Universitatea Politehnica Bucureti

Facultatea de Energetic

Evaluarea procesului de denitrificare

n conductele de canalizare

Student: Ana-Maria DINU

Anul I, MS 7

Ianuarie 2012

Cuprins31.Introducere

42.Studiu de caz

53.ndeprtarea biologic a azotului

53.1.Tratament biologic

53.2.Nitrificarea

63.3.Denitrificarea

63.3.1.Diferite metode de denitrificare

73.3.2.Raportul Carbon/Azot

93.4.Canalizarea ca reactor

103.4.1.Cinetica proceselor redox

113.4.2.Condiia anoxic

123.4.3.Condiia anaerobic

133.4.3.1.Riscul de coroziune

143.4.3.2.Mirosul neplcut i problemele de sntate

153.5.Canalizarea ca un reactor cu biofilm

174.Concluzii

18Bibliografie:

Evaluarea procesului de denitrificare n conductele de canalizare1. Introducere

Apele uzate municipale conin de obicei cantiti mari de azot n diferite forme, cum ar fi amoniu (NH4+), compui organici i ntr-o msur mult mai mic nitrii (NO2-) i nitrai (NO3-). Acestea provin n principal din activitile metabolice ale organismului uman, n special din prelucrarea produselor alimentare, i pot fi gsite att compui organici (aminoacizi, proteine i uree) i compui anorganici (ioni de amoniu).Prezena de deeuri care conin azot n efluent, n conducta de evacuare poate cauza mai multe probleme de mediu. Compui ai azotului, amoniul, nitraii i nitriii sunt favorabili pentru creterea plantelor, cum ar fi algele. Oxigenul dizolvat oxideaz ionii de amoniu n nitrit i nitrat, ducnd la epuizarea oxigenului dizolvat. n plus, compuii azotului, n special amoniacul (NH3), sunt substane foarte toxice. La pH ridicat, amoniacul este produsul dominant al echilibrului chimic ntre amoniu i amoniac, care poate cauza toxicitate n cazul evacurii n mediul nconjurtor. Eutrofizarea este o alt preocupare de mediu, substane nutritive cum ar fi fosforul i azotul fiind compui care provoac o cretere rapid a plantelor. Cnd aceste plante mor, prile nedescompuse ale acestora se acumuleaz n apa dulce i pun n pericol viaa acvatic (Gerardi i alii, 2003).Reelele de canalizare i sistemele de epurare a apelor uzate, ca parte integrant a sistemului apelor reziduale urbane sunt importante pentru a spori gestionarea durabil a apelor uzate n societate. Dei reelele de canalizare sunt n mod inerent concepute pentru a colecta i transmite apele uzate la staiile de epurare a apelor uzate, transformrile microbiene a apelor uzate de-a lungul conductelor de canalizare sunt inevitabile. Prezena diferitelor tipuri de bacterii n apele uzate i tendina lor de a crete i de a se reproduce explic necesitatea de proiectare a sistemului de canalizare nu doar pe baza sistemelor hidraulice i a punctelor de vedere fizice, ci i asupra punctelor de vedere chimice i microbiologice. Aceste transformri microbiene n conductele de canalizare pot afecta n mod negativ canalizarea, staia de epurare a apelor uzate i de asemenea, sntatea uman.n sistemul de canalizare gravitaional, apele uzate conin de obicei de oxigen dizolvat, care furnizeaz condiii aerobe n conductele de canalizare. Respiraia anaerob are loc atunci cnd ionii denitrat i oxigenul dizolvat sunt consumate n sistemul de canalizare, reea care este n cea mai mare parte sub presiune, care poate provoca coroziune i mai multe probleme de miros. Adaosul de nitrat la conductele de canalizare pentru a asigura condiii anoxice artificiale este studiat ca o soluie pentru a preveni condiii anaerobe i / sau pentru oxidarea sulfurilor generate n reea (Yang, et al, 2004;.. Yang, et al, 2005; Mathioudakis, et al, 2006.). Toate aceste studii arat eficiena ridicat a denitrificrii n reeaua de canalizare, conducnd la consumarea nitratului la o rat ridicat n timp ce nu sunt raportate efecte nocive ale respiraiei predominant anaerobe.n cadrul proiectului de conducte de canalizare Dalby-Lund, conductele de canalizare nu vor fi utilizate pentru transferul apelor uzate prime la staia de epurare a apelor uzate, dar este planificat s transmit ap uzat tratat parial (ap uzat nitrificat) dintr-o staie de epurare a apelor uzate convenional la o alt SEAU cu o capacitate mai mare. Deoarece apele uzate nitrificate conin o concentraie mare de ioni de azotat, este de ateptat ca denitrificarea s aib loc de-a lungul conductei de canalizare la o rat ridicat. n acest scenariu, metoda nmolului activat din etapa de nitrificare n staiile de epurare i cinetica de denitrificare din cadrul reelelor de canalizare sunt aplicate ca dou tehnici principale pentru a evalua eficiena procesului.2. Studiu de cazDalby este situat n municipiul Lund, la 10 km sud-est de Lund, i populaia a fost raportat ca fiind 5517 locuitori n 2005 (Statistiska Centralbyrn, 2006). Figura 1 arat municipalitatea Lund i comunitatea Dalby.

