακτηριστικών της εισροής και της εκροής του συστήματος, με αποτέλεσμα οι παράμετροι του μοντέλου να είναι χρονικά εξαρτώμενες και η προβλεπτική ικανότητα του μοντέλου να είναι περιορισμένη. Ένα τέτοιο μοντέλο χαρακτηρίζεται ως μοντέλο προσαρμογής (regression model) και απαιτείται η σύγκριση των εμπειρικών του εξισώσεων με ευρύ πλήθος διαφορετικής κλίμακας υγροτόπων σε διαφορετικά είδη φύτευσης. Διάφορες τέτοιες γραμμικές εξισώσεις παλινδρόμησης αναφέρονται συνοπτικά από την βιβλιογραφία για τεχνητούς υγροτόπους υπόγειας ροής, με συντελεστές συσχέτισης R 2 των συγκεντρώσεων εισόδου και εξόδου της οργανικής ύλης και αζωτούχου φορτίου, να κυμαίνονται από 0,33-0,74 και 0,45-0,72, αντίστοιχα (Ακράτος, 2006). Στα μοντέλα της δεύτερης κατηγορίας περιγράφονται οι βασικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα, εφόσον αυτά προσομοιώνουν τις αντιδράσεις μετασχηματισμού ή μεταφοράς των ρύπων και προσδιορίζουν την συνεισφορά των μικροβιακών αντιδράσεων στην απομάκρυνση κάθε ρύπου. Τέτοια μοντέλα είναι το Constructed Wetland 2 Dimensions (CW2D)) ή (two-dimensional (2D) mechanistic model, αντίστοιχα (Kumar and Zhao, 2011). Τελικώς μετά από ανασκόπησή τους, προτείνουν την ανάπτυξη μοντέλου βασισμένου σε διεργασίες, το οποίο να περιγράφει τις βασικές διεργασίες που συμβαίνουν μέσα στους τεχνητούς υγροτόπους. 69

Το πλεονέκτημα ενός μοντέλου της δεύτερης κατηγορίας είναι η δυνατότητά του να ποσοτικοποιεί του ρυθμούς των βασικών διεργασιών μέσα από εργαστηριακά αποτελέσματα και έτσι να καθίσταται κατάλληλο για τον σχεδιασμό μονάδων πλήρους κλίμακας. Τα διάφορα είδη φύτευσης επίσης πρέπει να ερευνούνται για την συνεισφορά τους στους ρυθμούς απομάκρυνσης των ρύπων, εκτιμώντας πως η παραγωγή τους επηρεάζει συνολικά την απόδοση του τεχνητού υγροτόπου (Haberl et al, 2003). Η εφαρμογή του μοντέλου CW2D σε έναν υποεπιφανειακής ροής τεχνητό υγρότοπο, έδειξε την εξάρτηση των αντιδράσεων μετατροπής των διάφορων μορφών αζώτου από την θερμοκρασία του νερού. Οι τιμές των παραμέτρων του μοντέλου δεν ήταν κατάλληλες για την προσομοίωση του ρυθμού της νιτροποίησης σε χαμηλές θερμοκρασίες, με αποτέλεσμα να υπερεκτιμούνται οι συγκεντρώσεις του αμμωνιακού αζώτου (ΝΗ 4 -Ν) στην εκροή του τεχνητού υγροτόπου. Η έρευνα αυτή έγινε από τον Langergraber, (2007), ο οποίος προτείνει την εύρεση κατάλληλης μορφής μοντέλου με δυνατότητα για την ταυτόχρονη προσομοίωση της συμπεριφοράς ενός τεχνητού υγροτόπου τόσο σε υψηλές όσο και σε χαμηλές θερμοκρασίες. Άλλες έρευνες ακολουθούν διαφορετική θεώρηση για το πώς θα προσεγγίσουν και θα προβλέψουν την αποδοτικότητα ενός τεχνητού υγροτόπου μέσα από την χρήση υπολογιστικών εργαλείων. Τέτοια προσέγγιση κάνουν τα μοντέλα τύπου «Ασαφούς λογικής» (Fuzzy logic). Αυτά επαληθεύουν τα πειραματικά αποτελέσματα από πιλοτικές αλλά και πραγματικές εγκαταστάσεις, χρησιμοποιώντας λογικούς κανόνες για την συμπεριφορά των τεχνητών υγροτόπων (Kotti et al., 2013). Αρκετές μελέτες έχουν γίνει για την ανάπτυξη διάφορων μοντέλων προσομοίωσης, μέσα από τις οποίες αναδείχθηκαν θετικά και αρνητικά σημεία για κάθε τύπο μοντέλου. Για παράδειγμα, η υπόθεση ότι οι βιοχημικές διεργασίες ακολουθούν κινητική τύπου Monod, προσεγγίζει πολύ καλά την παρατηρούμενη συμπεριφορά του τεχνητού υγροτόπου, διότι μπορεί να προβλέπει την ενδιάμεση συμπεριφορά μεταξύ της κινητικής των ρυθμών τους 1 ης τάξης και μηδενικής τάξης. Αυτό εξασφαλίζει την αποφυγή της υπερδιαστασιολόγησης ή της υποδιαστασιολόγησης των εγκαταστάσεων των τεχνητών υγροτόπων γιατί μπορούν να προβλεφθούν ικανοποιητικά οι ρυθμοί των βιοχημικών αντιδράσεων (Mitchell and McNevin, 2001). Η συνήθης χρήση της κινητικής 1 ης τάξης, βασισμένη μόνο σε δεδομένα της εισροής και της εκροής του τεχνητού υγροτόπου, δεν μπορεί να περιγράψει ικανοποιητικά την συμπεριφορά του για μεταβαλλόμενες συνθήκες. Η διακύμανση που παρατηρείται στις σταθερές των ρυθμών οφείλεται στην μη εξάρτησή τους από τις συγκεντρώσεις εισροής και την υδραυλική φόρτιση εισόδου, με αποτέλεσμα να θεωρείται 70

ακατάλληλη η εφαρμογή τους στον σχεδιασμό των τεχνητών υγροτόπων (Kadlec, 2000). Οι τιμές των παραμέτρων μοντέλων 1 ης τάξης αναφέρονται συνοπτικά από την βιβλιογραφία για τεχνητούς υγροτόπους υπόγειας ροής με διαφορετικό εύρος τιμών για τις ίδιες παραμέτρους (Ακράτος, 2006). Μία εναλλακτική προσέγγιση για την ανάπτυξη μοντέλων περιβαλλοντικών διεργασιών (U.S.EPA, 2000) είναι η δομή τους να ακολουθήσει την προσέγγιση των μοντέλων ενεργού ιλύος που ανέπτυξε η ομάδα εργασίας της IWA (Henze et al., 1987), (Gujer et al., 1999). Ένα τέτοιου τύπου μοντέλο περιλαμβάνει τις βασικές βιολογικές και φυσικοχημικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα και μπορούν για μεγάλο εύρος λειτουργικών συνθηκών, να περιγράψουν ικανοποιητικά την εξάρτηση των σημαντικών μεταβλητών (συγκεντρώσεις βασικών ρύπων) από τις λειτουργικές συνθήκες (π.χ. τον χρόνο παραμονής, την θερμοκρασία κλπ.). Έτσι αποφεύγεται μία ευρεία διακύμανση των τιμών των παραμέτρων του μοντέλου για διαφορετικές συνθήκες λειτουργίας. 5.2. Τύποι Βιοντιδραστήρων Η απόδοση ενός τεχνητού υγροτόπου εξαρτάται από τον τύπο του βιοαντιδραστήρα που μπορεί να περιγράψει τις συνθήκες ανάμιξης του υγρού στον υγρότοπο και τον τρόπο λειτουργίας του. Όσο αφορά τις συνθήκες ανάμιξης δύο είναι οι βασικοί τύποι βιοαντιδραστήρων: α) Αναδευόμενος β) Αυλωτός. Ένας αναδευόμενος βιοαντιδραστήρας θεωρείται ιδανικός όταν υπάρχει ομοιογένεια ως προς την σύσταση και την θερμοκρασία. Διακρίνουμε τρείς βασικούς τρόπους λειτουργίας ενός αναδευόμενου βιοαντιδραστήρα: α1) Διαλείποντος έργου (Batch), όπου η παροχή στην είσοδο και στην έξοδο είναι μηδενική, δηλαδή το σύστημα είναι κλειστό ως προς την μεταφορά μάζας και έχει σύσταση που μεταβάλλεται χρονικά, α2) ΗμιΔιαλείποντος έργου (SemiBatch), όπου η παροχή εισόδου (τροφοδοσία) είναι συνεχής ενώ η παροχή εξόδου είναι μηδενική, και ο όγκος του αντιδρώντος διαλύματος μεταβάλλεται αυξητικά με τον χρόνο και α3) Συνεχούς λειτουργίας (CSTR), όπου η παροχή εισόδου και εξόδου είναι συνεχείς και ίσες με αποτέλεσμα και ο λειτουργικός όγκος να παραμένει σταθερός με τον χρόνο. Ο αυλωτός αντιδραστήρας (PFR) είναι απαραιτήτως συνεχούς λειτουργίας και θεωρείται ιδανικός, όταν το υγρό κινείται σταθερά σε μία μόνο κατεύθυνση, παράλληλα με τον άξονα του, χωρίς αξονική διάχυση. 71

Για τον σχεδιασμό των βιοαντιδραστήρων απαιτούνται να είναι γνωστές οι βέλτιστες συνθήκες λειτουργίας (ph, D.O. και θερμοκρασία), και το είδος των βιοδιεργασιών που λαμβάνουν χώρα με την χρήση ισοζυγίων μάζας (περιλαμβάνοντας και την κινητική τους). Όσο αφορά στην σύγκριση των τρόπων λειτουργίας των διαφόρων τύπων βιοαντιδραστήρων επισημαίνουμε ότι: ο αντιδραστήρας διαλείποντος έργου (Batch) είναι ευκολότερο να διατηρηθεί αμόλυντος από ανεπιθύμητους οργανισμούς, ενώ ο αντιδραστήρας συνεχούς λειτουργίας (CSTR), όπως και ο αυλωτός, εφόσον δέχονται σταθερής σύστασης και παροχής τροφοδοσία λειτουργούν συνήθως σε μόνιμη κατάσταση, κάτι που επιτρέπει τον εύκολο αυτοματισμό, δεν απαιτούν συχνή επανεκκίνηση με φάση καθυστέρησης και δίνουν μεγαλύτερη παραγωγικότητα. Ο αυλωτός βιοαντιδραστήρας πρέπει να τροφοδοτείται συνεχώς με μικροβιακή μάζα, κάτι που δεν απαιτείται για τον αντιδραστήρα τύπου CSTR. Έτσι ένας αυλωτός βιοαντιδραστήρας συχνά περιλαμβάνει ανακυκλοφορία για την διασφάλιση της ύπαρξης μικροβιακής βιομάζας. Ο στόχος της κάθε βιοδιεργασίας είναι η απομάκρυνση κάποιου συστατικού ή η παραγωγή βιομάζας ή η παραγωγή κάποιου μεταβολικού προϊόντος. Εάν θέλουμε να μεγιστοποιήσουμε την απομάκρυνση του ανεπιθύμητου υποστρώματος, μπορούμε να έχουμε ως δείκτη την συγκέντρωση τους στην απορροή ή την ποσότητα που απομακρύνουμε (δείκτης βελτιστοποίησης I=D (S o -S) όπου D: ο ρυθμός αραίωσης αντίστροφος του υδραυλικού χρόνου παραμονής, S o η συγκέντρωση του συστατικού στην τροφοδοσία και S στην απορροή). Όταν ο στόχος είναι η πλήρης κατανάλωση υποστρώματος ή η μεγιστοποίηση της τελικής συγκέντρωσης του προϊόντος, ο βέλτιστος τρόπος λειτουργίας είναι για D=0 (μηδενική τροφοδοσία), δηλ. λειτουργία διαλείποντος έργου. Ο αντιδραστήρας διαλείποντος έργου μπορεί να θεωρηθεί επομένως ως οριακή περίπτωση του αντιδραστήρα συνεχούς λειτουργίας για μηδενικό ρυθμό αραίωσης. Στην περίπτωση του αντιδραστήρα συνεχούς λειτουργίας, ένα βασικό πρόβλημα είναι ο περιορισμός του ρυθμού αραίωσης D προκειμένου να αποφευχθεί η έκπλυση των μικροβιακών κυττάρων. Ένας τρόπος για να αυξηθεί η συγκέντρωση των κυττάρων στον αντιδραστήρα και επομένως και ο συνολικός ρυθμός ανάπτυξης, είναι η μερική επαναφορά των κυττάρων στο σύστημα με ανακυκλοφορία, αφού προηγηθεί κάποιος διαχωρισμός στο ρεύμα απορροής (έξοδος) με διήθηση, καθίζηση ή με συνεχή φυγοκέντριση. Εναλλακτικά, μπορεί να επιτευχθεί με την διάθεση κάποιου πληρωτικού υλικού πάνω στο οποίο μπορεί να αναπτυχθεί βιοφίλμ. 72

