RIMOZIONE DELLE ALGHE NELLA POTABILIZZAZIONE DELLE ACQUE DI LAGO Sabrina Sorlini

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1 RIMOZIONE DELLE ALGHE NELLA POTABILIZZAZIONE DELLE ACQUE DI LAGO Sabrina Sorlini Dipartimento di Ingegneria Civile, Facoltà di Ingegneria, Università degli Studi di Brescia, via Branze 38, Brescia, Italia. Tel , Fax , INTRODUZIONE L uso di acque superficiali a scopo potabile può presentare problematiche specifiche legate alla presenza di alghe, quali torbidità, colorazione, presenza di composti odorigeni e di sottoprodotti. I cianobatteri, conosciuti come alghe blu-verdi, sono batteri fotosintetici in forme unicellulari, coloniali o filamentose, con dimensioni da meno di 1 µm a più di 100 µm come diametro cellulare. Essi sono molto frequenti nei laghi, bacini di stoccaggio artificiali, piccoli serbatoi naturali e fiumi a debole flusso; la loro proliferazione è favorita dalla presenza di luce, elevata temperatura, bassa turbolenza, presenza di nutrienti. La loro rilevanza igienico sanitaria è legata alla capacità di produrre tossine, che possono rimanere nelle cellule algali o essere rilasciate nell acqua, con effetti tossici per l organismo umano. Delle oltre cinquanta specie conosciute, quelle più comunemente associate alla tossicità sono Microcystis, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Schizotrix in grado di produrre le seguenti classi di tossine: o Neurotossine (tossiche per il sistema nervoso): Anatossina-a, Anatossina-a(s), Homoanatossina-a, (Saxitossina), Paralytic Shellfish Poisons; o Epatotossine (tossiche per il fegato): Microcystina, Cylindrospermopsin, o Endotossine (dermo-irritanti per contatto): Debromoaplysiatoxin, Lungbyatoxin, Aplysiatoxin. Le epatotossine (in particolare la Microcistina) sono quelle più frequenti e possono essere rilasciate dai generi Microcystis, Planktothrix, Anabaena, Aphanizomenon, Nodularia, Nostoc, Cylindrospermopsis e Umezakia. Tra le Microcistine quella più frequente e presente in maggiore concentrazione è la Microcistina-LR (con effetto tossico per l uomo), che è generalmente contenuta nella cellula algale ma può essere rilasciata facilmente in seguito alla lisi cellulare. Nelle recenti Linee Guida dell OMS (WHO, 2004) è stato inserito il valore guida di 0,001 mg/l per la microstina-lr (come somma di quella libera più legata alle cellule algali) dato il suo effetto tossico. In tabella 1 viene riportata una corrispondenza tra le specie cianobatteriche e le tossine prodotte. Tabella 1 Specie di cianobatteri e tossine prodotte (WHO, 2004) 1

2 Nei corpi idrici le popolazioni di cianobatteri nelle prime fasi di fioritura liberano basse concentrazioni di tossine (0,1-10 µg/l), che possono aumentare in estate e all inizio autunno, nella fase del decadimento dei bloom algali. Le microcistine sono state ritrovate in molti corpi idrici con valori variabili tra concentrazione in traccia e 55 µg/l (Funari, 1999). Le alternative adottabili per ridurre il rischio di presenza di cianobatteri e cianotossine nell acqua per uso umano sono: o una scelta adeguata della fonte di approvvigionamento, in modo da evitare l uso potabile di acque prelevate da fonti contaminate; o la riduzione dell apporto di nutrienti (in particolare fosforo) alla fonte di approvvigionamento; o l impiego di trattamenti adeguati per la rimozione delle alghe; o l impiego di trattamenti adeguati per la rimozione delle tossine algali. Nel seguito verranno analizzati i principali trattamenti impiegati nella potabilizzazione delle acque, prestando particolare attenzione all effetto che questi possono avere sulle rimozione dei cianobatteri e delle cianottosine. TRATTAMENTI APPLICABILI PER LA RIMOZIONE DELLE ALGHE Pre-trattamenti: la microstacciatura (maglia µm) rappresenta una valida tecnica per la separazione fisica delle cellule algali, con rese molto variabili in funzione della specie cianobatterica (dimensione algale), della modalità di aggregazione delle cellule (singola cellula, aggregati, filamenti, ecc.) e della presenza di solidi nell acqua. Un aspetto da non trascurare è l effetto di lisi cellulare, e conseguente rilascio