Staia de tratare a apelor uzate Dalby este situat ntr-o zon cultivat, la un kilometru sud-vest de Dalby. A fost conceput n 1981 i construit n 1992-1993. Staia este capabil s epureze ape uzate provenite de l a 7500 utilizatori conectai. Statisticile arat c pn la sfritul anului 2007 (31-12-2007), instalaia de ape uzate a primit suplimentar de la fabrica de margarin Alba, care genereaz echivalentul apelor uzate de pn la 130 persoane (70 g BOD / persoan*zi), n plus fa de cei 5506 locuitori din Dalby, care sunt deja conectai la staia de epurare (Dalby Miljrapport, 2007).

Datorit anticiprii creterii populaiei n viitor, municipalitatea Lund, care este responsabil de SEAU Dalby, a decis s creasc capacitatea staiei de epurare a apelor uzate i s sporeasc calitatea tratamentului. Din cauza costurilor ridicate i a limitrilor operaionale pentru extinderea SEAU Dalby, s-a decis transportarea apelor uzate tratate parial printr-o conducta de la Dalby la SEAU Kllby n Lund. Se folosete o metod de post-denitrificare n staia de epurare Dalby. Dup procese specifice de pre-tratare i nitrificare, care se desfoar n SEAU Dalby, apele uzate nitrificate vor fi pompate n conduct, undeurmeaz s fie denitrificat n condiii anoxice. Cu alte cuvinte, conducta se aplic nu numai pentru transportul apelor uzate la staia de epurare Kllby, ci i pentru a mbunti calitatea sa prin metoda denitrificrii n condiii de canalizare. Conducta a fost proiectat n dou seciuni diferite, prima seciune care transfer apele uzate nitrificate sub presiune i a doua parte sub influena gravitaiei. Aceasta este conceput pentru a adera la reeaua de canalizare din Lund. Conducta care va conecta cele dou SEAU mpreun a fost hidraulic proiectat la Tyrns AB.3. ndeprtarea biologic a azotului3.1. Tratament biologic

Apele reziduale conin o diversitate relativ mare de tipuri de bacterii care, n condiii aerobe, anaerobe i anoxice degradeaz deeurile organice pentru creterea lor celular i pentru reproducere. Cererea de oxigen necesar folosit de microorganismepentru a degrada materia organic este exprimat ca i consum biochimic de oxigen (CBO). Consumul de oxigen este msurat n 5 sau 7 zile (CBO5 sau CBO7) i indic gradul de poluare n apele uzate. Bacteriile descompun diferite materii organice datorit proprietilor lor specifice (Folder, 2006). Printre concentraiile mari de bacterii din procesul cu nmol activ, bacteria organotrofic degradeaz materiile organice din apele uzate i produce energie i dioxid de carbon.Un grup de bacterii care folosesc substane anorganice din apele uzate ca surs de energie pentru reproducere sunt numite bacterii chemolitotrofe. Bacteriile nitrificatoare, care sunt incluse n aceast categorie, oxideaz amoniul la nitrit i nitrat (Gerardi, et al., 2003).3.2. Nitrificarea

Nitrificarea este un proces biologic n care ionii de amoniu (NH4+) sunt oxidai n ioni de nitrit (NO2-) i eventual ioni de nitrat (NO3-), n respiraie aerob. Procesul de nitrificare este fcut de ctre dou grupuri generale de bacterii: bacterie oxidant de amoniu i bacterie oxidant de nitrit, n dou etape specifice (Ecuaia 1 i 2) (Gerardi, et al, 2003.):

n procesul de nitrificare, nitritul nu se acumuleaz extensiv, aa c nitrificarea se face predominant prin oxidarea amoniului n nitrat printr-o combinaie a dou etape de energie (Ecuaia 3):

Azotul poate fi gsit n cea mai mare parte sub form de amoniac (NH3) i amoniu (NH4+) n ape uzate, dar amoniacul nu poate participa la procesul de nitrificare. Exist o cantitate constant total de ioni de amoniac i de amoniu n apele uzate, iar la un anumit pH, pH = 9.4, concentraia lor este egal. Cum se poate observa n ecuaia 1, procesul de nitrificare produce acid care poate s scad drastic pH-ul n cazul n care alcaliniatea este sczut. n scopul de a ridica pH-ul la nivelul cerut poate fi adugat var la procesul de nitrificare (LINDQUIST, 2003).Temperatura poate afecta serios rata de nitrificare. La temperaturi sczute, pn la 4C, bacteriile se reproduc foarte lent, rezultnd necesitatea unei vrste mai mari a nmolului n bazinul de nitrificare. n general unii factori, cum ar fi: temperatura sczut, timpul de retenie scurt n bazinul de aerare, eliminarea nmolului cu materii organice solubile i nivelul sczut de oxigen dizolvat pot afecta negativ rata de nitrificare (LINDQUIST, 2003;. Henze, et al, 1996).3.3. Denitrificarea