Οι αντιδραστήρες συνεχούς λειτουργίας συνήθως λειτουργούν σε μόνιμη κατάσταση. Ο ρυθμός αραίωσης, η συγκέντρωση του θρεπτικού συστατικού, η θερμοκρασία και το ph, ρυθμίζονται σε σταθερές τιμές που μεγιστοποιούν την αποδοτικότητα της διεργασίας. Η συνολική παραγωγικότητα της διεργασίας όταν στοχεύει στην απομάκρυνση κάποιου θρεπτικού συστατικού, εξαρτάται από δύο παράγοντες, την συγκέντρωση των κυττάρων μέσα στον αντιδραστήρα και τον ειδικό ρυθμό παραγωγής ή κατανάλωσης της ουσίας που ενδιαφέρει. Προκειμένου να βελτιώσουμε την παραγωγικότητα, μπορούμε να χρησιμοποιήσουμε δύο αντιδραστήρες εν σειρά. Ο πρώτος αντιδραστήρας διατηρείται σε συνθήκες που μεγιστοποιούν την βιομάζα και ο δεύτερος σε συνθήκες που είναι βέλτιστες όσο αφορά τον ειδικό ρυθμό παραγωγής ή κατανάλωσης. Ο αυλωτός αντιδραστήρας μπορεί να χρησιμοποιηθεί είτε εν σειρά μετά από αναδευόμενο, είτε όπως προαναφέρθηκε, εφόσον εξασφαλίσουμε μερική ανακυκλοφορία (Λυμπεράτος, 1993). Κάθε πραγματικός αντιδραστήρας συνεχούς λειτουργίας έχει ενδιάμεση υδραυλική συμπεριφορά μεταξύ ενός αυλωτού και ενός τύπου CSTR αντιδραστήρα. Αντιδραστήρες με μεγάλους χρόνους παραμονής και μικρά βάθη, όπως οι αεριζόμενες λίμνες, δεν ενεργούν ούτε ως (CSTR) ούτε ως (PFR) αντιδραστήρες, αλλά έχουν ενδιάμεση συμπεριφορά. Η συγκέντρωση εκροής για την περίπτωση αυτή μπορεί να περιγραφεί με την παρακάτω εξίσωση (Wehner and Wilhelm, 1956): S S 0 2 d 4 a e = {33} (1 + a) 2 e a 2 d 1 (1 a 2 e a 2 d ) D θ a = 1 + 4 kl θ d και d = 2 L όπου S η συγκέντρωση υποστρώματος στον αντιδραστήρα [mg /L], S 0 η συγκέντρωση υποστρώματος στην είσοδο του αντιδραστήρα [mg /L], k l η κινητική σταθερά ρυθμού αντίδρασης 1 ης τάξης [d -1 ], θ ο χρόνος παραμονής [d], D ο αξονικός (κατά μήκος) συντελεστής διασποράς [m 2 /d] και L το χαρακτηριστικό μήκος [m]. Σύγκριση της απόδοσης αφαίρεσης BOD 5 ανάμεσα σε ένα συνεχώς αναδευόμενο αντιδραστήρα και σε ένα ροής κατά μήκος αντιδραστήρα σε συνάρτηση με το αδιάστατο γινόμενο (k l θ) ή (k l V/Q 0 ), δίνεται στην Εικόνα 5.1., όπου V ο όγκος του αντιδραστήρα [m 3 ] και Q 0 η παροχή εισόδου στον αντιδραστήρα [m 3 /d]. 73

Είναι προφανές ότι οι τιμές της κινητικής σταθεράς 1 ης τάξης (k l ) που λαμβάνονται υπόψη σχετίζεται με το μοντέλο του αντιδραστήρα που ακολουθείται. Για αυλωτό αντιδραστήρα (PFR), οι τιμές της είναι χαμηλότερες από αυτές για αντιδραστήρα (CSTR). Το συμπέρασμα είναι ότι οι φαινομενικές αυτές τιμές που προέρχονται από την υπόθεση μοντέλου λειτουργίας ενός αντιδραστήρα δεν μπορούν να εφαρμοστούν για έναν άλλο αντιδραστήρα. Ένα άλλο χαρακτηριστικό είναι η ευρεία διακύμανση τους (Rittmann and McCarty, 2001). Εικόνα 5.1. Σύγκριση αντιδραστήρων CSTR και PFR για διάφορες τιμές του αδιάστατου αριθμού διασποράς d. Οι τιμές της (k l ) βρέθηκαν να κυμαίνονται από 0,17 έως 0,25 [d -1 ] για δύο διαφορετικές λεκάνες σταθεροποίησης υποθέτοντας μοντέλο αντιδραστήρα CSTR. Οι μηνιαίες τιμές όμως βρέθηκαν να κυμαίνονται σε μεγαλύτερο εύρος, από 0,03 έως 0,40 [d -1 ] (Ellis and Rodrigues, 1995). Η βασική υπόθεση ότι ένας υγρότοπος λειτουργεί ως αντιδραστήρας CSTR, εμφανίζει αξιοσημείωτη επίδραση στα αποτελέσματα του μοντέλου. Όταν συγκρίνονται τα αποτελέσματα του μοντέλου και τα πειραματικά δεδομένα, είναι φανερό ότι οι καμπύλες των συγκεντρώσεων στην εκροή του αντιδραστήρα που προβλέπει το μοντέλο είναι πιο ομαλές. Επίσης το μοντέλο είναι πιο ευαίσθητο στις αλλαγές των παραμέτρων του οι οποίες επηρεάζουν την μικροβιακή ανάπτυξη και την χρήση του υποστρώματος άμεσα (Wynn and Liehr, 2001). Στην πιλοτική μονάδα, τόσο η λεκάνη με φυτά, όσο και η λεκάνη χωρίς φυτά παρουσίασαν ομοιογένεια όσο αφορά στη θερμοκρασία και στη σύσταση και επομένως για λόγους προσομοίωσης θεωρήθηκαν και οι δύο λεκάνες ως βιοαντιδραστήρες τύπου CSTR. 5.3. Το Μοντέλο τύπου IAWRPC Η IAWPRC (International Association on Water Pollution Research and Control), πρόδρομος της επιστημονικής εταιρείας IWA (International Water Association), όρισε το 74

έτος 1983, Ομάδα Εργασίας για να μελετήσει την μοντελοποίηση συστημάτων αιωρούμενης βιομάζας (ενεργού ιλύος) σχεδιασμένων για αφαίρεση οργανικού υλικού, νιτροποίηση και απονιτροποίηση ώστε να προσομοιώνει την λειτουργία τέτοιων συστημάτων. Η λογική του μοντέλου τύπου IAWPRC βασίζεται στην αναγραφή των ισοζυγίων μάζας ως προς τα διάφορα συστατικά που συμμετέχουν στις βιοχημικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα στα συστήματα επεξεργασίας. Εάν C A o και C A είναι η συγκέντρωση ενός συστατικού στην τροφοδοσία του συστήματος επεξεργασίας με παροχή Q και στον όγκο V υγρού επεξεργασίας, αντίστοιχα, τότε το ισοζύγιο μάζας για το συστατικό Α γράφεται ως εξής: (dc A /dt) V = Q C A o - Q C A +r A V {34} όπου r A = ο ρυθμός παραγωγής του συστατικού στον όγκο υγρού επεξεργασίας. Είναι προφανές ότι ο σημαντικός αριθμός των συστατικών και των βιοχημικών διεργασιών που λαμβάνουν χώρα σε τέτοια συστήματα, δημιουργούν πολυπλοκότητα στους υπολογισμούς επίλυσης των ισοζυγίων μάζας τους, και για αυτό απαιτείται κατάλληλος τρόπος για την παράθεση των στοιχείων τους (συστατικά, διεργασίες), ώστε να διευκολύνεται η ανάγνωσή τους και η εισαγωγή τους σε διάφορα προγράμματα ανάλυσης και επεξεργασίας. Ο τρόπος που έχει υιοθετηθεί από την IAWPRC για την παρουσία των στοιχείων είναι σε μορφή πίνακα (matrix). Ο πίνακας αυτός αποτελείται από γραμμές (j), που αντιστοιχούν στις διεργασίες και από στήλες (i) που αντιστοιχούν στα συστατικά (μεταβλητές κατάστασης). Η τελευταία δεξιά στήλη περιλαμβάνει τον ρυθμό της διεργασίας που αντιστοιχεί στην κάθε γραμμή. Στα κελιά τομής των διεργασιών με τα συστατικά τοποθετούνται οι αντίστοιχοι στοιχειομετρικοί συντελεστές. Οι στοιχειομετρικοί συντελεστές πολλαπλασιάζουν τους ρυθμούς των διαφόρων διεργασιών και το άθροισμα των μερικών γινομένων που προκύπτει για κάθε συστατικό δίνει τον ρυθμό μεταβολής του συστατικού αυτού, όπως επιβάλλεται από τις διεργασίες στις οποίες συμμετέχει. Για τον προσδιορισμό της ανάπτυξης της μικροβιακής βιομάζας συχνά χρησιμοποιείται η εκτίμηση μιας παρατηρούμενης παραγωγής ιλύος ή γίνεται προσδιορισμός επί τη βάσει των διεργασιών που οδηγούν σε παραγωγή ιλύος. Έτσι, η ποσότητα της ιλύος που παράγεται ημερησίως και συνεπώς μπορεί να απομακρυνθεί, μπορεί να εκτιμηθεί χρησιμοποιώντας την σχέση: P 0 = Y Q ( S ) {35} X, VSS obs S Οι παρατηρούμενοι συντελεστές Y obs απόδοσης πτητικών αιωρούμενων στερεών, που βασίζονται στο BOD, παρουσιάζονται στην Εικόνα 5.2.. Η φαινομενική αυτή απόδοση είναι 75

μεγαλύτερη όταν δεν χρησιμοποιείται πρωτοβάθμια επεξεργασία (απομάκρυνση αιωρούμενων στερεών) επειδή απομένουν περισσότερα μη βιοαποικοδομήσιμα VSS στην εισροή εισόδου των υγρών αποβλήτων (Metcalf and Eddy, 2003). Εικόνα 5.2. Καθαρή παραγωγή πτητικών αιωρούμενων στερεών συναρτήσει του χρόνου παραμονής στερεών (SRT) και την θερμοκρασία: (α) με πρωτοβάθμια επεξεργασία και (β) χωρίς πρωτοβάθμια επεξεργασία. Τα χαρακτηριστικά συστατικά (μεταβλητές κατάστασης) των υγρών αποβλήτων που μπορούν να ληφθούν υπόψη για την ανάπτυξη του μοντέλου που θα περιγράψει την πιλοτική μονάδα είναι τα εξής: 1) η ετεροτροφική βιομάζα X H [mgvss/l], 2) η αυτοτροφική βιομάζα X A [mgcod/l] 3) η βιομάζα των φυκών X Alg [mgcod/l] 4) η συγκέντρωση του οργανικού φορτίου S S [mgbod/l] 5) η συγκέντρωση του νιτρικού αζώτου S NO [mgn/l] 6) η συγκέντρωση του αμμωνιακού αζώτου S NH [mgn/l] και 7) η συγκέντρωση του οργανικού αζώτου S NS [mgn/l]. Η παρουσία επαρκούς διαλυμένου οξυγόνου (D.O.) δημιουργεί αερόβιες συνθήκες στις ρηχές λεκάνες της πιλοτικής μονάδας και έτσι δεν περιλαμβάνεται ως συστατικό μια και δεν περιορίζει τους ρυθμούς ανάπτυξης. Πράγματι το διαλυμένο οξυγόνο (D.O.) μετρήθηκε (Εικόνες 3.6., 3.7., 3.8., 3.9.) και δεν θεωρείται περιοριστικό συστατικό στην περίπτωση της πιλοτικής μονάδας. Η διεργασία της αερόβιας ανάπτυξης της ετεροτροφικής βιομάζας (X H ) μπορεί να περιγραφεί από την εξίσωση {21}, όπου ο ρυθμός αύξησης των μικροοργανισμών εξαρτάται από την συγκέντρωση του υποστρώματος (S S : διαλυμένος οργανικός άνθρακας μετρούμενος ως BOD 5 ) με κινητική Monod που είναι απαραίτητo για την αερόβια ανάπτυξη της ετερότροφης βιομάζας. Όμως ο μέγιστος ειδικός ρυθμός ανάπτυξης για την ετερότροφη βιομάζα δίνεται συναρτήσει της θερμοκρασίας του υγρού από την εξίσωση {27}. H διεργασία αυτή οδηγεί και σε ετεροτροφική κατανάλωση αμμωνιακού αζώτου (S NH ), ως πηγή αζώτου, από τα ετερότροφα βακτήρια. 76

