Procese Unitare pentru Tratarea Apelor.docx

TEHNOLOGII DE TRATARE ŞI EPURARE A APELOR

PROCESE UNITARE PENTRU TRATAREA APELOR

Orice tehnologie de transformare este constituită dintr-o serie de operaţii succesive, continue sau ciclice, de natură mecanică, fizică, chimică sau mixtă. Oricât de complicată ar fi o tehnologie, ea constă dintr-un număr limitat de operaţii simple, distincte care se realizează în instalaţii şi aparate corespunzătoare, comune pentru diverse variante de tehnologii.

Pentru fiecare operaţie sau proces unitar sunt importante următoarele aspecte: - studiul principiilor ştiinţifice de bază - experimentarea la scară de laborator sau pilot urmată de prelucarea datelor

experimentale pentru stabilirea de relaţii care să permită dimensionarea instalaţiilor (stabilirea parametrilor optimi)

- alegerea instalaţiilor şi utilajelor adecvate pentru realizarea în condiţii optime a transformărilor dorite.

Între procesele unitare prin care se realizează tratarea apei naturale pentru obţinerea apei potabile şi cele de epurare a apelor uzate nu există deosebiri esenţiale, diferenţa constând în natura apei brute supuse tratării şi în calitatea efluentului final care trebuie obţinută. In ambele cazuri, substanţele nedorite sunt îndepărtate din apă şi transformate în substanţe acceptabile. Există totuşi unele procese unitare care din considerente economice sau tehnologice, îşi găsesc aplicare curentă numai în tratarea apei sau numai în epurarea apei.

În cele ce urmează se adoptă termenul de proces unitar pentru toate transformările care intervin într-o schemă tehnologică de tratare a apelor, indiferent dacă sunt de natură fizică, chimică sau biologică.

Produsul unei staţii de tratare este o apă de calitate superioară care corespunde cerinţelor unei folosinţe, iar acela al unei staţii de epurare un efluent acceptabil care nu înrăutăţeşte calitatea resurselor naturale de apă.

Cele mai multe procese de tratare şi de epurare a apelor aduc schimbări ale concentraţiilor unor substanţe care sunt fie scoase, fie introduse în apă, intervenind astfel un transfer de fază între cele trei faze existente : gazoasă, lichidă, solidă.

În fig. 5.1 se prezintă schematic tipurile de dispersii de poluanţi din apele uzate, dimensiunea particulelor componente, câteva caracteristici principale şi procesele unitare de epurare care pot fi aplicate pentru îndepărtarea poluanţilor respectivi.

Scopul prezentării acestei scheme este orientativ şi oferă o imagine sintetică a sistemului de procese utilizabile pentru epurarea apelor.


Fig. 5.1. Categorii de poluanţi ai apei şi procese utilizate pentru îndepărtarea lor


Tehnologii de epurare a apelor

O multitudine de metode fizice, biologice şi chimice sunt utilizate pentu îndepărtarea contaminanţilor din apele uzate.Pentru obţinerea nivelului de epurare dorit procedeele individuale de tratare a apelor sunt combinate într-o varietate de sisteme clasificate de obicei ca siteme de epurare primară, secundară şi terţiară. Cerinţele actuale de calitatea apei includ, de asemenea îndepărtarea contaminaţilor specifici precum şi îndepărtarea nutrienţilor (Azot şi fosfor).Sisteme naturale de tipul iazurilor sunt de asemenea utilizate pentru epurarea apelor uzate, în special a apelor uzate menajere şi acelor provenite din industria alimentară sau agricultură. Nămolurile rerultate în urma operaţiilor de epurare sunt tratateprin diverse procedee în vederea reducerii conţinutului de apăşi de materii organice pentru a putea fi depoziate sau reutilizate.

A. Metode de epurare a apelor uzate

Aceste metode pot fi clasificate în procese fizice, chimice şi bilogice. Tabelul următor prezintă operaţiile unitare incluse în fiecare dintre aceste aceste categorii

Figure 2. Operaţii şi procese unitare de epurare a apelor uzate.