di tossine, che si potrebbe verificare a seguito della rottura delle cellule durante la filtrazione (WHO, 1999). Un altro efficace pre-trattamento è l aerazione, soprattutto per la rimozione di composti volatili e gassosi, quali anidride carbonica, idrogeno solforato e composti organici volatili associati alla decomposizione algale (WHO, 1999). Ossidazione/Disinfezione: e un trattamento molto utilizzato nella potabilizzazione delle acque, come stadio di pre-ossidazione, di ossidazione intermedia o disinfezione finale. L effetto specifico sulle alghe può essere quello della inattivazione cellulare, a cui spesso si accompagna un aumento dei metaboliti organici prodotti dalla lisi cellulare, tra cui vi sono anche le cianotossine. Il vantaggio della inattivazione delle alghe è legato alla loro successiva immobilizzazione nei flocculi o all interno dei filtri. Inoltre la pre-ossidazione può essere considerato uno dei principali metodi di miglioramento dei successivi processi di coagulazione e filtrazione, in quanto in grado di ridurre sia il rivestimento organico che si forma sulle particelle colloidali sia l effetto di stabilizzazione che le alghe possono avere sui colloidi e che ne compromette la rimozione (Edzwald,1993; Gibbs, 1983) E quindi evidente che la pratica della pre-ossidazione (o della ossidazione lungo la linea del trattamento) è una scelta molto controversa e deve essere valutata attentamente in base al contenuto di cellule algali che può favorire la formazione di sottoprodotti di ossidazione e il rilascio di cianotossine. Pertanto, l applicazione dei trattamenti ossidativi risulta ottimale dopo avere effettuato una separazione fisica delle cellule algali ed è mirata prevalentemente alla rimozione delle cianotossine. Gli agenti ossidanti più utilizzati, in base al loro costo ed alle possibilità del loro impiego, sono: cloro o ipocloriti, biossido di cloro, ozono, permanganato di potassio. Cloro e suoi composti: la possibilità di abbattimento delle cianotossine con questi ossidanti è stata documentata da numerosi autori che riportano buone rese per la microcistina-lr e la nodularina solo con elevati tempi di contatto. Tsuji et al. (1997) mostrano come la percentuale di rimozione di microcystin-lr aumenti all aumentare del dosaggio di cloro, fino a raggiungere il 99% di microcistina decomposta da una concentrazione di ipoclorito di sodio pari a 1,92 mg/l, con tempo di contatto di 3 ore. E stato inoltre osservato che la presenza di cianobatteri favorisce la formazione dei sottoprodotti organoclorurati, tra cui i trialometani (THMs). Biossido di cloro: sebbene non via siano molti studi in letteratura riguardo la sua efficacia su cianobatteri e tossine, è stato osservato che il biossido di cloro ha una blanda efficacia sulla 2

3 microcistina-lr ai dosaggi a cui viene normalmente applicato nella potabilizzazione (Hart e Stott, 193). Ozono: Montiel e Weltè (1998) hanno dimostrato che l ozono può rappresentare un trattamento preliminare in grado di migliorare la resa di rimozione delle alghe dal 75 al 95% con successivi trattamenti di flottazione, filtrazione rapida su biolite o filtrazione lenta su sabbia. La stessa conclusione è stata raggiunta da Bauer et al. (1998) nello studio di potabilizzazione delle acque del Tamigi, mediante l analisi degli effetti sulla filtrazione multistrato di pre-ossidazione con ozono e filtrazione in linea (dosaggio di coagulante in entrata alla filtrazione) con solfato di ferro singolarmente e combinati: dalla rimozione del 50% senza aggiunte chimiche si passa al 90% con ozono e ferro. La pre-ossidazione ad ozono si è dimostrata particolarmente efficace nella distruzione di alcune classi di tossine, sebbene molti ricercatori siano d accordo nell affermare che dosaggi e tempo di contatto dipendono dalla qualità dell acqua e dalla natura della sostanza da ossidare (Rositano, 1996; Croll, 1996; Hart et al., 1997). Permanganato di potassio: E stata osservata una buona efficacia sulle tossine disciolte, con rese del 95% su microcistina-lr a dose di 1 mg/l per 30 ; tuttavia, l effetto è decisamente trascurabile su tossine interne alle cellule