Η διεργασία που αναφέρεται στην αμμωνιοποίηση του διαλυτού οργανικού αζώτου λαμβάνει χώρα κυρίως κατά τη διάσπαση αζωτούχου διαλυτού οργανικού υλικού από ετερότροφη βιομάζα. Θεωρείται ότι ο ρυθμός της σχετίζεται με τον ρυθμό αφαίρεσης του υποστρώματός του. Έτσι ο ρυθμός της αμμωνιοποίησης είναι ανάλογος της ετερότροφης βιομάζας όσο και του διαλυτού οργανικού αζώτου και μπορεί να περιγραφεί από το μοντέλο δύο φάσεων, σύμφωνα με την παρακάτω εξίσωση, όπου S είναι η συγκέντρωση του εκάστοτε περιοριστικού υποστρώματος και Κ η σταθερά κορεσμού του εκάτοστε περιοριστικού υποστρώματος (Λυμπεράτος, 1993): μ μ max S = 2 K, όταν S < 2 K μ μ max = 1, όταν S > 2 K {36} Η διεργασία της αερόβιας ανάπτυξης της αυτότροφης βιομάζας (X A ), δηλαδή της νιτροποίησης διέπεται από την ίδια λογική της διεργασίας της ετερότροφης βιομάζας, όπου ο ρυθμός αύξησης των αυτότροφων βακτηρίων εξαρτάται από την κατανάλωση αμμωνιακού αζώτου (S NH ) ως περιοριστικού υποστρώματος, με κινητική Monod που είναι απαραίτητo για την αερόβια ανάπτυξη της αυτότροφης βιομάζας. Ο μέγιστος ειδικός ρυθμός ανάπτυξης για την αυτότροφη βιομάζα δίνεται συναρτήσει της θερμοκρασίας του υγρού από την εξίσωση {28}. Η νιτροποίηση παράγει νιτρικό άζωτο (S NO ) το οποίο καταναλώνεται κατά την ανάπτυξη των διαφόρων μορφών φυκών, σύμφωνα με την αντίδραση: 106CO2 75O sunlight + 16NO3 + 90,5H 2Ο C 106H 181O 45Ν16 + 152, 2 {37} Ο ρυθμός της διεργασίας που αναφέρεται στην ανάπτυξη των φυκών (αλγών) που παρατηρήθηκε και στις δύο λεκάνες της πιλοτικής μονάδας, θεωρείται ότι σχετίζεται με τον ρυθμό αφαίρεσης του υποστρώματός του νιτρικού αζώτου. Έτσι ο ρυθμός της είναι ανάλογος της παραγόμενης βιομάζας των φυκών και μπορεί να περιγραφεί από το μοντέλο δύο φάσεων, σύμφωνα με την εξίσωση {36}. Ο μέγιστος ειδικός ρυθμός ανάπτυξης για την παραγόμενη βιομάζα των φυκών μπορεί να εκφραστεί συναρτήσει της θερμοκρασίας του υγρού, κατά ανάλογο τρόπο με τους αντίστοιχους ρυθμούς της ετερότροφης (εξίσωση {27}) και αυτότροφης βιομάζας (εξίσωση {28}), σύμφωνα με την εξίσωση: ( Τ 15) A lg = K A lg θ A lg m {38} 77

Η διεργασία της απαέρωσης της ελεύθερης αμμωνίας NH 3 (air stripping) βασίζεται στην ισορροπία της ελεύθερης αμμωνίας και των αμμωνιακών ιόντων σύμφωνα με την αντίδραση: ΝΗ 3 + Η 2 Ο ΝΗ + 4 + ΟΗ - με K w =10-14 η σταθερά ισορροπίας του νερού. Δεν ελήφθη υπόψη (Εικόνες 4.1., 4.2., 4.8., 4.9.), διότι για τα ph που παρατηρήθηκαν είναι αμελητέα για την απαέρωση της αμμωνίας (μόνο για μεγάλα ph η αντίδραση μετατοπίζεται προς τα αριστερά, π.χ. όταν το ph είναι 11 τότε NH 3 =98% στους (25 ο C) (Λυμπεράτος, 1998). Η κατασκευή του μοντέλου τύπου IAWPRC που περιγράφει επαρκώς τις βασικές βιοχημικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα στην πιλοτική μονάδα, όπως προαναφέρθηκαν, παρουσιάζεται στον Πίνακα 5.1., σύμφωνα με το μοντέλο της ενεργούς ιλύος Νο3, ASM3 (Gujer et al., 1999). Οι μέγιστοι ειδικοί ρυθμοί για όλες τις διεργασίες, εκτός της αμμωνιοποίησης, εκφράζονται συναρτήσει της θερμοκρασίας, διότι στην ανάπτυξη των μικροοργανισμών κάθε αύξηση της θερμοκρασίας κατά 10 0 C, περίπου διπλασιάζει τον ρυθμό βιοχημικής δράσης (Μαρκαντωνάτος, 1984). Πίνακας 5.1. Ρυθμοί Διεργασιών του μοντέλου της πιλοτικής μονάδας. No Διεργασία Ρυθμός Διεργασίας 1 Αερόβια ανάπτυξη ετεροτροφικής βιομάζας m H S S / (K S + S S ) S NH / (K NHN + S NH ) X H όπου m H =K 20 θ (T-20) 2 Αμμωνιοποίηση Ka S NS X H οργανικού αζώτου 3 Αερόβια ανάπτυξη αυτοτροφικής βιομάζας m A S NH / (K NH + S NH ) X A όπου m A =K 15 θ (T-15) N 4 Ανάπτυξη φυκών m Alg S NO X Alg (T-15) όπου m Alg =K Alg θ Alg Κάθε ρυθμός της διεργασίας πολλαπλασιάζεται με τον στοιχειομετρικό συντελεστή (Υ), που αντιστοιχεί στον ρυθμό μεταβολής κάθε συστατικού που συμμετέχει στην διεργασία αυτή. Οι στοιχειομετρικοί συντελεστές συσχετίζουν τις μετατροπές στα συστατικά του μοντέλου με το ρυθμό ανάπτυξης (εξίσωση{22}). Στην περίπτωση της αερόβιας ανάπτυξης της ετεροτροφικής βιομάζας για το συστατικό (X H ) ο στοιχειομετρικός συντελεστής (Y H ) είναι 1 (εξίσωση{22}). Για το συστατικό (S S ) που χρησιμοποιείται ως υπόστρωμα είναι (-1/Y H ), διότι συσχετίζει το ρυθμό μετατροπής του με τον ρυθμό της αερόβιας ετεροτροφικής ανάπτυξης, σύμφωνα με την εξίσωση: r S 1 = ( ) rx {39} Y H 78

Επομένως ο ολικός ρυθμός της μετατροπής για το συστατικό (S S ) είναι ίσος με το άθροισμα των στοιχειομετρικών συντελεστών με τους οποίους συμμετέχει στις διεργασίες (Metcalf and Eddy, 2003). Κατά ανάλογο τρόπο, θεωρούνται οι στοιχειομετρικοί συντελεστές για την αερόβια αυτοτροφική ανάπτυξη (Y A ), για την ανάπτυξη των φυκών (Y Alg ) και για την ετεροτροφική κατανάλωση του αμμωνιακού αζώτου (Y Ν ), Πίνακας 5.2.. No j1 j2 j3 j4 Πίνακας 5.2. Στοιχειομετρικοί συντελεστές του μοντέλου πιλοτικής μονάδας. (συστατικό i και j διεργασία) X H X A X Alg S S S NO S NH i1 i2 i3 i4 i5 i6 1-1/Y H -Y N Αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη Αμμωνιοποίηση οργανικού αζώτου Αερόβια αυτοτροφική ανάπτυξη Ανάπτυξη φυκών 1 1/ Y A -Y N -1/Y A 1 -Y Alg S NS i7 1-1 5.4. Προσομοίωση σε περιβάλλον AQUASIM Το λογισμικό AQUASIM είναι ευρεία διαδεδομένο στην Ευρώπη και εφαρμόζεται για την μοντελοποίηση υδατικών συστημάτων για την ποιότητα του νερού. Βασίζεται στην περιγραφή των φυσικών, χημικών και βιολογικών διεργασιών που επικρατούν. Ορίζεται από τον χρήστη, εκτελεί προσομοιώσεις, αναλύσεις ευαισθησίας και εκτιμήσεις παραμέτρων με βάση πειραματικά δεδομένα (Arheimer and Olsson, 2004). Η εκτέλεση μίας προσομοίωσης χρησιμοποιεί αριθμητική ολοκλήρωση ενός συστήματος συνήθων ή/και μερικών διαφορικών εξισώσεων στο χρόνο με ταυτόχρονη επίλυση αλγεβρικών εξισώσεων. Στο AQUASIM (Reichert, 1998), ως πρώτο βήμα, οι μερικές διαφορικές εξισώσεις διακριτοποιούνται στο χώρο δίνοντας εξισώσεις διαφοράς. Έπειτα, οι διακριτοποιημένες μερικές διαφορικές εξισώσεις, μαζί με τις συνήθεις διαφορικές εξισώσεις και τις αλγεβρικές εξισώσεις ολοκληρώνονται αριθμητικά στο χρόνο με τον αλγόριθμο DASSL (Petzold, 1983). 79

Μία επιπλέον πηγή πληροφοριών για τον προσδιορισμό των παραμέτρων του μοντέλου είναι οι συναρτήσεις ευαισθησίας. Οι ακόλουθες τέσσερις συναρτήσεις ευαισθησίας διακρίνονται από το AQUASIM: δ a, a y, p y = {40} p r a y y p = 1, δ, {41} y p a, r y δ y, p = p {42} p r, r p y δ y, p = {43} y p Σε αυτές τις συναρτήσεις, το y είναι μία αυθαίρετη μεταβλητή που υπολογίζεται από το AQUASIM και το p είναι μία παράμετρος μοντέλου που απεικονίζεται από μία σταθερά μεταβλητή. Οι πιο χρήσιμες συναρτήσεις ευαισθησίας είναι η απόλυτη σχετική συνάρτηση ευαισθησίας {42} και η σχετική σχετική συνάρτηση ευαισθησίας {43}, επειδή οι μονάδες τους δεν εξαρτώνται από τη μονάδα της παραμέτρου. Αυτό καθιστά δυνατές τις ποσοτικές συγκρίσεις του αποτελέσματος των διαφορετικών παραμέτρων p σε μία κοινή μεταβλητή y. Η Εικόνα 5.3. απεικονίζει το νόημα της απόλυτης σχετικής συνάρτησης ευαισθησίας {42}. Εικόνα 5.3. Απεικόνιση της απόλυτης σχετικής συνάρτησης ευαισθησίας. Όσο πιο μεγάλες είναι οι τιμές των συναρτήσεων ευαισθησίας και όσο πιο φανερές οι διαφορές στο σχήμα των συναρτήσεων ευαισθησίας (εντός της κλίμακας των διαθέσιμων δεδομένων), τόσο είναι προσδιορίσιμες οι παράμετροι με μεγαλύτερη ακρίβεια. Οι 80