n respiraia aerob, ionii de amoniu sunt oxidai la ionii de nitrat n timpul procesului de nitrificare. Prin urmare, concentraia de azot din apele uzate nu scade, iar compuii de azot sunt doar transformai n alte forme. Agentul oxidant preferat, oxigenul liber molecular, ia parte la reacii chimice care produc o mare parte din energia necesar pentru creterea bacteriilor. Atunci cnd moleculele de oxigen liber sunt epuizate n sistem (mai puin de 3 g/m3), bacteriile care au fost produse n etapa de nitrificare ca s degradeze substraturile ncep s utilizeze ionii de nitrai i ionii de nitrii ca acceptori de electroni. Bacteriile denitrificatoare, care sunt aproape 80% din concentraia total de bacterii n procesul de nmol activ, utilizeaz nitrii sau nitrai pentru a degrada substraturile organice. Aceast procedur, cunoscut sub numele de denitrificare, ndeparteaz azotul din apele uzate prin transformarea ionilor de nitrat n azot gazos n dou etape (Ecuaiile 4 i 5) (Gerardi, et al., 2003).

Bacteriile denitrificatoare pot produce oxid de azot i oxid nitros ntr-o procedur de denitrificare incomplet. n procesul de denitrificare ionii de nitrai sunt considerai ca fiind componente iniiale , iar azotul gazos ca fiind component final. Ionii nitrii, oxidul de azot i oxidul nitros pot fi produi ca produse secundare. Posibilii compui cu azot din procesul de denitrificare sunt prezenai n tabelul 1. (Gerardi, et al., 2003).Tabel 1. Posibili compui de azot n procesul de denitrificare

Compus azotosFormul

Ion nitratNO3-

Ion nitritNO2-

Oxid de azotNO

Oxid nitros N2O

Azot molecularN2

3.3.1. Diferite metode de denitrificare

Denitrificarea are loc n condiii anoxice, n absena oxigenului molecular liber i n prezen de ioni de nitrat i / sau de nitrii. Prin urmare, denitrificare se realizeaz adesea ntr-un sistem combinat cu nitrificarea. Metodele sunt clasificate ca procese pre-i post-denitrificare, n funcie de care dintre etapele de nitrificare / denitrificare a fost aplicat n prealabil. Aceste dou metode au avantaje i dezavantaje, care sunt luate n considerare n diferite cazuri. n pre-denitrificare, materia organic din influent care intr n camera de denitrificare este folosit ca o surs de carbon intern astfel nct nu este nevoie de unul extern. Prin urmare, n absena oxigenului dizolvat (condiie anoxic) n bazinul de denitrificare, nitratul este transformat n azot gazos care prsete apele uzate sub form de bule. n consecin, apele uzate denitrificate sunt transmise n bazinul de nitrificare. n procesul de nitrificare, ionii de amoniu sunt oxidai la ionii de nitrit i nitrat ntr-o respiraie aerob cu oxigen dizolvat, care este continuu furnizat de ctre aeratoare n bazinul de aerare. Reciclarea intern este aplicat pentru a transfera concentraia mare de nitrai la bazinul de denitrificare i de a spori procesul de denitrificare, n condiii anoxice. n cele din urm, nmolul recirculat, care este bogat n bacterii, merge napoi la bazinul de denitrificare, n timp ce influentul (apele uzate brute) frunizeaz materii organice ca surs de carbon necesar n procesul de denitrificare. n post-denitrificare, ionii de amoniu sunt convertite n ioni de nitrii i de nitrai n prezena oxigenului dizolvat din bazinul de nitrificare. Apele uzate nitrificate transmise la bazinul de denitrificare conin concentraii sczute de substraturi organice, deoarece bacteriile reductoare CBO degradeaz substanele organice la o rat ridicat n bazinul de nitrificare. Prin urmare, substanele uor biodegradabile (ca metanol, etanol, etc.) sunt de obicei aplicate ca surs de carbon extern n metoda de post-denitrificare. Dei metanolul este relativ scump ca s se aplice n acest proces, poate mbunti considerabil procesul de eliminare a azotului. n consecin, ionii de nitrat se transform n azot gazos n condiii anoxice. Nmolul recirculat merge napoi la etapa de nitrificare pentru a echilibra raportul de nutrieni / bacterii din sistem (Gerardi, et al, 2003;. Henze, et al, 1996.). Rata de denitrificare depinde de unii factori, cum ar fi: substrat adecvat i bacterii denitrificatoare, lipsa de oxigen dizolvat, pH-ul, temperatura i potenialul redox. Rata de eliminare a substratului de materii organice n procesul de denitrificare poate fi estimat cu ecuaia 6 (LINDQUIST, 2003;. Henze, et al, 1996).

unde: r,sNO3: Rata volumetric de ndeprtare a nitratului (kg CCO/m3*zi)

max: rata maxim de cretere specific (zi-1)

Ymax,H: Constant maxim de randament (g CCObiomas / g CCOsubstrat)

KS: Constanta de saturaie (g/m3)

XB: Concentraia de biomas (kg CCObiomas / m3)