algali il cui rilascio, peraltro, potrebbe essere favorito durante il trattamento (Lam et al., 1995). Tecniche fisiche e chimico-fisiche per la rimozione algale Coagulazione-flocculazione: l efficacia di questo trattamento nella rimozione delle alghe è notevolmente influenzata dalle caratteristiche tipiche delle cellule algali quali l elevata motilità e la geometria allungata e filamentosa che possono comprometterne l intrappolamento nei fiocchi. Bernhardt e Clasen (1991) hanno dimostrato che esiste una proporzionalità diretta tra l area superficiale totale della particella/cellula algale, quindi la concentrazione di cellule, e il dosaggio di coagulante richiesto per il processo di flocculazione, purchè la cellula sia più o meno sferica e liscia. Per quanto riguarda invece alghe filamentose, come il cianobatterio Planktothrix rubescens o la diatomea Melosira granulata, o alghe flagellate, non si riscontra la stessa relazione. Per una flocculazione soddisfacente di questi organismi quindi viene suggerita l aggiunta di flocculante debolmente anionico o non-ionico dopo il dosaggio di un coagulante come il solfato di alluminio: bastano 0,5-1 mg/l di polielettrolita per ridurre la dose iniziale di solfato di alluminio a 10 mg/l. Assolutamente da valutare è l effetto di lisi cellulare causato dall aggiunta di reagenti chimici e dai processi meccanici. La sedimentazione: l efficacia non è in genere soddisfacente, non solo per la inevitabile fuga dei flocculi più piccoli, ma anche perché nei tempi di ritenzione piuttosto lunghi dell acqua nel bacino è più facile che le alghe con maggior motilità possano liberarsi dalla trappola del flocculo. Generalmente poi i flocculi algali sono molto lenti a sedimentare, quindi è bene condurre la sedimentazione con portate relativamente basse per facilitare il processo (Edzwald, 1993). Inoltre nello stesso bacino, si possono generare nuove alghe (a causa della luce e del lungo tempo di ritenzione) che ovviamente non sono state flocculate. La flottazione DAF (Dissolved air flottation): sebbene la sedimentazione sia ancora il sistema più diffuso per la chiarificazione primaria dell acqua, la flottazione è indicata per la separazione di particelle naturalmente poco dense (ad esempio le alghe) o di particelle flocculanti leggere e per questo motivo inizia a farsi strada tra le tecnologie adottate negli impianti. Hargesheimer e Watson (1996) confermano i risultati di numerosi studi precedenti in un confronto tra flottazione e sedimentazione per gravità mirati all abbattimento del carico algale (soprattutto diatomee e crisoficee): i risultati sono decisamente a favore della flottazione, che ottiene rimozioni comprese nel range 29 85% contro la sedimentazione che raggiunge al massimo il 49%. La flottazione è particolarmente adatta al trattamento sia di acque ad alto contenuto algale sia di acque di ottima qualità caratterizzate da valori di torbidità e contenuto organico molto basso rispetto alla media. Con prove di flottazione eseguite su acque ricche di alghe (> cellule/litro, di cui il 50% alghe blu-verdi) le percentuali di abbattimento ottenute sono comprese tra il 95% e 99%. Anche nel caso della DAF l efficienza del trattamento dipende spesso dal tipo di alga, oltre che dalla sua concentrazione con rimozioni comprese tra 57 e il 100% (WHO, 1999). 3

4 Filtrazione La filtrazione rapida su sabbia è in grado di fornire rese di separazione variabili tra il 10 e 75% in funzione della specie fitoplanctonica, migliorabili fino anche al 90% combinando la filtrazione con un pre-trattamento di coagulazione/flocculazione, pre-ozonazione o utilizzando un filtro pluristrato. Infine la rimozione delle alghe con elevata motilità (Cryptomaonas, Rhodomonas, ecc..) risulta problematica con qualsiasi tipo di filtro e condizionamento chimico così che, a meno di una loro preliminare uccisione, difficilmente si può raggiungere la rimozione del 50% (Petrusevski, 1992). Riguardo ai filtri lenti (tipologia di filtri non basata su processi di coagulazione e flocculazione e funzionamento con un carico idraulico dell ordine di 0,5 1 m/h), essi hanno in genere una eccellente