παράμετροι μοντέλου μπορούν να υπολογιστούν από το AQUASIM μέσω της ελαχιστοποίησης του αθροίσματος των τετραγώνων των σταθμισμένων αποκλίσεων ανάμεσα στις μετρήσεις και στα υπολογισμένα αποτελέσματα: x ( p) = n 2 ymeas, i yi ( p) σ i= 1 meas, i 2 {44} Σε αυτή την εξίσωση το y meas,i είναι η ι-οστη μέτρηση, το σ meas,i είναι η τυπική του απόκλιση των ι-οστών μετρήσεων, το y i (p) είναι η υπολογισμένη τιμή της μεταβλητής του μοντέλου που αντιστοιχεί στην ι-οστη μέτρηση και αξιολογείται κατά το χρόνο και την τοποθεσία αυτής της μέτρησης, p=(p1,, pm) είναι οι παράμετροι του μοντέλου και n είναι ο αριθμός των πειραματικών δεδομένων. Εξαιτίας της πιθανής μη γραμμικότητας των εξισώσεων του μοντέλου και εξαιτίας της διαδικασίας αριθμητικής ολοκλήρωσης, το άθροισμα {44} πρέπει να ελαχιστοποιείται αριθμητικά. Ο χρήστης έχει την επιλογή ανάμεσα σε δύο αριθμητικούς αλγορίθμους ελαχιστοποίησης: τον αλγόριθμο simplex (Nedler and Mead, 1965) και τον αλγόριθμο secant (Ralston and Jennrich, 1978). Και οι δύο αυτές τεχνικές αρμόζουν καλά στην ελαχιστοποίηση των αριθμητικά ολοκληρωμένων εξισώσεων, επειδή αποφεύγουν τον υπολογισμό των παραγώγων των επιλύσεων σε σχέση με τις παραμέτρους. 81

Κεφάλαιο 6 ο ΠΡΟΣΟΜΟΙΩΣΗ ΠΙΛΟΤΙΚΗΣ ΜΟΝΑΔΑΣ Η λογική που ακολουθήθηκε για την ανάπτυξη του μαθηματικού μοντέλου για τον υγρότοπο ήταν η ακόλουθη. Με δοκιμή και σφάλμα διαπιστώθηκαν οι βασικές διεργασίες που λαμβάνουν χώρα στις δύο παράλληλες πιλοτικές μονάδες και οι οποίες παρουσιάστηκαν στο κεφάλαιο 5. Στη συνέχεια με δεδομένη τη μορφή του μοντέλου, έγινε προσαρμογή του (εκτίμηση των παραμέτρων των Πινάκων 5.1. και 5.2.) προκειμένου να περιγραφεί ικανοποιητικά η συμπεριφορά των δύο λεκανών κατά τη διάρκεια του πρώτου χρόνου λειτουργίας. Στη συνέχεια, έγινε επαλήθευση του μοντέλου ελέγχοντας την προβλεπτική του ικανότητα για τη συμπεριφορά της πιλοτικής μονάδας κατά τον δεύτερο χρόνο. 6.1. Εκτίμηση Παραμέτρων Μοντέλου Για τους στοιχειομετρικούς συντελεστές απόδοσης (Υ) κάθε διεργασίας του μοντέλου (j 1,2,3,4) χρησιμοποιήθηκαν ως επιτρεπτά όρια τιμές από τη βιβλιογραφία ως εξής: για τον στοιχειομετρικό συντελεστή της αερόβιας ετεροτροφικής ανάπτυξης (Y H ), η τιμή του δίνεται σε παραγωγή βιομάζας πτητικών αιωρούμενων στερεών ανά ποσότητα οργανικού υποστρώματος κατανάλωσης και ήταν Y H =0,45[mgVSS/mgBOD] (Rittmann and McCarty, 2001). Για τον στοιχειομετρικό συντελεστή απόδοσης της αερόβιας αυτοτροφικής ανάπτυξης (Y A ), η τιμή του δίνεται σε παραγωγή κυτταρικής βιομάζας ανά ποσότητα αμμωνιακού υποστρώματος κατανάλωσης Y A =0,24[mgCOD/mgN] (Metcalf and Eddy, 2003), (Τσώνης, 2004), (Λυμπεράτος, 1998). Ο στοιχειομετρικός συντελεστής της απόδοσης κατανάλωσης αμμωνιακού αζώτου κατά την αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη (Y Ν ), ορίζεται ως η ποσότητα αμμωνιακού υποστρώματος που καταναλώνεται ανά ποσότητα κυτταρικής βιομάζας που παράγεται. Έχει βρεθεί από μοντέλα ενεργού ιλύος να κυμαίνεται από 0,07-0,086 [mgn/mgcod] (Λυμπεράτος, 1998), (Πάτσιος και Καράμπελας, 2009). Έχει ήδη αναφερθεί, ότι ο στοιχειομετρικός συντελεστής απόδοσης για την ανάπτυξη των φυκών, (Y Alg ), υπολογίζεται από την στοιχειομετρία της ποσότητας του νιτρικού αζώτου που καταναλώνεται 224mg (NO 3 -N), προς την παραγόμενη βιομάζα φυκών 2397mg (C 106 H 181 O 45 N 16 ) της αντίδρασης {37} με τιμή Y Alg =0,093[mgN/mgCOD]. 83

Οι σταθερές κορεσμού των περιοριστικών συστατικών (μεταβλητές του μοντέλου) που συμμετέχουν στις διεργασίες (j 1 και 3) του μοντέλου ελήφθησαν ως εξής. Για την αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη, η σταθερά κορεσμού (K S ) ως προς τη συγκέντρωση των οργανικών αναφέρεται εύρος τιμών 25-100 [mgbod/l] με τυπική τιμή 60 [mgbod/l] (Τσώνης, 2004), (Metcalf and Eddy, 2003), η σταθερά κορεσμού (K NHN ) ως προς την αμμωνία 0,01 [mgn/l] (Πάτσιος και Καράμπελας, 2009), (Gujer et al., 1999). Για την αερόβια αυτότροφη ανάπτυξη η σταθερά κορεσμού (K NH ) ως προς την αμμωνία έχει εύρος τιμών 0,2-2,0 [mgν/l] με τυπική τιμή 1 [mgν/l] (Λυμπεράτος, 1998), (Πάτσιος και Καράμπελας, 2009), (Knowles et al., 1965), (Gujer et al., 1999). Η σταθερά κορεσμού (K a ) ως προς το οργανικό άζωτο για την διεργασία της αμμωνιοποίησης (j 2) έχει βρεθεί με μεγάλο εύρος τιμών 0,00016-0,7 [L/(mgCOD d] (Metcalf and Eddy, 2003), (Τσώνης, 2004), (Λυμπεράτος, 1998). Οι μέγιστοι ειδικοί ρυθμοί m H, m A, m Alg για τις διεργασίες (j 1,3 και 4) εκφράστηκαν συναρτήσει της θερμοκρασίας με τις εξισώσεις {27}, {28} και {38}, αντίστοιχα. Δίνονται: α) η σταθερά του μέγιστου ειδικού ρυθμού της ετεροτροφικής ανάπτυξης (K 20 ) με εύρος τιμών από 0,0057-1,0 [d -1 ] (Μαρκαντωνάτος, 1984), (Αγγελάκης και Τσομπανόγλους, 1995) β) η σταθερά του μέγιστου ειδικού ρυθμού της αυτοτροφικής ανάπτυξης (K 15 ) με εύρος τιμών από 0,18-0,47 [d -1 ] (Τσώνης, 2004), (Downing and Hopwood, 1964), (Painter and Loveless, 1983) και γ) η σταθερά του μέγιστου ειδικού ρυθμού της ανάπτυξης των φυκών (K Alg ) με εύρος τιμών από 0,18-0,47 [L/(mgN d)]. Ομοίως, οι αδιάστατοι θερμοκρασιακοί συντελεστές θ, θ N, θ Alg, αντίστοιχα για τις διεργασίες (j 1,3 και 4), δίνονται ως εξής: α) της ετεροτροφικής ανάπτυξης (θ) με εύρος τιμών 1,0-1,135, (Painter and Loveless, 1983), (Μαρκαντωνάτος, 1984), (Αγγελάκης και Τσομπανόγλους, 1995) β) της αυτοτροφικής ανάπτυξης (θ N ) με εύρος τιμών 1,07-1,12 (Painter and Loveless, 1983), (Downing and Hopwood, 1964) και γ) της ανάπτυξης των φυκών (θ Alg ) με εύρος τιμών 1,07-1,12. Συνοπτικά, το εύρος τιμών και τυπικές τιμές των κινητικών παραμέτρων του μοντέλου προσομοίωσης δίνονται στον Πίνακα 6.1.. 84

85 Πίνακας 6.1. Εύρος τιμών και τυπικές τιμές παραμέτρων για το μοντέλο της πιλοτικής μονάδας από τη βιβλιογραφία. Περιγραφή Σύμβολο Μονάδες Βιβλιογραφικές τιμές Τυπικές τιμές Κινητικές παράμετροι Σταθερά κορεσμού οργανικού KS mgbod/l 25-100 60 υποστρώματος Σταθερά κορεσμού αμμωνιακού KNHN mgn/l 0,01 0,01 υποστρώματος ετερότροφης βιομάζας Σταθερά κορεσμού αμμωνιακού KNH mgn/l 0,2-2 1 υποστρώματος αυτότροφης βιομάζας Σταθερά κορεσμού αμμωνιοποίησης Ka L/(mgCOD d) 0,00016-0,7 0,16 Συντελεστής μετατροπής στην ετεροτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής στην αυτοτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής αζώτου στην ετεροτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής αζώτου στην ανάπτυξη φυκών Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού ετεροτροφικής ανάπτυξης Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού αυτοτροφικής ανάπτυξης Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού ανάπτυξης φυκών Θερμοκρασιακός συντελεστής ετερότροφης βιομάζας Θερμοκρασιακός συντελεστής αυτότροφης βιομάζας Θερμοκρασιακός συντελεστής ανάπτυξης φυκών Στοιχειομετρικοί Συντελεστές YH mgvss/ mgbod 0,45 0,450 YA mgcod/ mgn 0,24 0,240 YN mgn/ mgcod 0,07-0,086 0,08 YAlg mgn/ mgcod 0,093 0,093 Μέγιστοι ειδικοί ρυθμοί ανάπτυξης K20 d -1 0,0057-1 0,1 K15 d -1 0,18-0,47 0,3 KAlg L/(mgN d) 0,18-0,47 0,2 θ αδιάστατος 1-1,135 1,07 θn αδιάστατος 1,07-1,12 1,10 θalg αδιάστατος 1,07-1,12 1,09

Έχοντας κατασκευάσει το μοντέλο προσομοίωσης κατά IAWPRC, όπως περιγράφεται συγκεντρωτικά στους Πίνακες 5.1., 5.2. και 6.1. με την χρήση του υπολογιστικού προγράμματος AQUASIM, όπως γενικά περιγράφηκε στην προηγούμενη ενότητα 5.4., μπορούμε με βάση τις τυπικές τιμές των παραμέτρων του, να δούμε τα αποτελέσματα της προσομοίωσης του μοντέλου, κυρίως όσο αφορά την απομάκρυνση του οργανικού φορτίου και των διαφόρων μορφών του αζώτου. Οι ρυθμοί φόρτισης (Q 1 ), αποφόρτισης(q 5 ) για την λεκάνη χωρίς φυτά και οι ρυθμοί φόρτισης (Q 1p ), αποφόρτισης (Q 5p ) για την λεκάνη με φυτά, δίνονται στις Εικόνες 6.1 (Πίνακας Α.3.5.-Παράρτημα Α.), 6.2. (Πίνακας Α.3.6.-Παράρτημα Α.), αντίστοιχα, για το 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος της πιλοτικής μονάδας. Εικόνα 6.1. Τιμές φόρτισης Q 1 (είσοδος) και αποφόρτισης Q 5 (έξοδος) της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.2. Τιμές φόρτισης Q 1p (είσοδος) και αποφόρτισης Q 5p (έξοδος) της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 86

Οι ρυθμοί της βροχόπτωσης (Q 2 ) και της εξάτμισης από την ελεύθερη επιφάνεια (Q 4 ) είναι οι ίδιοι στις δύο λεκάνες και προκύπτουν με τον τρόπο υπολογισμού που παρουσιάστηκε στο υποκεφάλαιο 4.2., για το 1 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος της πιλοτικής μονάδας, Εικόνα 6.3. (Πίνακες Α.4.2.-Παράρτημα Α., Α.4.3.-Παράρτημα Α.). Επιπλέον, στην λεκάνη με φυτά λαμβάνεται υπόψη και ο ρυθμός απορρόφησης υγρού από τα φυτά (Q 3p ), όπως φαίνεται στην Εικόνα 6.4., ο οποίος προέκυψε όπως αναφέρθηκε στο υποκεφάλαιο 4.2. με βάση τη διαφορά στις μεταβολές όγκου υγρού στις δύο λεκάνες (Πίνακας Α.4.1.-Παράρτημα Α.). Εικόνα 6.3. Ρυθμοί βροχόπτωσης (Q 2 ) και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας (Q 4 ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.4. Ρυθμός διαπνοής φυτών (Q 3p ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 87