Ss: Materie organic uor degradabil dizolvat biologic (kg CCOsubstrat / m3)

3.3.2. Raportul Carbon/AzotSubstraturile organice sunt folosite ca surs intern de carbon i energie n procesul de denitrificare. Raportul carbon/azot (C/N) este un factor important n procesul de denitrificare, deoarece bacteriile denitrificatoare au nevoie de anumite cantiti de materie organic pentru a transforma azotatul n azot gazos. Raportul C/N, ca o estimare, poate fi calculat sub form de concentraie de CBO disponibil la intrare (CBO/N). Acest raport evalueaz posibilitile procesului i concentraia sursei de carbon extern, dac este necesar. Transformarea de nitrit i nitrat n azot gazos, producia de nmol i respiraia cu oxigen sunt trei reacii principale n procesul de denitrificare. Toate aceste reacii consum materia organic care indic concentraia necesar de materie organic n sistemul anoxic. Ecuaia 7 exprim faptul c consumarea unui mol de nitrat necesit 1.25 moli de CCO (substrat) ce corespunde la 2.86 kg CCO/kg NO3-N.

unde: NO3-N: cantitatea de nitrat denitrificat (kg CCO/zi)

FSP: producia de nmol (kg CCO/zi)

FO2: respiraia cu oxigen a materiei organice (kg O2/zi)

fB,N: azot asimilat n producia de nmol (kg N/kg CCO).

Raportul optim C / N pentru diferite tipuri de materii organice n procesul de denitrificare este prezentat ntabelul 2.

Tabel 2. Raport optim C/N pentru diferite tipuri de materii organice utilizate la denitrificare.

Materie organic(C/N) optimUnitate

Materie organic n apa uzat3-3.5kg CBO/kg N

4-5kg CCO/kg N

Materie organic n nmol1.5-2.5kg CBO/kg N

2.9-3.2kg CCO/kg N

Metanol2.3-2.7kg MeOH/kg N

3.5-4.1kg CCO/kg N

1-1.2mol MeOH/mol N

Acid acetic2.9-3.5kg HAc/kg N

3.1-3.7kg CCO/kg N

0.9-1.1mol HAc/mol N

Reducerea CCO prin oxidarea materiei organice cu oxigen n procesul de nitrificare este considerat ca deeu de substane organice. Aceast reacie care duce la un raport mai mare de C / N necesar, n practic, n procesul de denitrificare ia n considerare factorul de eficien (fC / N). Acest factor, care exprim partea disponibil de carbon intern din sistem, depinde de proiectarea instalaiei i de controlul procesului. Factorul de eficien pentru materie organic n sisteme de denitrificare diferite poate fi citit n tabelul 3. Raportul C / N, n practic, poate fi calculat prin ecuaia 9 (Henze, et al., 1996).

n cazul n care raportul C / N n sistem este relativ mai mic dect raportul C / N din practic, sursa intern de carbon nu este suficient pentru reducerea complet a nitrailor n procesul de denitrificare. Prin urmare, o surs extern de carbon, cum ar fi metanolul, ar trebui s fie aplicat pentru a compensa deficitul de carbon.

Tabelul 3. Factorul de eficien (fC/N) pentru materia organic pentru diferite sisteme de denitrificare.Sistem cu nmol activfC/N

Separat 0.9-1

Post-denitrificare0.2-0.5

Post-denitrificare (cu extra carbon)0.8-0.9

Reciclat0.4-0.6

Alternativ0.4-0.6

Alternativ cu un bazin0.3-0.6

Simultan0.3-0.5

3.4. Canalizarea ca reactor

Reele municipale de canalizare au rolul de a colecta apele uzate, ploile i apa din diferite surse, cum ar fi apele uzate menajere i de a le transporta la staiile de tratare a apelor uzate. Dei reeaua de canalizare a fost conceput pentru a reduce mirosul i problemele de igien, transformrile microbiologice din sistemul de canalizare poate duce la coroziunea extrem a evii, la mirosuri neplcute i probleme de sntate. n ciuda faptului c se presupune c doar n seciunea SEAU exist procese care se ocup cu tratamentele microbiologice, reeaua de canalizare, de asemenea, ia parte la procesele de tratare fizico-chimice. Acest lucru nseamn c procedura de tratament este considerat ca fiind "cu ncepere de la chiuveta de bucatarie" (Vollertsen, et al., 2005). Transformarea biologic n sistemul de canalizare poate avea loc fie n faza de ap suspendat, n biofilm, n sedimente de canalizare sau n atmosfera de canalizare i prin pereii care sunt n contact cu faza de aer artate n figura 2 (Hvitved-Jacobsen, 2002).