capacità di rimozione delle microalghe e della clorofilla, dell ordine del 90% (WHO, 1999). Alcuni limiti del trattamento di filtrazione sono la bassa resa di rimozione nel caso di alghe con elevata motilità, la possibilità di proliferazione algale sul supporto filtrante e l effetto di lisi cellulare indotto dal filtro. Elevate rese di rimozione (98-99%) delle alghe possono essere ottenute con sistemi di microfiltrazione e ultrafiltrazione per i quali (in particolare per la ultrafiltrazione) si è osservato anche un parziale assorbimento della microcistina; l utilizzo della osmosi inversa ha portato ad una abbattimento della microcistina-lr del 99,6% (Neumann e Weckesser, 1998). Coagulazione/DAF/filtrazione In alcuni casi una soluzione adeguata ai fini della rimozione di alghe risulta la combinazione della filtrazione rapida con la coagulazione (coagulazione diretta o filtrazione in linea): la fase di flocculazione vera e propria non avviene se non direttamente durante la filtrazione. La miglior efficienza della filtrazione in linea rispetto alla sola filtrazione rapida è stata dimostrata ad esempio nello studio di (Bauer et al., 1998) sulle acque del Tamigi usando un filtro multistrato (sabbia fine, 0,6-1,18 mm, e antracite), con un carico idraulico di 6-8 m/h. La percentuale media di abbattimento della torbidità (indice della presenza di particolato organico e inorganico compreso nel range 4-80 ηm) è passata dal 50-60% al 70-80%. Anche la concentrazione di clorofilla ha subito un miglioramento nella rimozione, sebbene meno accentuato (dal 35% al 50% circa): una rimozione più spinta è stata raggiunta con l aggiunta del pretrattamento ad ozono. Trattamenti di adsorbimento: carbone attivo Numerosi autori hanno osservato ottime rese di rimozione di numerose tossine (microcistina- LR, nodularina) con il carbone attivo; in particolare Donati e Drikas (1993) hanno misurato la capacità di alcuni carboni in polvere di diversa natura nella rimozione di microcystis-lr e hanno evidenziato che i carboni a base di legno sono più efficienti, seguiti da quelli a base di carbone, per concludere con i carboni a base di noce di cocco. L entità di adsorbimento di tossine da parte di un carbone attivo dipende dal volume dei mesopori (diametro compreso tra 2 e 50 nm) piuttosto che da quello dei micropori, e la dimensione prevalente dei pori dipende a sua volta dal materiale d origine (Lee et al., 1981). L utilizzo dei carboni come stadio biologico, in alcuni casi, ha portato a rese migliori, come nel caso della microcistina- LR data la sua natura biodegradabile (Fawell et al., 1993). IL CASO DI STUDIO DEL LAGO DI GARDA A partire dal 2002 è iniziata con Gardauno una collaborazione finalizzata al monitoraggio di alcuni impianti che trattano acqua di lago situati a Desenzano e alla verifica in laboratorio dell efficacia di alcuni trattamenti convenzionali nella rimozione delle specie cianobatteriche presenti nel lago. Nel periodo di tempo in cui è stato effettuato il monitoraggio (ottobre 2002-settembre 2003) l impianto di Montecroce (dotato di uno stadio di pre-ozonazione, filtrazione sabbia/carbone attivo e disinfezione finale con biossido di cloro) non ha mostrato particolari problemi, infatti la densità cianobatterica è sempre stata pressoché nulla, grazie alla maggiore profondità della presa (-60 s.l.m.). Per l impianto di Cabina Vecchia (dotato di sola disinfezione con biossido di cloro) la densità cianobatterica nell acqua trattata è risultata spesso elevata, con concentrazioni di 4