Ο όγκος υγρού κάθε λεκάνης V r μεταβαλλόταν σε κάθε χρονικό διάστημα Δτ του πειράματος με διακύμανση από αρχικό όγκο V i μέχρι τελικό όγκο V f. Ο υπολογισμός του βασίστηκε στην διαφορική εξίσωση που επιλύεται από το πρόγραμμα (AQUASIM) για τον μεταβλητό όγκο: dv r /dt=qin-qout, όπου στην περίπτωση της λεκάνης χωρίς φυτά είναι: Qin = Q 1 +Q 2 και Qout =Q 5 +Q 4, ενώ στην περίπτωση της λεκάνης με φυτά είναι: Qin = Q 1p +Q 2 και Qout = Q 5p +Q 4 +Q 3p. Οι υπολογισμοί του (μεταβλητού) όγκου της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά, αντίστοιχα, δίνονται στις Εικόνες 6.5. και 6.6. για το 1 ο έτος. Εικόνα 6.5. Τιμές του μεταβλητού όγκου V r της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.6. Τιμές του μεταβλητού όγκου V r της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Με τις τυπικές τιμές (Πίνακας 6.1.) των παραμέτρων του μοντέλου είναι δυνατή η προσομοίωση για τις χαρακτηριστικές μεταβλητές κατάστασης της πιλοτικής μονάδας. Η 88

θερμοκρασία του νερού σε κάθε λεκάνη κυμάνθηκε από 5 ο C - 30 ο C για το 1 ο έτος (Εικόνα 6.7.). Εικόνα 6.7. Μετρήσεις θερμοκρασίας υγρού (T_wp) λεκάνης χωρίς φυτά και (T_p) λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Η πρόβλεψη του BOD 5 (S_S model ) παρατηρούμε ότι αποκλίνει πάρα πολύ από τις πειραματικές μετρήσεις (S_Smeas) στην λεκάνη χωρίς φυτά Εικόνα 6.8.. Ομοίως και στην λεκάνη με φυτά, όπως μας δείχνει η Εικόνα 6.9.. Εικόνα 6.8. Πειραματικές τιμές BOD 5 και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 89

Εικόνα 6.9. Πειραματικές τιμές BOD 5 και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Είναι προφανές ότι η καμπύλη του μοντέλου προσομοίωσης (S_S model ) είναι όμοια στην λεκάνη χωρίς φυτά και στην λεκάνη με φυτά, αφού επιλέχθηκε το ίδιο κινητικό μοντέλο προσομοίωσης και για τις δύο λεκάνες. Η μόνη διαφορά στα δύο μοντέλα είναι ότι η εκροή υγρού στην λεκάνη με φυτά είναι μικρότερη λόγω της διαπνοής. Επομένως η όποια διαφορά στις τιμές οφείλεται στις (μικρές) διαφορές στη θερμοκρασία του υγρού στις δύο λεκάνες. Ομοίως η πρόβλεψη του μοντέλου (S_NS model ) για το οργανικό άζωτο αποκλίνει πολύ από τις πειραματικές μετρήσεις του (S_NSmeas) και στις δύο λεκάνες (Εικόνες 6.10, 6.11). Αυτό σαφώς επηρεάζει και τις καμπύλες του μοντέλου (S_NH model ) και (S_NO model ) γιατί εξαρτώνται στοιχειομετρικά (Πίνακας 5.2.). Εικόνα 6.10. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 90

Εικόνα 6.11. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και αποτελέσματα του μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εφόσον ισχύει το ίδιο κινητικό μοντέλο και για τις δύο λεκάνες, οι καμπύλες των μέγιστων ειδικών ρυθμών m H, m A, m Alg, που αντιστοιχούν στις διεργασίες της ετεροτροφικής ανάπτυξης, της αυτοτροφικής ανάπτυξης και της ανάπτυξης των φυκών, συναρτήσει του χρόνου θα είναι όμοιες και για τις δύο λεκάνες, όπως προκύπτουν από τις αντίστοιχες εξισώσεις {27}, {28} και {38}, (Εικόνα 6.12). Εικόνα 6.12. Αποτελέσματα πρόβλεψης του μοντέλου για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης και για τις δύο λεκάνες. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Διαπιστώνεται εύκολα ότι ο μέγιστος ρυθμός της ετεροτροφικής ανάπτυξης βρίσκεται σε χαμηλότερο επίπεδο τιμών, σε σύγκριση με τις τυπικές τιμές, από 0,22 έως 0,5 [d -1 ], που δίνονται για αεριζόμενες λεκάνες σταθεροποίησης (Rittmann and McCarty, 2001), και γι αυτό η πρόβλεψη απέχει από τις πειραματικές τιμές του BOD 5 (Εικόνες 6.8. και 6.9). Eπίσης, ο 91

μέγιστος ρυθμός της αυτοτροφικής ανάπτυξης κυμαίνεται από 0,12 έως 0,97 [d -1 ], δηλαδή προβλέπεται υψηλότερο επίπεδο τιμών απ ό,τι είναι συνήθως στην διεργασία αυτή, για διάφορες τιμές ph από 6,4 έως 8,2, αλλά και για διάφορες τιμές της θερμοκρασίας από 15 έως 25 [ ο C] (Antoniou et.al., 1989). Πράγματι, παρατηρώντας τις τιμές της θερμοκρασίας του υγρού στην πιλοτική μονάδα (Εικόνα 6.7.), δεν δικαιολογείται το αποτέλεσμα που μας έδωσε το παραπάνω μοντέλο προσομοίωσης για τον μέγιστο ειδικό ρυθμό της νιτροποίησης. Χρειάζεται να προβλέπεται μεγαλύτερος m H και μικρότερος m A. Αυτό μπορεί να επιτευχθεί αναζητώντας κατάλληλες τιμές για τις παραμέτρους. Η χρήση ανάλυσης ευαισθησίας (υποκεφάλαιο 5.4.) των τιμών των παραμέτρων του μοντέλου προσομοίωσης με τις μεταβλητές (συστατικά) του υποδεικνύει σε ποιες παραμέτρους είναι ευαίσθητη η προβλεπόμενη συμπεριφορά. 6.2. Ανάλυση Ευαισθησίας και Μοντέλο Προσομοίωσης Επιλέχθηκαν από τον Πίνακα 6.1. οι παράμετροι του μοντέλου προσομοίωσης με το μεγαλύτερο εύρος διακύμανσης τιμών τους: K S, K a, Y N, K 20, K 15, K Alg, θ, θ N, θ Alg για την εκτέλεση της ανάλυσης ευαισθησίας με τις ακόλουθες μεταβλητές: τη συγκέντρωση του οργανικού φορτίου (S S ), τη συγκέντρωση του νιτρικού αζώτου (S NO ), τη συγκέντρωση του αμμωνιακού αζώτου (S NH ) και τη συγκέντρωση του οργανικού αζώτου (S NS ). Η παράμετρος K S αφορά το συστατικό (S S ) και εμφανίζεται ευαίσθητη, η παράμετρος K a αφορά το συστατικό (S NS ) και δεν εμφανίζεται ευαίσθητη, η παράμετρος Y N αφορά το συστατικό (S NH ) και δεν εμφανίζεται ευαίσθητη, η παράμετρος K 20 αφορά το συστατικό (S S ) και εμφανίζεται ευαίσθητη, η παράμετρος K 15 το συστατικό (S NH ) και εμφανίζεται ελάχιστα ευαίσθητη και η παράμετρος K Alg αφορά το συστατικό (S NO ) δεν εμφανίζεται ευαίσθητη (Εικόνα 6.13.). Για τους θερμοκρασιακούς συντελεστές, η παράμετρος θ αφορά το συστατικό (S S ) και προκαλεί πάρα πολύ μεγάλη ευαισθησία (Εικόνα 6.14.), ενώ η παράμετρος θ N αφορά το συστατικό (S NH ) και προκαλεί μικρή ευαισθησία, όπως και η παράμετρος θ Alg, η οποία αφορά το συστατικό (S NO ), με τις τιμές των συστατικών (μεταβλητών του μοντέλου) να είναι συγκρίσιμες με τις πειραματικές τους τιμές (Εικόνα 6.15.). 92

Εικόνα 6.13. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά σε μικρή κλίμακα των συγκεντρώσεων. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.14. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά σε μεγάλη κλίμακα των συγκεντρώσεων. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.15. Ανάλυση ευαισθησίας παραμέτρων μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, προσαρμοσμένο στις τιμές των συγκεντρώσεων των συστατικών. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 93

Από τα παραπάνω προκύπτει ότι οι παράμετροι της αερόβιας ετεροτροφικής ανάπτυξης προκαλούν την μεγαλύτερη ευαισθησία και γι αυτό πρέπει να γίνει νέα εκτίμηση των παραμέτρων αυτών και έπειτα να εκτελεστεί νέα προσομοίωση. Πράγματι, η εκτίμηση των παραμέτρων έδωσε νέες τιμές ως εξής: K S =100 αντί 60 [mgbod/l], K 20 =0,9 αντί 0,1 [d -1 ] και πάλι θ=1,07 περίπου. Η νέα πρόβλεψη του μοντέλου για την αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη (Εικόνα 6.16.), φαίνεται πολύ ικανοποιητική, προσεγγίζοντας τις πειραματικές μετρήσεις του BOD 5. Όμως η πρόβλεψη για τις άλλες διεργασίες που επηρεάζουν τις διάφορες μορφές αζώτου, παραμένει μη ικανοποιητική (Εικόνα 6.17.). Εικόνα 6.16. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων της ετεροτροφικής ανάπτυξης. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.17. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων της ετεροτροφικής ανάπτυξης, για τις διάφορες μορφές του αζώτου. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. 94

Έγινε νέα εκτίμηση των παραμέτρων και εκτελέστηκε νέα προσομοίωση για τις διεργασίες που προβλέπουν τις τιμές των συγκεντρώσεων των διαφόρων μορφών του αζώτου, δηλαδή με τις παραμέτρους που εμφανίζουν μεγάλο εύρος τιμών. Το νέο αποτέλεσμα για την πρόβλεψη του μοντέλου για τις διεργασίες του αζώτου (Εικόνα 6.18.), έδωσε ίδιες περίπου νέες τιμές ως εξής: Y N =0,077 αντί 0,080 [mgn/mgcod], K 15 =0,3 αντί 0,3 [d -1 ], K Alg =0,198 αντί 0,200 [L/(mgN d)], θ N =1,099 αντί 1,100 και θ Alg =1,088 αντί 1,090. Εικόνα 6.18. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Όπως αναφέρθηκε (υποκεφάλαιο 6.1.), καλύτερη προσέγγιση θα επιτευχθεί με μικρότερο μέγιστο ειδικό ρυθμό αυτοτροφικής ανάπτυξης, ο οποίος μπορεί να επιτευχθεί με τους εξής τρόπους: 1 ο ) για τη σταθερά του μέγιστου ειδικού ρυθμού (K 15 ) με εύρος τιμών από 0,18-0,47 [d -1 ], να υποθέσουμε χαμηλότερη τιμή στο κάτω όριο, 0,01 αντί 0,18 [d -1 ] και 2 ο ) για τον θερμοκρασιακό συντελεστή θ N με εύρος τιμών από 1,07-1,12 να υποθέσουμε τιμή στο κάτω όριο, 1,0 αντί 1,07. Το ίδιο μπορούμε να υποθέσουμε για την ανάπτυξη των φυκών ως εξής: 1 ο ) για τη σταθερά του μέγιστου ειδικού ρυθμού της ανάπτυξης τους (K Alg ) με εύρος τιμών από 0,01-0,47 [L/(mgN d)], υποθέτοντας δηλαδή, εύρος τιμών ίδιο με την αυτοτροφική ανάπτυξη, επειδή και στις δύο αυτές διεργασίες ως υπόστρωμα χρησιμοποιείται το άζωτο και 2 ο ) για τον ίδιο λόγο, να υποθέσουμε τον θερμοκρασιακό συντελεστή (θ Alg ) με εύρος τιμών από 1,0-1,12. Με τα νέα κάτω όρια των παραμέτρων αυτών εκτελούμε νέα εκτίμηση των τιμών τους και παίρνουμε τις εξής τιμές: Y N =0,070 αντί 0,080 [mgn/mgcod], K 15 =0,3 αντί 0,3 [d -1 ], K Alg =0,011 αντί 0,200 [L/(mgN d)], θ N =1,098 αντί 1,100 και θ Alg =1,084 αντί 1,090. Με βάση την εξίσωση {44} η ελαχιστοποίηση του αθροίσματος των τετραγώνων των αποκλίσεων ισούται με 95