Figura 2. Canalizarea ca un reactor pentru procesele biologice.

n general vorbind, n faza de ap ce ocup cea mai mare parte a canalizrii, doar bacteriile cu cretere rapid pot lua parte n mod semnificativ la procesele biologice din cauza timpului de edere de scurt a apelor uzate n sistemul de canalizare. Bacteriile cu cretere rapid i lent pot contribui la transformri microbiene n alte faze de canalizare (biofilm i / sau de sedimente) (Hvitved-Jacobsen, 2002; Vollertsen, et al, 2005.).Apele reziduale pot fi transportate n sistemul de canalizare de ctre gravitaie i presiune. n sistemele de canalizare prin gravitaie, lungimea i panta evii sunt factori critici n faza de proiectare. n cazul n care panta conductei nu este destul de mare, riscul de depunere a sedimentelor poate veni de-a lungul conductei. Canalizarea gravitaional umplut parial poate fi reaerat pentru a oferi condiii aerobe de-a lungul canalelor.

Apele reziduale transferate sub presiune curg continuu, fr posibilitatea de a reaera, ceea ce duce la condiii anaerobe sau anoxice (dac a fost adugat nitrat) de respiraie. (Hvitved-Jacobsen, 2002).3.4.1. Cinetica proceselor redox

Organismele vii (biomasa) din apele uzate au nevoie de energie, pentru meninerea vieii i reproducere; acest lucru este furnizat de degradarea materiei organice. Procesul de degradare este un catabolism de oxidare a substraturilor care depinde de disponibilitatea acceptorilor de electroni. Transformrile donatorului de electroni (materia organic) i acceptorii de electroni sunt un caz de studiu pentru procesele ce se ntmpl n canalizare. n aceste procese de reducere-oxidare (redox), substraturi n calitate de donori de electroni sunt oxidate de acceptori de electroni, cum ar fi oxigenul dizolvat, nitraii sau sulfaii. Practic, proprietile de proiectare i funciile operaionale ale reelei de canalizare definesc starea redox care va prevala n sistem (Hvitved-Jacobsen, 2002).

Acceptorii de electroni i starea procesului n care acestea pot s apar pot fi gsite n tabelul 4. (Hvitved-Jacobsen, et al., 2002).Tabel 4. Acceptorii de electroni i posibilele condiii de proces din reelele de canalizare.

Condiiile procesuluiAcceptorul de electroniCaracteristicile sistemului de canalizare

Aerobic+ OxigenCanalizare gravitaional parial umplut

Canalizare aerat prin presiune

Anoxic - OxigenCanalizare prin presiune cu adugare de nitrat

+ Nitrat

Anaerobic- OxigenCanalizare cu presiune

- NitratCanalizare gravitaional complet umplut cu ap

+ SulfatCanalizare gravitaional cu pant redus

n general, substanele cu potenial redox ridicat tind s ia parte la reaciile de reducere-oxidare. Oxigenul dizolvat are un mare potenial redox i produce energie mare n timpul procesului de oxidare. Deci, att timp ct condiiile aerobe prevaleaz n cadrul reelelor de canalizare, oxigenul este utilizat ca agent de oxidare i producia de biomas este relativ ridicat. Respiraia aerob n sistemul de canalizare este rapid i are un randament ridicat al biomasei.

De ndat ce oxigenul este epuizat, azotatul care are de asemenea un potenial redox ridicat acioneaz ca un agent de oxidare n respiraia anoxica. Respiraia anoxic nu este comun n sistemul de canalizare, deoarece concentraia de nitrai este, n general, sczut n apele uzate.

Dac nici oxigenul i nici azotatul nu sunt prezeni, cum se ntmpl n starea anaerobic, sulfatul va lua parte la degradarea substratului. Aceast reacie va produce hidrogen sulfurat, substane volatile i alcool. n condiia anaerob rata de oxidare este mai mic, iar producia de biomas este mai mic n comparaie cu procesele aerobe i anoxic heterotrofice. Pe lng reducerea sulfatului, materia organic, de asemenea, poate lua parte la procesele redox n respiraia anaerob, att ca acceptor de electroni ct i ca donator. Acest proces de reducere-oxidare este cunoscut sub numele de fermentare, n timpul cruia anumii compui organici se transform n ali compui organici, de exemplu, acizi grai volatili (Vollertsen, et al., 2005).

3.4.2. Condiia anoxicCondiiile anoxice pot aprea n reeaua de canalizare atunci cnd oxigenul dizolvat este srcit din apele uzate, dar azotatul este disponibil, n concentraii suficiente. Cu toate acestea, concentraiile de nitrai nu sunt relativ mari n apele uzate convenionale. Prin urmare, condiiile aerobe i anaerobe sunt condiiile cele mai probabile care pot prevala nn sistemul de canalizare. Pentru a preveni starea anaerob n reeaua de canalizare, condiii anoxice pot fi induse n sistemul de canalizare prin adugarea de nitrat la apele uzate. Aceast procedur poate controla riscul de formare a sulfuratului i de a spori, de asemenea, procesul de degradare a microorganismelor ca acceptori de electroni. Avnd n vedere c rata de absorbie a azotului (RAN) este n acelai interval ca rata de absorbie a oxigenului (RAO), msurat n electroni transferai, respiraia anoxic este o opiune alternativ pentru a fi utilizat n sistemul de canalizare n loc de a furniza condiii aerobe prin metode aerare.n funcie de unde se ntmpl transformrile, fie n faza de ap sau de biofilm al conductei, rata de denitrificare poate fi estimat. Potrivit Hvitved-Jacobsen (2002), rata de denitrificare din sistemul de canalizare, care a luat n considerare fazele de ap i de biofilm, poate fi calculat prin urmtoarele ecuaii:

unde: rNO3: Rata de ndeprtare a nitratului n faza de ap i de biofilm (g NO3/m3h)