5 Planktothrix rubescens compresa tra e cell/l per tutto il periodo invernale (novembre-febbraio) e concentrazioni di Anabaena flos-aquae/lemmermanni tra e cell/l nel periodo estivo (giugno-agosto). In entrambi gli impianti si è verificato che: la densità cianobatterica è sempre stata abbattuta e non presenta casi di ricrescita in rete; i sottoprodotti di ossidazione con ozono e biossido di cloro sono inferiori al limite transitorio rispettivamente per il bromato e clorito; un monitoraggio futuro consentirà di verificare anche la conformità con il limite a regime. Sono state inoltre effettuate diverse prove di laboratorio al fine di valutare l efficacia dei seguenti trattamenti convenzionali nella rimozione delle alghe: coagulazione/flocculazione, filtrazione su sabbia/antracite, filtrazione su carbone attivo e disinfezione. I principali risultati ottenuti sono nel seguito illustrati. Coagulazione/flocculazione/sedimentazione: sono state effettuate diverse prove di jar test al fine di individuare rese, condizioni operative e caratteristiche dei fanghi prodotti mediante l utilizzo di diversi coagulanti (FeCl 3, PAC e Al 2 (SO 3 ) 4 ) e flocculanti. E emerso che: o il solfato di alluminio è stato escluso in quanto, pur mostrando una buona efficienza nella rimozione algale (50%-100%), mostra notevoli difficoltà di flocculazione e sedimentazione dei fiocchi prodotti; o il cloruro ferrico presenta: il vantaggio di formare fiocchi più stabili e produrre meno fango rispetto al PAC (15-40 mg/l SST del FeCl 3 contro mg/l per il PAC); il vantaggio di rimuovere alghe tossiche in percentuale variabile fino al 100% e di rilasciare alti residui di Fe nel surnatante; o il policloruro di alluminio si è dimostrato il più efficace sia dal punto di vista della rimozione del carico algale (con rese del 100%) che delle caratteristiche di sedimentabilità del fango e del residuo di metallo nel surnatante. L unico punto debole è l alta produzione di fango, soprattutto in vista di una filtrazione per contatto successiva. o il polielettrolita organico ad alta carica negativa è l unico flocculante che riesce a migliorare la resa del cloruro ferrico e a diminuirne i residui di metallo nel surnatante. Filtrazione rapida multistrato (sabbia/antracite): la valutazione della filtrazione semplice e della filtrazione per contatto ha portato alle seguenti conclusioni: o la filtrazione semplice, in condizioni di basso carico algale, si dimostra sufficiente per la rimozione totale del contenuto algale e per una buona rimozione di solidi sospesi (22-92%); o in condizioni di alto carico algale, raggiunge rimozione di alghe del 99,6% tuttavia rivela la necessità di essere abbinata ad altri trattamenti per un migliore controllo dei cianobatteri; o la filtrazione per contatto mostra una totale rimozione di alghe sia con cloruro ferrico che con policloruro di alluminio; o è in grado di trattenere meglio i residui del cloruro ferrico piuttosto che quelli del policloruro di alluminio, infatti nel primo caso il Fe rimane < 5µg/l come il valore nell acqua grezza, mentre nel secondo caso l Al aumenta fino a 27µg/l. Filtrazione su carbone attivo: o può costituire un buon supporto alla filtrazione semplice in caso di condizioni di alto contenuto algale, infatti offre una resa di abbattimento delle cellule algali del 99,5%; o rappresenta il modo migliore di rimozione delle tossine che più frequentemente possono essere prodotte dai cianobatteri presenti nel lago (Planctothrix e Microcystis). Questo aspetto non è stato oggetto di questo studio ma verrà indagato in una prossima sperimentazione. Disinfezione con ipoclorito di sodio: o non ha alcun effetto sull abbattimento algale in condizioni di alto carico di cellule; o i dosaggi sperimentati non hanno causato la formazione di sottoprodotti quali i trialometani (THM) in concentrazioni significative. In particolare, alle concentrazioni di cloro applicate (0,5-1,5 mg/l), la maggiore presenza di alghe non ha presentato nessun incremento della formazione dei THMs. Tutti gli esperimenti sopra esposti sono stati eseguiti direttamente sull acqua grezza, tuttavia è da tenere in considerazione che si tratta di processi complementari tra loro e che 5