2472,8 το οποίο για κάθε συστατικό αναλύεται ως εξής: (S NH )=198,8 (S S )=1753,5 (S NS )=488,8 και (S NO )= 31,6. Είναι προφανές ότι και με αυτές τις τιμές των παραμέτρων για τις διεργασίες του αζώτου, η πρόβλεψη αυτού του μοντέλου δεν διορθώνεται και αυτό οφείλεται κυρίως στην σημαντική απόκλιση της καμπύλης του οργανικού αζώτου S NS από τις πειραματικές τιμές. Γι αυτό έγινε νέα εκτίμηση αυτών των παραμέτρων, επιτρέποντας μεταβολή και της σταθεράς της αμμωνιοποίησης K a. Παρόλ αυτά, το αποτέλεσμα δεν άλλαξε, διότι η «βέλτιστη» τιμή της παρέμεινε κοντά στην αρχική εκτίμηση, K a =0,17 αντί 0,16 (Εικόνα 6.19.). Εικόνα 6.19. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου, συμπεριλαμβανομένου της σταθεράς αμμωνιοποίησης K a. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Συνεπώς, μόνο η διεργασία της ετεροτροφικής ανάπτυξης έχει περιγραφεί ικανοποιητικά και εάν ανατρέξουμε πάλι στους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης, αυτό αποδόθηκε προβλέποντας μεγαλύτερο m H (Εικόνα 6.20.). Δεν είχε ακόμα ληφθεί υπόψη ουσιαστικά η επίδραση της θερμοκρασίας, αφού οι εξισώσεις {27}, {28} και {38}, που υπολογίζουν τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς m H, m A, m Alg, έχουν εφαρμογή για Τ>15 [ ο C]. Οι εξισώσεις αυτές πιθανόν να μην λειτουργούν για θερμοκρασίες Τ<15 [ ο C], με τις τιμές της σταθεράς (K Τ ) να είναι πολύ μικρότερες (Mara,1975). Μία καλύτερη προσέγγιση θα ήταν τότε, οι θερμοκρασιακοί συντελεστές να επιτραπεί να έχουν άλλη τιμή κάτω από τους 15 [ ο C], οπότε θα έχουν και διαφορετικές τιμές οι μέγιστοι ρυθμοί ανάπτυξης των διεργασιών του μοντέλου, αφού με την ίδια διαδικασία καταλήξαμε και σε άλλες τιμές των παραμέτρων του. Θεωρήθηκαν λοιπόν διαφορετικοί θερμοκρασιακοί συντελεστές θ 1, θ N1, θ Alg1 πάνω από τους 15 [ ο C] και θ 2, θ N2, θ Alg2 κάτω από τους 15 [ ο C]. 96

Επομένως, έγινε νέα εκτίμηση των παραμέτρων: K S, K a, Y N, K 20, K 15, K Alg, θ 1, θ N1, θ Alg1, θ 2, θ N2, θ Alg2 με αρχικές τιμές, τις τιμές που έχουν ήδη προσδιοριστεί. Εικόνα 6.20. Αποτελέσματα μοντέλου λεκάνης χωρίς φυτά, μετά από νέα εκτίμηση των παραμέτρων των διεργασιών του αζώτου, για τις διάφορες μορφές του αζώτου, συμπεριλαμβανομένου της σταθεράς αμμωνιοποίησης K a, για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Αρχικά προσδιορίστηκε η K a, αφού σε όλα τα προηγούμενα διαγράμματα που περιλαμβάνεται η καμπύλη της (S NS ), η οποία επηρεάζεται από την διεργασία της αμμωνιοποίησης, δεν προσεγγίζει καθόλου τις πειραματικές τιμές του οργανικού αζώτου (S_NSmeas). Έπειτα προσδιορίστηκαν οι τιμές των παραμέτρων για την αερόβια ετεροτροφική ανάπτυξη: K S, Y N, K 20, θ 1, θ 2 και ακολούθησαν οι τιμές των παραμέτρων για την αερόβια αυτοτροφική ανάπτυξη: K 15, θ N1, θ N2. Τέλος προσδιορίστηκαν οι τιμές για την ανάπτυξη των φυκών: K Alg, θ Alg1, θ Alg2. Οι τελικές τιμές των παραμέτρων του μοντέλου προσομοίωσης που ικανοποιούν πολύ τις πειραματικές μετρήσεις κατά την εκτέλεση του πειράματος το 1 ο έτος (Οκτώβριος 2010- Σεπτέμβριος 2011) στην μικρή πιλοτική μονάδα, δίνονται στον Πίνακα 6.2.. Έτσι, καταλήξαμε στο μοντέλο προσομοίωσης και η εφαρμογή του και στις δύο λεκάνες (χωρίς φυτά και με φυτά) παρουσιάζονται στο επόμενο υποκεφάλαιο 6.3.. 97

Πίνακας 6.2. Τιμές παραμέτρων για το μοντέλο προσομοίωσης της πιλοτικής μονάδας. Περιγραφή Σύμβολο Μονάδες Βιβλιογραφικές τιμές Τιμές μοντέλου Σταθερά κορεσμού οργανικού υποστρώματος Σταθερά κορεσμού αμμωνιακού υποστρώματος ετερότροφης βιομάζας Σταθερά κορεσμού αμμωνιακού υποστρώματος αυτότροφης βιομάζας KS mgbod/l 25-100 99 KNHN mgn/l 0,01 0,01 KNH mgn/l 0,2-2 1 Σταθερά κορεσμού αμμωνιοποίησης Ka L/(mgCOD d) 0,00016-0,7 0,00016 Συντελεστής μετατροπής στην ετεροτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής στην αυτοτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής αζώτου στην ετεροτροφική ανάπτυξη Συντελεστής μετατροπής αζώτου στην ανάπτυξη φυκών Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού ετεροτροφικής ανάπτυξης Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού αυτοτροφικής ανάπτυξης Σταθερά μέγιστου ειδικού ρυθμού ανάπτυξης φυκών Θερμοκρασιακός συντελεστής ετερότροφης βιομάζας, Τ>15 Ο C Θερμοκρασιακός συντελεστής ετερότροφης βιομάζας, Τ<15 Ο C Θερμοκρασιακός συντελεστής αυτότροφης βιομάζας, Τ>15 Ο C Θερμοκρασιακός συντελεστής αυτότροφης βιομάζας, Τ<15 Ο C Θερμοκρασιακός συντελεστής ανάπτυξης φυκών, Τ>15 Ο C Θερμοκρασιακός συντελεστής ανάπτυξης φυκών, Τ<15 Ο C YH mgvss/ mgbod 0,45 0,450 YA mgcod/ mgn 0,24 0,240 YN mgn/ mgcod 0,07-0,086 0,071 YAlg mgn/ mgcod 0,093 0,093 K20 d -1 0,0057-1 0,2130 K15 d -1 0,01-0,47 0,0486 KAlg L/(mgN d) 0,01-0,47 0,0167 θ1 αδιάστατος 1-1,135 1,0101 θ2 αδιάστατος 1-1,135 1,0143 θn1 αδιάστατος 1-1,12 1,1130 θn2 αδιάστατος 1-1,12 1,0129 θalg1 αδιάστατος 1-1,12 1,0059 θalg2 αδιάστατος 1-1,12 1,0960 98

6.3. Αποτελέσματα Μοντέλου Προσομοίωσης Πρώτα ελέγχθηκαν οι καμπύλες των μέγιστων ειδικών ρυθμών ανάπτυξης m H, m A, m Alg. Σύμφωνα με τα βήματα που αναπτύχθηκαν (υποκεφάλαια 6.1. και 6.2.), επιβεβαιώθηκε η πρόβλεψη μεγαλύτερου μέγιστου ειδικού ρυθμού ετεροτροφικής ανάπτυξης (m H ) και μικρότερου μέγιστου ειδικού ρυθμού αυτοτροφικής ανάπτυξης (m A ), με τις παραπάνω τιμές του μοντέλου προσομοίωσης. Πράγματι, προέκυψαν λίγο μεγαλύτερος (m H ), αρκετές φορές μικρότερος (m A ) (Εικόνα 6.12.), και αντίστοιχα μικρότερος (m Alg ) (Εικόνα 6.21.). Εικόνα 6.21. Αποτελέσματα του τελικού μοντέλου προσομοίωσης για τους μέγιστους ειδικούς ρυθμούς ανάπτυξης της πιλοτικής μονάδας. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Το μοντέλο προσομοίωσης για την αφαίρεση του οργανικού φορτίου σε μονάδες BOD 5, έδωσε ικανοποιητική πρόβλεψη με τις πειραματικές μετρήσεις και για τις δύο λεκάνες, σύμφωνα με τις Εικόνες 6.22., 6.23., αντίστοιχα. Η μέση ετήσια πειραματική τιμή του BOD 5 στην φόρτιση εισόδου ήταν 108 mg/l με τυπική απόκλιση ±28 mg/l και για τις δύο λεκάνες. Παρατηρήθηκε μέση ετήσια απομάκρυνση οργανικού φορτίου 79% για την λεκάνη χωρίς φυτά και 87% για την λεκάνη με φυτά, αντίστοιχα. 99

Εικόνα 6.22. Πειραματικές τιμές BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.23. Πειραματικές τιμές BOD 5 και πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Το μοντέλο προσομοίωσης για την αφαίρεση των διαφόρων μορφών του αζώτου, έδωσε πολύ ικανοποιητική πρόβλεψη με τις πειραματικές μετρήσεις και στις δύο λεκάνες, σύμφωνα με τις Εικόνες 6.24., 6.25., αντίστοιχα. Στην λεκάνη χωρίς φυτά επικρατούσαν τα φωτοσυνθετικά φύκη σε αιώρημα, ενώ στην λεκάνη με φυτά εμφανίστηκαν περίφυτα προς τον πυθμένα περιπλεγμένα ανάμεσα στα φυτά των Typha Latifolia. Τα διάφορα είδη φυκών συμμετείχαν καθοριστικά στην αφαίρεση του αζώτου, όσο και οι διεργασίες της αμμμωνιοποίησης και της νιτροποίησης. Οι πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου βρέθηκαν μικρότερες από 10 mg/l, χωρίς σημαντικές διακυμάνσεις εκτός από αυτές του αμμωνιακού αζώτου (S_NHmeas) που εμφάνισαν αυξημένες τιμές πλησίον στα 10 mg/l, 100

κυρίως κατά την χειμερινή περίοδο. Η μέση συνολική παρατηρούμενη απομάκρυνση του ολικού αζώτου ήταν 59% για την λεκάνη χωρίς φυτά και 66% για την λεκάνη με φυτά, αντίστοιχα. Εικόνα 6.24. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Εικόνα 6.25. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2010-Σεπτέμβριος 2011. Από τον Πίνακα Α.4.10.-Παράρτημα Α., υπολογίστηκε ο ρυθμός απορρόφησης του ολικού αζώτου από τα φυτά m_tnmeas [mgn/d], με βάση την συγκομιδή τους, κατά την λειτουργία του 1 ου έτους της πιλοτικής μονάδας. Προσδιορίστηκε, για το ίδιο χρονικό διάστημα, η μέση μηναία ημερήσια τιμή (Q3p_av) της διαπνοής των φυτών (Typha Latifolia) σε [L/d] (Πίνακας Α.4.1.-Παράρτημα Α.), οπότε πολλαπλασιάζοντας με τις πειραματικές τιμές 101