Vw,max: rata de ndeprtare a nitratului n faza de ap sub substrat n condiii nelimitate (g NO3/m3h)

Vf,max: rata de ndeprtare a nitratului n biofilm sub substrat n condiii nelimitate (g NO3/m3h).

unde: CNO3: Nitratul total ndeprtat (g NO3/m3h)

tr: Timpul de staionare a strii anoxice n conduct (h).

Rezultatele testelor de concentraie a compuilor de azot din ambele segmente ale conductei sunt prezentate n figura 3. Denitrificarea s-a efectuat n dou etape distincte. Ratele de ndeprtare a nitratului i nitritului pot fi estimate de la stadiul 1 la stadiul 2 n urmtoarea figur. n primul stadiu nitratul a fost utilizat ca electron acceptor i a produs nitrit i azot. Rata de reducere a nitratului, 0.22 mmol/h, a fost mult mai mare fa de rata de reducere a nitritului, 0.14 mmol/h. Acesta a fost motivul pentru care s-a ajuns la acumularea nitritului. Nitratul a inhibat reducerea nitritului n stadiul 1, iar acumularea de nitrit a avut un maxim de concentraie cnd nitratul a fost eliminat din sistem. Cnd nidtratul a fost eliminat, n stadiul 2 nitritul a fost folosit la o rat mult mai mare, de 0.24 mmol/h, fa de ratele nitratului i nitritului din stadiul 1.

Figura 3. Variaia de nitrit, nitrat i oxid nitros n timpul denitrificrii n faza de ap.

Cinetica de denitrificare difer de procesul de denitrificare care apare n metoda cu nmol activat n SEAU. n metoda cu nmol activ nitratul este utilizat, iar azotul gazos este produs fr alte acumulri semnificative de nitrit sau ali compui ai azotului. Acest lucru s-ar putea datora faptului c n sistemul cu nmol activ exist o cantitate mai mare de biomas i mult mai variat, fa de sistemele de canalizare.

3.4.3. Condiia anaerobic

Condiiile anaerobe apar cnd oxigenul i nitratul sunt eliminate din apa uzat, iar bacteriile utilizeaz sulfatul (SO42-) ca acceptor de electroni, care sunt redui, i produc hidrogen sulfurat (H2S). Aceast reacie apare mai ales n biofilm i n faza de sediment a conductei, unde timpul de reziden a biomasei este mai mare, i difuzeaz n faza de ap (ecuaia 12). Respiraia anaerob apare mai ales n reelele de canalizare gravitaionale i n cele de presiune.

Pe lng reducerea sulfatului, apar i fermentarea i metanogeneza, la o rat mai mic, n condiii anaerobe. n fermentare materia organic este utilizat att ca acceptor de electroni, ct i ca donator. Dei degradarea compuilor sulfuroi organici, cum ar fi anumii aminoacizi i proteine, rezult producerea de hidrogen sulfuros. Studiile arat c o temperatur mare i un timp de reziden indelungat n conducte sunt factori critici ce cresc producerea de sulfid n sistem. Concentraii de sulfid de 0.5, 3, 10 gS/m3 n conducte sunt considerate ca fiind sczute, moderate i respectiv mari, considernd probleme care pot aprea.Concentraia de sulfat, precum i calitatea i cantitatea de materie organic biodegradabil poate afecta progresul reducerii de sulfat. De obicei sulfatul poate fi gsit n concentraii mai mari de 5-15 g S/m3 din toate apele uzate (Hvitved-Jacobsen, 2002). Dei bacteriile de reducere a sulfatului se adapteaz att la temperaturi nalte ct i joase, dependena lor de temperatur n acest proces de reducere este destul de mare i este evaluat prin coeficientul de temperatur (). Formarea de hidrogen sulfurat este de asemenea dependent de pH, din moment ce constanta de disociere pentru HS- i H2S este aproape de 7. Acest lucru nseamn c concentraiile HS- i H2S sunt egale la pH=7. Raportul arie la volum, viteza curgerii i timpul de reziden n condiie anaerobic sunt ali factori ce controleaz formarea de sulfid n biofilm i n sedimentele din reeaua de canalizare.

3.4.3.1. Riscul de coroziuneEfectele producerii i deteriorrii hidrogenului sulfurat (H2S) au fost studiate de muli ani ca una dintre preocuprile critice n reelele de canalizare (Boon, 1995; Hvitved-Jacobsen, 2002; Yongsiri, 2005;. Vollertsen, et al, 2005; Yang , et al, 2004;. Yang, et al, 2005;. Mathioudakis, et al, 2006).. Dei sulfidele dizolvate n apele uzate nu amenin pereii conductelor de canalizare, presiunea parial a hidrogenului sulfurat, care devine mai mare n faza de ap duce la emisia de hidrogen sulfurat i n faza de aer a conductelor. In consecin, bacteria chemoautotrofic oxideaz hidrogenul sulfurat, cu oxigenul disponibil de la suprafaa umed a conductelor, i produce acid sulfuric (ecuaia 13).