6 necessitano quindi di essere valutati secondo una logica che rispecchi la loro combinazione nell impianto reale di trattamento. Alla luce dei risultati ottenuti, una adeguata rimozione dei cianobatteri nell acqua di lago destinata ad uso potabile può essere ottenuta mediante la combinazione dei seguenti processi: Coagulazione con FeCl 3, dosato secondo il dosaggio ottimale trovato mediante le prove di Jar-Test: al fine di inglobare le cellule algali all interno di particelle di maggiori dimensione e quindi più facili da trattenere nella fase successiva di sedimentazione o filtrazione (nel caso della coagulazione in linea); Filtrazione su sabbia e antracite: fase indispensabile per la rimozione dei fiocchi formati dalla cogulazione di FeCl 3 e quindi i residui di metallo rilasciati dal coagulante; Filtrazione su GAC, per svolgere una funzione di supporto all azione filtrante precedente, in caso di emergenza e per poter garantire la rimozione di eventuali tossine; Disinfezione con ipoclorito di sodio con dosaggio minimo, per assicurare l assenza di microrganismi patogeni. BIBLIOGRAFIA Bauer, Bayley, Chipps, Eades, Scriven (1998): Enhanced repid gravity filtration and dissolved air flottation for pre-treattment of river Thames reservoi water, Water Science and Technology, Vol. 37, 2. Bernhardt, H e Clasen, J. (1991): Flocculation of micro-organisms, J. Water SRT Aqua. 40(22), Conio, Palombo (1997): Esperienze sul controllo e la rimozione delle alghe da acque destinate alla potabilizzazione, Biologia Ambientale, n.2. Croll, Hart (1996): Algal toxins customers. Technology Transfer Conference. Donati, C.D., Drikas, M., Hayes, R. e Newcombe, G. (1993): Adsorption of microcystin-lr by powdered activated carbon. Wat. J. AWWA, 20(3), Edzwald (1993): Coagulation in drinking water treatment: particles, organics and coagulants, Envir. Sci. & Technol., 27. Fawell, J.K., Hart, J, James, H.A. and Parr. W. (1993): Blue-green algae and their toxins analysis, toxicity, treatment and environmental control. Wat. Supply, 11(3/4), Gibbs (1983): Effects of natural organi coating on the coagulation of particles. Envir. Sci. & Technol., 17. Grottolo M., Garibaldi L., Pollini S., Monarca S., Albeti A. (2001): Valutazione dell efficacia dei processi di potabilizzazione per le acque prelevate nel golfo di Desenzano (Lago di Garda), Acqua Aria. Hargesheimer, Watson (1996): Drinking water treatment options for taste and odor control, Wat.Res., Vol.30, n.6. Istituto di Ricerca sulle Acque (1974): Indagini sul Lago di Garda, a cura di Merletti M.. Funari E. (1999): Aspetti sanitari della problematica dei cianobatteri nelle acque superficiali italiane, Istituto Superiore di Sanità, ISTISAN 00/30 Hart, J. and Stott, P. (1993): Microcystin-LR Removal from Water. Report FR 0367, Foundation for Water Research, Marlow, UK. Lam, A., Prepas, E., Spink, D. and Hrudey, S.E. (1995) Control of hepatotoxic phytoplankton blooms; implications for human health. Water Res. 29, Meucci, Giocosa (1997): Esperienze sul controllo e la rimozione delle alghe da acque destinate alla potabilizzazione, Biologia Ambientale, n.2. Montiel, Weltè (1998): Preozonation couplet with flotation filtration: successedful removal of algae, Water Science and Technology, Vol. 37, 2. Neumann, U. and Weckesser, J. (1998): Elimination of microcystin peptide toxins from water by reverse osmosis. Environ. Toxicol. Water Qual., 13. Petrusevski, van Bremen, Alaerts (1995): Optimisation of coagulation conditions for direct filtration of impounded surface water, J Water SRT-Aqua, Vol.44. Rositano J. (1996): The Destruction of Cyanobacterial Peptide Toxins by Oxidants used in Water Treatment. Report 110, Urban Water Research Association of Australia Salmaso N., Decet F., Consolaro S., Cordella P. (1999): Caratteristiche chimiche e situazione trofica del Laago di Garda nel corso dell episodio di mescolamento delle acque della primavera del 1999, novembredicembre, Acqua e Aria. Salmaso N. (2000), Factors affecting the seasonality and distribution of cyanobacteria and chlorophytes: a case study from the large lakes suoth of the Alpes with special refernce to lake Garda, Hydrobiologia, 438. Salmaso N. (2002), Ecological patterns of phytoplancton assemblages in Lake Garda: seasonal, spatial and historical features, 61, J. Limonol.. Tsuji, Watanuki, Kondo (1997): Stability of Mocrocystins from cyanobacteria-iv. Effect of chlorination on decomposition, Toxicon, Vol. 35, n. 7. WHO (1999): Toxic cyanobacteria in water: a guide of their public heath consequences, monitorino and management, Geneva. WHO (2004): Guidelines for drinking water quality. Third Edition, volume 1 Reccomandations, Geneva. 6