του ολικού αζώτου, δηλαδή με το άθροισμα του αμμωνιακού S_NHmeas [mgν/l], S_NOmeas [mgν/l] νιτρικού αζώτου και S_NSmeas [mgν/l] οργανικού αζώτου, με τις οποίες προέκυψε το μοντέλο προσομοίωσης, υπολογίστηκε και ο ρυθμός απορρόφησης αζώτου m_tnmodel [mgn/d], με βάση το μοντέλο. Διαπιστώνεται εύκολα (Εικόνα 6.26.), ότι ο ρυθμός m_tnmodel > m_tnmeas γεγονός που αποδίδεται στο ότι, μετά την συγκομιδή των φυτών, παρέμεναν φυτά μέσα στην λεκάνη, η επίδραση των οποίων δεν προσμετρήθηκε στον ρυθμό m_tnmeas και η απορρόφηση του νερού γινόταν από το σύνολο των φυτών στην λεκάνη της πιλοτικής μονάδας. Εικόνα 6.26. Εκτίμηση του ρυθμού πρόσληψης αζώτου m_tnmeas από τα φυτά βασισμένη στην συγκομιδή τους και μέσω του μοντέλου προσομοίωσης m_tnmodel. 6.4. Επαλήθευση του Μοντέλου Η αξιολόγηση του μοντέλου προσομοίωσης πραγματοποιήθηκε με την εφαρμογή του στις πειραματικές μετρήσεις και τα δεδομένα που ελήφθησαν κατά το 2 ο έτος λειτουργίας (Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012) της πιλοτικής μονάδας. Στους Πίνακες Α.3.3. και Α.3.4. του Παραρτήματος Α. δίνονται τα δεδομένα για τις παροχές εισόδου και εξόδου και για τις δύο λεκάνες. Δίνονται μετρήσεις της συγκέντρωσης του διαλυμένου οξυγόνου (D.O.) και για τις δύο λεκάνες (Εικόνες 3.8., 3.9.). Στον Πίνακα Α.3.7.-Παραρτήματος Α. δίνονται οι ρυθμοί φόρτισης και αποφόρτισης των δύο λεκανών, στον Πίνακα Α.4.4.-Παραρτήματος Α. ο ρυθμός διαπνοής των φυτών (Typha Latifolia) της λεκάνης με φυτά και στους Πίνακες Α.4.5. και Α.4.6. του Παραρτήματος Α. οι ρυθμοί βροχόπτωσης και εξάτμισης από ελεύθερη επιφάνεια, αντίστοιχα και για τις δύο λεκάνες. Οι πειραματικές μετρήσεις: ph, BOD 5, COD, TSS, TKN (Kjeldahl), NH 3 -N, NO 3 -N, των λυμάτων 102

εισόδου στην πιλοτική μονάδα και στις εκροές των δύο λεκανών, δίνονται στις Εικόνες 4.8., 4.9., 4.10., 4.11., 4.12., 4.13., 4.14.. Η εφαρμογή του μοντέλου προσομοίωσης της πιλοτικής μονάδας (Πίνακες 5.1., 5.2., 6.2.) και στις δύο λεκάνες (χωρίς φυτά και με φυτά) για το 2 ο έτος του πειράματος καθώς και τα αποτελέσματά του περιγράφονται παρακάτω. Επειδή η δομή του στηρίζεται στο εύρος της θερμοκρασίας του υγρού (T) μέσω των θερμοκρασιακών συντελεστών θ 1, θ N1, θ Alg1, θ 2, θ N2, θ Alg2 πρέπει να παρατηρήσουμε τις τιμές της θερμοκρασίας του υγρού στην πιλοτική μονάδα (Εικόνα 6.27.). Εικόνα 6.27. Μετρήσεις θερμοκρασίας υγρού (T_wp) λεκάνης χωρίς φυτά και (T_p) λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Οι ρυθμοί φόρτισης (Q* 1 ), αποφόρτισης(q* 5 ) για την λεκάνη χωρίς φυτά και οι ρυθμοί φόρτισης (Q* 1p ), αποφόρτισης(q* 5p ) για την λεκάνη με φυτά, δίνονται στις Εικόνες 6.28. και 6.29. (Πίνακας Α.3.7.-Παραρτήματος Α.) αντίστοιχα, για το 2 ο έτος του πειράματος της πιλοτικής μονάδας. Οι ρυθμοί της βροχόπτωσης (Q* 2 ) και εξάτμισης από ελεύθερη επιφάνεια (Q* 4 ) της λεκάνης χωρίς φυτά, είναι οι ίδιοι στην λεκάνη με φυτά βάση του τρόπου υπολογισμού τους (υποκεφάλαιο 4.2.), για το 2 ο έτος εκτέλεσης του πειράματος της πιλοτικής μονάδας (Εικόνα 6.30.). Επιπλέον, προστίθεται και ο ρυθμός απορρόφησης υγρού από τα φυτά (Q* 3p ) (Εικόνα 6.31.). Ο υπολογισμός του μεταβλητού όγκου Vr της λεκάνης χωρίς φυτά και της λεκάνης με φυτά, όπως παρατηρήθηκε κατά την εκτέλεση του πειράματος της πιλοτικής μονάδας, για το 2 ο έτος, γίνεται με τον ίδιο τρόπο για το 1 ο έτος (Εικόνες 6.32. και 6.33.). 103

Εικόνα 6.28. Τιμές φόρτισης Q* 1 (είσοδος) και αποφόρτισης Q* 5 (έξοδος) της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 6.29. Τιμές φόρτισης Q* 1p (είσοδος) και αποφόρτισης Q* 5p (έξοδος) της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 6.30. Ρυθμοί βροχόπτωσης (Q* 2 ) και εξάτμισης ελεύθερης επιφάνειας (Q* 4 ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 104

Εικόνα 6.31. Ρυθμός διαπνοής φυτών (Q* 3p ) στην πιλοτική μονάδα. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Εικόνα 6.32. Τιμές του μεταβλητού όγκου Vr της λεκάνης χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 105

Εικόνα 6.33. Τιμές του μεταβλητού όγκου Vr της λεκάνης με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Τα αποτελέσματα της εφαρμογής για την τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την αφαίρεση του οργανικού φορτίου σε μονάδες BOD 5, δεν δίνει την επιθυμητή πρόβλεψη στην λεκάνη χωρίς φυτά (Εικόνα 6.34.). Οι μεγαλύτερες τιμές στις πειραματικές μετρήσεις αποδίδονται στην παρουσία των αιωρούμενων φυκών, η οποία δεν προβλέπεται στον στοιχειομετρικό συντελεστή της ετεροτροφικής ανάπτυξης (Y H ) (Rittmann and McCarty, 2001). Αντίθετα, για την λεκάνη με φυτά, το μοντέλο δίνει πάρα πολύ ικανοποιητική πρόβλεψη σε σύγκριση με τις πειραματικές τιμές (Εικόνα 6.35.). Η μέση ετήσια πειραματική τιμή του BOD 5 στην φόρτιση εισόδου ήταν 105 mg/l με τυπική απόκλιση ±49 mg/l και για τις δύο λεκάνες. Παρατηρήθηκε μέση ετήσια απομάκρυνση οργανικού φορτίου 60% για την λεκάνη χωρίς φυτά και 83% για την λεκάνη με φυτά, αντίστοιχα. Η πρόβλεψη του μοντέλου δίνει μέση ετήσια απομάκρυνση του οργανικού φορτίου 82% για την λεκάνη με φυτά. Εικόνα 6.34. Πειραματικές τιμές BOD 5 και τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 106

Εικόνα 6.35. Πειραματικές τιμές BOD 5 και τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. Για την αφαίρεση των διαφόρων μορφών του αζώτου σε μονάδες mgn/l, η τελική πρόβλεψη του μοντέλου δίνει πολύ ικανοποιητική πρόβλεψη με τις πειραματικές μετρήσεις και στις δύο λεκάνες (Εικόνες 6.36. και 6.37.). Η μέση συνολική παρατηρούμενη απομάκρυνση του ολικού αζώτου ήταν 69% για την λεκάνη χωρίς φυτά και 75% για την λεκάνη με φυτά, αντίστοιχα. Η πρόβλεψη του μοντέλου δίνει μέση ετήσια απομάκρυνση του ολικού αζώτου 65% για την λεκάνη με φυτά. Εικόνα 6.36. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και τελική πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη χωρίς φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 107

Εικόνα 6.37. Πειραματικές τιμές των διαφόρων μορφών του αζώτου και τελική πρόβλεψη μοντέλου για την λεκάνη με φυτά. Οκτώβριος 2011-Σεπτέμβριος 2012. 6.5. Συμπεράσματα Ο σχεδιασμός της πιλοτικής μονάδας επικεντρώθηκε σε σύστημα εδάφους-νερού-φυτού και η λειτουργία της προσομοιάστηκε με έναν τεχνητό υγρότοπο ελεύθερης επιφανειακής ροής. Τα χαρακτηριστικά της λειτουργίας της μετρήθηκαν και αναλύθηκαν ποσοτικά με σκοπό την ανάπτυξη μοντέλου προσομοίωσης. Από την πειραματική διαδικασία προέκυψαν τα εξής: 1. Τα γεωμετρικά μεγέθη των δύο λεκανών της πιλοτικής μονάδας (όμοια) προσδιόρισαν τις επικρατούσες συνθήκες και διεργασίες. Ειδικότερα οι ρηχές λεκάνες διασφάλισαν αερόβιες συνθήκες με κυριαρχούσες διεργασίες τις αερόβιες. 2. Η παράλληλη εκτέλεση του πειράματος για την λεκάνη χωρίς φυτά με την λεκάνη με φυτά ανέδειξε ξεκάθαρα τον ρόλο της παρουσίας των φυτών στους υγροτόπους. Αυτός είναι η άντληση όγκου υγρού (με τα θρεπτικά συστατικά που περιέχει) με αποτέλεσμα και την μεταβολή του όγκου του υγρού στη λεκάνη. 3. Οι διεργασίες που ήταν κρίσιμες για την απομάκρυνση των ρυπαντικών ουσιών από τον όγκο του υγρού ήταν οι βιοχημικές διεργασίες με την δράση αερόβιων μικροοργανισμών. 4. Η απόδοση του συστήματος εδάφους-νερού-φυτού στην αφαίρεση των ρυπαντικών φορτίων είναι υψηλή και ευνοείται από την αραιή βλάστηση και την συγκομιδή των 108

φυτών, το ρηχό ύψος της στήλης νερού, την ανάπτυξη φυκών, τους μεγάλους χρόνους παραμονής και την παρουσία του διαλυμένου οξυγόνου σε αυτό. Το μοντέλο προσομοίωσης που προέκυψε με κύριες διεργασίες την αερόβια ετεροτροφική και αυτοτροφική ανάπτυξη με ταυτόχρονη αμμωνιοποίηση και ανάπτυξη διαφόρων ειδών φυκών (αλγών), έδειξε ότι: 5. Η κινητική των βιοχημικών διεργασιών είναι απόλυτα εξαρτημένη από την θερμοκρασία του υγρού, όπου αυτές λαμβάνουν χώρα. 6. Η θερμοκρασιακή εξάρτηση των ρυθμών ανάπτυξης των μικροοργανισμών ακολουθεί την εποχιακή της διακύμανση. 7. Οι μέγιστοι ειδικοί ρυθμοί ανάπτυξης των βιοχημικών διεργασιών βρέθηκαν σε χαμηλότερα επίπεδα τιμών απ ό,τι ισχύει γενικά για τις βιοχημικές διεργασίες, αλλά εξαρτώνται από τη θερμοκρασία. 8. Η αφαίρεση του οργανικού φορτίου και στις δύο λεκάνες ήταν πολύ ικανοποιητική. Όμως ήταν ακόμα μεγαλύτερη στην λεκάνη με φυτά, διότι η παρουσία των φυτών διατηρεί το υγρό διαυγές, σε αντίθεση με την λεκάνη χωρίς φυτά όπου το υγρό είναι θολό αιώρημα φυκών. 9. Η απομάκρυνση των διαφόρων μορφών αζώτου είναι πάρα πολύ ικανοποιητική μέσα από την αμμωνιοποίηση, νιτροποίηση και την ανάπτυξη των φυκών, παρόλο που οι ρυθμοί των διεργασιών τους είναι χαμηλοί, ακόμα και για τις εποχές με υψηλές θερμοκρασίες. 10. Ένα μέρος του αζώτου καταναλώνεται στην ετεροτροφική ανάπτυξη, ένα άλλο κατά την ανάπτυξη στα φύκη και ένα σημαντικό μέρος απορροφάται από τα φυτά κυρίως κατά την καλοκαιρινή περίοδο. 11. Η πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης δίνει μέσο ετήσιο ποσοστό απομάκρυνσης του οργανικού φορτίου 82% και του ολικού αζώτου 65% για την λεκάνη με φυτά, ικανοποιώντας τα κριτήρια σχεδιασμού ενός τεχνητού υγροτόπου (FWS). 12. Η τελική πρόβλεψη του μοντέλου προσομοίωσης επαληθεύει τόσο τον πειραματικό σχεδιασμό της πιλοτικής μονάδας όσο και την προσέγγιση των ρυθμών των βιοχημικών διεργασιών με τις οποίες δομήθηκε. 13. Τα μοντέλο προσομοίωσης τύπου IAWPRC μπορεί να εφαρμοστεί σε τεχνητούς υγροτόπους ελεύθερης επιφανειακής ροής, αφού διερευνηθεί η αποτελεσματικότητά του σε παρόμοιες μονάδες υγροτόπων πλήρους κλίμακας. 109