Acidul sulfuric produs n faza de aer reacioneaz cu cimentul alcalin din conductele de beton i cauzeaz deteriorri semnificative.

Produsul n urma acestei reacii este gipsul care nu are o compoziie rezistent i duce la subierea pereilor conductei i n final la reducerea integritii structurale. Temperaturile ridicate i concentraiile mari de hidrogen sulfurat cresc rata de coroziune n conductele de canalizare.

Coroziunile serioase ale cimentului au fost raportate i la concentraii sczute de H2S (0.2-0.6 mg/l). Acest lucru se ntmpl datorit ventilaiei deficitare care ar trebui s reduc gazul de hidrogen sulfurat din conduct.

Figura 4. Seciunea unei conducte i formarea de hidrogen sulfurat. Coroziunea conductei.

3.4.3.2. Mirosul neplcut i problemele de sntate

Substanele cauzatoare de mirosuri neplcute produc gaze anorganice, cum ar fi amoniacul (NH3) i hidrogenul sulfurat (H2S) i compui organici volatili (COV) n condiii anaerobe. Substanele urt mirositoare ce pot fi gsite n diferite etape ale proceselor din conducte se pot gsi n tabelul 5. Tabelul 5. Compui mirositori ce conin sulfuri i azot n influentul apei uzate.

CompusConcentraie medie (g/L)

Hidrogen sulfuros23.9

Carbon disulfurat0.8

Metil mercaptan148

Dimetil sulfuros10.6

Dimetil disulfuros52.9

Dimetilamina210

Trimetilamina78

n-propilamina33

Indol 570

Skatol700

Hidrogenul sulfuros este o component otrvitoare ce miroase a ou stricate. Poate fi emis n reelele de canalizare deschise, n puuri i la reelele de canalizare gravitaionale. n afar de mirosul neplcut, pot aprea alte probleme de sntate la concentraii ridicate de H2S, ce sunt generate n reelele de canalizare cu respiraie anaerob. Unele dintre problemele generate de H2S sunt prezentate n tabelul 6.

Tabelul 6. Efectele hidrogenului sulfurat asupra sntii umane.

Miros i efect asupra omuluiConcentraia n atmosfer (ppm)

Pragul limit al mirosului0.001-0.002

Miros neplcut sau neptor0.5-30

Dureri de cap, iritaie a nrilor, ochilor i gtului10-50

Rni ale ochilor i rni respiratorii50-300

Amenninarea vieii300-500

Moarte imediatPeste 700

3.5. Canalizarea ca un reactor cu biofilm

Un biofilm este un strat dens de microorganisme vii produse prin aderarea la un mediu solid. Celulele bacteriilor bine fixate formeaz un film fixat pe suprafaa solid a conductei de canalizare care protejeaz bacteriile de la splare. Microorganismele vii care au nevoie de surs de energie pentru crestere si reproducere utilizeaza substanele din apele uzate ce trec prin canalizare. Aceast reacie lent se face prin difuzia molecular a compuilor oxidani i reductori din stratul de biofilm, care ofer posibilitatea unor reacii redox i ndeprtarea nutrienilor. ntr-un biofilm activ i gros, substraturile pot difuza din faza de ap n faza de biofilm a conductei de canalizare la o anumit adncime. Conversiile redox pot aprea numai la adncimea la care att compuii oxidani ct i cei reductori pot patrunde n stratul de biofilm.Factorul de eficien este o valoare adimensional pentru evaluarea cineticii geometriei i difuziei din stratul de de biofilm. Acesta este definit ca un criteriu pentru a evalua gradul de penetrare pentru diferite substane n biofilm. ntr-un biofilm eficient 100 %, substraturile pot ptrunde pe deplin n biofilm i ndeprtarea nutrienilor se produce n funcie de reacia de ordin zero. Pe de alt parte, filmul parial eficient, n care substanele nu pot ptrunde pn n partea de jos a biofilmului, rezult o reacie de jumtate de ordin n stratul de biofilm. Constantele cinetice, cum ar fi coeficientul de difuzie, D, i rata de domeniu specific constant pentru reacii de ordin zero i jumtate, i k0A k1/2A, determin rata de penetrare i de eliminare pentru substane diferite. Coeficientul stoichiometric, o constant cinetic a biofilmelor, reprezint contribuia speciilor diferite n reaciile chimice. De exemplu, n cazul n care coeficientul stoichiometric pentru specia A este de dou ori ct B ntr-o reacie chimic, va lua parte la reacie o concentraie de dou ori msi msre de specii A. O reacie redox va avea loc n biofilm n cazul n care att acceptorii de electroni ct i donatorii sunt disponibili. Deoarece diferite substane au coeficieni de difuzie diferii i rate diferite, distana la care compuii oxidani i reductori pot ptrunde n biofilm este diferit. De ndat ce unul dintre substraturi este utilizat, nici o reacie redox i nicio ndeprtare a nutrienilor nu va mai avea loc. n funcie de substratul care ptrunde la cea mai mic distan de biofilm, reacia este limitat reductor sau oxidant. Prin folosirea de ecuaiei 14 se poate estima dac substanele oxidane sau reductoare sunt cele care limiteaz faza de biofilm a reelei de canalizare (Henze, et al., 1996).

unde: : Reducerea este potenial limitatoare pentru ndeprtare

=: Nici reducerea, nici oxidarea ori amndou sunt limitatoare pentru ndeprtare

: Oxidarea este potenial limitatoare pentru ndeprtare.