Κεφάλαιο 7 ο ΕΦΑΡΜΟΓΗ ΜΟΝΤΕΛΟΥ ΠΛΗΡΟΥΣ ΚΛΙΜΑΚΑΣ 7.1. Περιγραφή Εγκατάστασης Τεχνητού Υγροτόπου Πλήρους Κλίμακας Το μέγεθος μιας εγκατάστασης τεχνητού υγροτόπου σχεδιάζεται με τον υπολογισμό των υδραυλικών παροχών [m 3 /d] και των ρυπαντικώνν φορτίων (BOD 5, ΤSS, ΤN, NH 3, ΤP),, με τελικό αποτέλεσμα να επιτυγχάνεται τουλάχιστον δευτεροβάθμια επεξεργασία των αστικών λυμάτων. Ο σχεδιασμός γίνεται με την απαίτηση τα χαρακτηριστικά της ποιότητας εκροής των επεξεργασμένων λυμάτων να βρίσκονται μέσα στα όρια που προβλέπει η Εθνική και Ευρωπαϊκή νομοθεσία. Λαμβάνοντας υπόψη τα παραπάνω, σχεδιάστηκε, κατασκευάστηκε και λειτούργησε μία εγκατάσταση επεξεργασίας λυμάτων (Κ/ Ξ Μπούμπουκας Λ.Γ.-ΕΡΜΩΝ ΑΕ, 2004), ελεύθερης επιφανειακής ροής (FSW) τεχνητού υγροτόπου με αυτοφυή βλάστηση (Typha Latifolia), για ισοδύναμοο πληθυσμό 400 κατοίκων στο Πλουτοχώρι Ηλείας (Εικόνα 7.1.). Εικόνα 7.1. Τεχνητός υγρότοπος ελεύθερης επιφανειακής ροής (FSW), την 14-08-2008. Η απαιτούμενη ποιότητα εκροής των επεξεργασμένωνν λυμάτων είναι η εξής: ph=6 9, BOD 5 <20 mg/l, COD<120 mg/l, ΤSS<20 mg/l, ΤΝ<10 mg/l, ΝΗ 3 <1 mg/l και ΤΡ<5 mg/l., όπως απορρέει από τους εγκεκριμένους περιβαλλοντικούς όρους και την Ευρωπαϊκή Οδηγία 91/271/ΕΟΚ. Η ποιότητα εκροής του αναφερόμενου τεχνητού υγροτόπου (400 ι.π.) έχει χαρακτηριστικά εκροής, όπως αυτά των συμβατικών εγκαταστάσεων επεξεργασίας λυμάτων (Πίνακας 7.1.), π..χ. 1) του Βιολογικού Καθαρισμού Πατρών (180.000 ι.π.), με τα χαρακτηριστικά ποιότητας εκροής, σύμφωνα με την απόφαση έγκρισης και ανανέωσης των περιβαλλοντικών όρων του (Δευτεροβάθμια Επεξεργασία), να είναι: BOD 5 <25 mg/l, COD< 125 mg/l, ΤSS<30 mg/ /L, ολικό ΤΝ<15 mg/l, και ολικός ΤΡ< <10 mg/l. και 2) του Βιολογικού 111

Καθαρισμού Κρεστένων (10.000 ι.π.), με τα χαρακτηριστικά ποιότητας εκροής, σύμφωνα με την απόφαση έγκρισης και ανανέωσης των περιβαλλοντικών όρων του (Δευτεροβάθμια Επεξεργασία), να είναι: BOD 5 <20 mg/l, COD<120 mg/l, ΤSS<30 mg/l, ολικό ΤΝ<20 mg/l, ολικός ΤΡ<10 mg/l και ΝΗ3<1 mg/l. Πίνακας 7.1. Απαιτούμενη ποιότητα εκροής επεξεργασμένων λυμάτων. Τεχνητός Υγρότοπος 400 ι.π. Β.Κ. ΠΑΤΡΩΝ 180.000 ι.π. Β.Κ. ΚΡΕΣΤΕΝΩΝ 10.000 ι.π. BOD 5 20 mg/l 25 mg/l 20 mg/l COD 120 mg/l 125 mg/l 120 mg/l ΤSS 20 mg/l 30 mg/l 30 mg/l ΤΝ 10 mg/l 15 mg/l 20 mg/l ΤΡ 5 mg/l 10 mg/l 10 mg/l Τα δεδομένα σχεδιασμού (παροχών και φορτίσεων) υποθέτουν: υδραυλικό φορτίο 160 L/άτομο d ή 64 m 3 /d, ρυπαντικά φορτία BOD 5 =60g/άτομο d ή 375mg/L, TSS=75 g/άτομο d ή 469mg/L, TN=12 g/άτομο d ή 75mg/L, TP= 2,5 g/άτομο d ή 15,6mg/L, ενώ τα δεδομένα σχεδιασμού των λεκανών του τεχνητού υγροτόπου μειώνονται κατά το ποσοστό της απόδοσης της πρωτοβάθμιας επεξεργασίας με την κατασκευή σηπτικής δεξαμενής. Οπότε τα δεδομένα σχεδιασμού για την λεκάνη του τεχνητού υγροτόπου με βάση τον εκτιμώμενο πληθυσμό στην 20ετία, είναι τα εξής: Συγκέντρωση εισόδου BOD 5 = 225mg/L Εξερχόμενο BOD 5 = 20mg/L Μέση Ημερήσια Παροχή : 0,16m 3 /άτομο d 400άτομα = 64m 3 /d Οργανικό Φορτίο Εισόδου : 36g/άτομο d 400άτομα = 14,4Kg BOD 5 /d και τα τυπικά κριτήρια που λαμβάνονται υπόψη για τον τελικό σχεδιασμό είναι: Υδραυλικός Χρόνος Παραμονής (HRT): 2-5 days BOD 5, 7-14 days Άζωτο N Ρυθμός Εφαρμογής Φορτίου BOD 5 : < 11KgBOD 5 /στρέμμα d Για πυκνή βλάστηση Ρυθμός Εφαρμογής Φορτίου BOD 5 : < 6,65KgBOD 5 /στρέμμα d Βάθος νερού στον υγρότοπο : 0,10-0,50m Λόγος μήκους/πλάτους : 1,5 : 1 μέχρι 4 : 1 Υδραυλική Φόρτιση (ταχύτητα) : 0,01 0,06m 3 /m 2 d Συχνότητα συγκομιδής φυτών : 3-5 έτη Ο υπολογισμός της συνολικής απαιτούμενης επιφάνειας του τεχνητού υγροτόπου A P έγινε με την σχέση (Αγγελάκης και Τσομπανόγλους, 1995) όπου Q η ημερήσια παροχή εισόδου λυμάτων τροφοδοσίας [m 3 /d], Co η συγκέντρωση BOD 5 στην είσοδο του υγροτόπου [mg/l], Ce η συγκέντρωση BOD 5 στην έξοδο του υγροτόπου [mg/l], K T η σταθερά της 112

κινητικής διάσπασης του οργανικού φορτίου [d -1 ], y το βάθος του νερού στον υγρότοποο με τυπικές τιμές από 0,10 έως 0,50 [m] και n το καθαρό ποσοστό της επιφάνειας που καταλαμβάνει το νερό σε υγροβιότοπο με πυκνή βλάστηση, συνήθως το (60-70)%. A P Για 24 o C (καλοκαίρι) K T T= 0,856 d Για 12 o C (χειμώνα) K T T= 0,425 d y = 0,20m (καλοκαίρι) y = 0,35m (χειμώνα) n = 65%, Εικόνα 7.2. Q (ln C0 lnce ) = K y n T Για τον παραπάνω υπολογισμό χρησιμοποιήθηκαν δεδομένα σχεδιασμού για τον χειμώνα και το καλοκαίρι ως εξής: συγκέντρωση BOD 5 στην είσοδο του υγροτόπου, για χειμώνα C OW =225mg/L συγκέντρωση BOD 5 στην είσοδο του υγροτόπου, για καλοκαίρι C OS =243mg/L ημερήσια παροχή για χειμώνα Q W =64m 3 /d ημερήσια παροχή για καλοκαίρι Q S =59,2m 3 /d -1-1 Η υπολογιζόμενη απαιτούμενη επιφάνεια του παραπάνω τεχνητού υγροτόπου με βάση την εξίσωση { 45}, είναι A S =1328m 2 για το καλοκαίρι και A W =1602m 2 για το χειμώνα. Το τελικό αποτέλεσμα της απαιτούμενης επιφάνειας ελήφθη ως το δυσμενέστερο: A P =1602m 2. {45} Εικόνα 7.2. Σε υγροβιότοποο με πυκνή βλάστηση ένα σημαντικό ποσοστό της επιφάνειας καταλαμβάνεται από το φυτό. Επειδή ο σχεδιασμός έγινε για προοπτική εικοσαετίας (20 έτη) με ισοδύναμο πληθυσμό 400 κατοίκων, η απαιτούμενη επιφάνεια (A P =1602m 2 ) του τεχνητού υγροτόπου χωρίστηκε 113

κατασκευαστικά σε δύο (2) λεκάνες των 805m 2 έκαστη, με διαστάσεις περίπου μήκους 52m πλάτους 15,5m και σχέση μήκους:πλάτους=3,35:1 (Κ/Ξ Μπούμπουκας Λ.Γ.-ΕΡΜΩΝ ΑΕ, 2004). Αυτό προφανώς έγινε για να τεθεί σε λειτουργία η μία από τις δύο για λόγους οικονομίας αλλά και ορθολογικής διαχείρισης, αφού με την λειτουργία της εγκατάστασης θα εξυπηρετούταν άμεσα ο πραγματικός πληθυσμός που είναι πολύ μικρότερος από την πρόβλεψη της εικοσαετίας. Ακολουθεί περιγραφή της μονάδας. Μετά την έξοδό τους από την σηπτική δεξαμενή, τα λύματα οδηγούνται μέσω του αντλιοστασίου ανύψωσης, για δευτεροβάθμια επεξεργασία στις λεκάνες του τεχνητού υγροτόπου (Εικόνα 7.3.). Εικόνα 7.3. Σχηματικό διάγραμμα της τομή της λεκάνης του τεχνητού υγροτόπου (FWS) πλήρους κλίμακας. Η τροφοδοσία των λυμάτων γίνεται κατά μήκος της εισόδου των λεκανών, για την ομοιόμορφη κατανομή των ρυπαντικών φορτίων σε όλη την επιφάνεια του υγροτόπου. Ο πυθμένας κάθε λεκάνης έχει κλίση πάνω από 2%, είναι εξυγιασμένος με γεωύφασμα πολυπροπυλενίου και στεγανοποιημένος με μεμβράνη πολυαιθυλενίου (HDPE), πάχους 3mm. Το πρανές των πλαϊνών πλευρών κάθε υγροτόπου έχει κατασκευαστεί με κλίση τουλάχιστον 1:2 για την καλύτερη στήριξη των πρανών και της μεμβράνης. Στην αρχή κάθε λεκάνης και κατά μήκος της εισόδου, πάνω στην φυτική γή, τοποθετήθηκαν σκύρα σε τραπεζοειδή διατομή, σε ύψος 0,50m, ώστε να εξομαλυνθεί η ροή των λυμάτων. Πάνω στα σκύρα και με κατάλληλο τρόπο αγκύρωσης, τοποθετήθηκε ο διάτρητος αγωγός μεταφοράς λυμάτων, που τροφοδοτεί τον υγρότοπο. Στο τέλος κάθε λεκάνης και κατά μήκος της, υπάρχει όμοια στρώση με σκύρα σε τραπεζοειδή διατομή, μεγάλης βάσης 1,50m στον πυθμένα και μικρής βάσης 0,60m μέσα στα οποία τοποθετήθηκε ο διάτρητος αγωγός εξόδου. Ο διάτρητος αγωγός εξόδου λυμάτων καταλήγει σε φρεάτιο ρύθμισης της στάθμης των λεκανών του υγροτόπου. Η ανακυκλοφορία 114