Substanele cu potenial redox ridicat iau parte la reaciile redox i dau randament energetic. Att ct poate oxigenul dizolvat s ptrund n stratul de biofilm, ct timp sunt suficieni donatori oxidani (reductori) disponibili, starea de condiie aerobic este procesul dominant redox. ndat ce oxigenul se epuizeaz, azotatul va lua parte la degradarea substratului ca electron acceptor dac electronii acceptori ct i cei donori penetreaz destul de adnc n biofilm. ntr-un biofilm gros, unde sunt disponibile nc materiile organice, condiia anaerobic poate prevala n sistemul de canalizare unde nici oxigenul, nici nitratul nu sunt prezeni. Transferul de mas din biofilm este prezentat n figura 5 (Huisman, et al., 2002).

Figura 5. Schia transferului de mas n cazul ideal.

Huisman este un cercettor care a investigat rolul biofilmului pe peretele canalizrii i transformrile microbiologice din reeaua de canalizare. Rezultatele indic faptul c, n ciuda faptului c biofilmul este activ i pe deplin ptruns, reaciile redox sunt observate la o rat mai mic fa de reaciile redox maxime. Factorul de eficacitate (f,i) se exprim ca raportul dintre reaciile redox observate i cele maxime. Astfel, rata de reacie din biofilm a fost calculat prin ecuaia 15.

unde: rif: Consumarea subtratului i n biofilm (g m-3 zi-1)

af: Aria specific a biofilmului (m2 m-3)Lf: Grosimea biofilmului (m)

j,i: Coeficientul stoichiometric pentru componenta i i procesul j (g g-1)

jf: Rata procesului pentru procesul j n biofilm (g m-3 zi-1).

Adncimea de penetrare a diferitelor substane n biofilm (dp,i) este estimat de ecuaia 16. Se calculeaz pentru toate substanele, iar cea mai mic ce indic substratul limit n sistem este selectat pentru estimarea reaciilor redox din biofilm. Un termen de saturaie este utilizat pentru controlarea ptrunderii n adncime corelat cu concentraia iniial a substraturilor.

4. Concluzii

Conducta de canalizare de la Dalby-Lund planificat pentru transportul apelor uzate nitrificate de la SEAU Dalby la SEAU Kllby n condiii anoxice. Transformrile microbiologice din conduct care sunt de ateptat s se produc ar trebui s reduc concentraia de azot pn la conexiunea cu conducta din Lund. Totui, rata de denitrificare din conducta canalizrii este relativ mic i nu este capabil s reduc semnificativ concentraia de azot n condiii anoxice.

Biomasa produs n conducta de canalizare este descrcat complet la reeaua de canalizare din Lund i nu exist nici o posibilitate de a fi recirculat spre conducta de canalizare. Concentraia redus de biomas din conducta de canalizare afecteaz serios procesul de denitrificare i n mod implicit i ndeprtarea nitrailor, chiar dac se adaug dintr-o surs extern carbon.

Timpul de edere de scurt a apei n conduct nu permite microorganismelor care se dezvolt mai greu s ia parte la procesul de denitrificare i s degradeze materia organic. De aceea, doar o concentraie redus de bacterii sunt capabile s foloseasc materia organic ca o surs de energie n condiii anoxice i s ndeprteze nitratul din conduct.

Difuzarea diferitelor substraturi n peretele de canalizare n biofilm este un proces relativ lent, care restricioneaz procesul de denitrificare din eava de canalizare. Dei a fost adugat sursa necesar de carbon extern la conducta de canalizare, nitratul i metanolul nu sunt n stare s ptrund suficient de adnc n biofilm pentru ca procesul de denitrificare s apar, din cauza eficienei sczute a biomasei n conducta de canalizare. Datorit tuturor acestor limitri, se pare c eava de canalizare doar va transfera apele uzate nitrificate ctre reeaua de canalizare din Lund fr a ndeprta n mod semnificativ nitraii. Bibliografie:

Evaluation of the denitrification process in the sewer pipeline, Dalby-Lund, Sweden: Farnaz Edalat, Lund University, 2008.

http://www.eawag.ch/forschung/sww/schwerpunkte/urbane_einzugsgebiete/sammelkanal/index_EN http://www.wioa.org.au/conference_papers/07_vic/paper9.htm C.D. Neniescu: Chimie general, ed. Didactic i Pedagogic Bucureti.