Operaţii unitare fizice Reţinerea pe grătare, site Mărunţirea în dezintegratoare a

corpurilor pentru a permite trecerea printre barele sistemului

Egalizarea debitelor Sedimentarea Flotaţia Filtrarea în medii granulare

Operaţii unitare chimice Precipitarea chimicăAdsorbţiaDezinfecţia

Operaţii unitare biologice Procese cu nămol activIazuri de aerareBiofiltreBiodiscuri Iazuri de stabilizare

Egalizarea apelor uzate, uniformizarea debitelor şi a compoziţiei apelor industriale

Apele uzate, indiferent de sursă, prezintă variaţii în timp ale debitelor şi compoziţiei, datorită lipsei de uniformitate a consumurilor de apă, a cantităţilor de apă eliminată din proces şi a conţinutului acestora în substanţe poluante. Sunt relativ rare cazurile în care debitul şi


compoziţia sunt constante, cum ar fi procesele industriale cu caracter continuu, ce funcţionează în regim staţionar şi în care nu intervin operaţii ciclice, cum sunt industria de sinteză a amoniacului, acidului azotic, metanolului, prepararea minereurilor, unele procese metalurgice, etc. În majoritatea industriilor intervin operaţii discontinue care, pe ansamblu, conduc la evacuarea de ape uzate cu caracter aleator. Prezenţa mai multor surse de evacuare discontinue, cu periodicitate diferită, determină variaţii dezordonate ale debitului şi compoziţiei apelor uzate.

Variabilitatea compoziţiei apelor uzate poate fi o consecinţă şi a modificării în timp a profilului şi a capacităţii de producţie. De exemplu, în fabricile de zahăr şi conserve, debitele de ape uzate sunt sezoniere iar în industria chimică de sinteză, de obţinere a medicamentelor şi coloranţilor, unde se obţin cantităţi mici de produse pe perioade variabile de timp, se produc ape uzate numai în aceste perioade.

În aceste condiţii, pe platformele industriale complexe, compoziţia apelor uzate este aleatoare, iar debitele prezintă fluctuaţii, până la limita maximă determinată de capacitatea sistemului din care se face alimentarea cu apă. Aceste debite sunt influenţate şi de gradul de recirculare a apelor din industria respectivă, iar în cazul sistemelor de canalizare mixte şi de regimul precipitaţiilor. Variaţiile de debit sunt întotdeauna însoţite şi de variaţii de concentraţii ale substanţelor poluante. Concentraţiile poluanţilor sunt determinate de evacuările specifice de apă pe unitatea de produs, precum şi de evacuarea materialelor nedorite.

În instalaţiile de tratare a apelor uzate, rezultatele depind de stabilitatea, respectiv uniformitatea regimului de intrare a apelor uzate în sistemul de tratare. Variaţiile de debit în staţiile de tratare au ca rezultat salturi de viteză ce perturbă regimul de curgere. Instabilitatea vitezelor de curgere este dăunătoare mai ales în bazinele de decantare, în care vitezele mari de curgere antrenează în efluent materiale în suspensie sau chiar materiale deja sedimentate.

Uniformizarea debitelor şi a compoziţiei apelor uzate se face în bazine de uniformizare amplasate în serie sau în derivaţie cu colectorul de canalizare şi permite dimensionarea staţiei de tratare la nivelul debitelor medii.

În instalaţiile de uniformizare a apelor uzate, respectiv în bazinele de uniformizare, cu forme şi dimensiuni adaptate fiecărui caz în parte, pot avea loc şi transformări chimice între diferiţii poluanţi din aceste ape, cum ar fi reacţii de neutralizare, de oxigenare, redox, de precipitare sau procese biochimice, toate conducând la o degrevare a etapei de epurare.

5.2. Procese fizice de tratare a apelor industriale

Principalele grupe de procese fizice au la bază separarea gravitaţională, filtrarea şi transferarea poluanţilor din fază apoasă în altă fază.

În aceste procese substanţele poluante nu suferă, în cursul separării lor din apă, transformări în alte substanţe. 5.2.1. Separare gravitaţională

Se bazează pe faptul că asupra unui corp aflat într-un câmp gravitaţional acţionează o forţă, ce determină deplasarea corpului spre fundul bazinului de separare. Separarea particulelor relativ grosiere, nedizolvate în apă, sub influenţa câmpului gravitaţional, are loc prin sedimentare sau flotaţie. Dacă sedimentarea gravitaţională nu este eficientă se utilizează o separare sub acţiunea unui câmp de rotaţie creat artificial, în care iau naştere forţe gravitaţionale, această separare fiind denumită centrifugare. După o perioadă iniţială de accelerare, deplasarea, sub acţiunea câmpului gravitaţional, a unei


particule în apă se face cu o viteză constantă, datorită echilibrului dintre forţa exercitată de câmpul gravitaţional ( Fm) şi forţa de frecare între particulă şi apă ( Ff).

Fm = (ρ1- ρ2) gv V (5.1)

Ff = (5.2) unde: - ρ1 , ρ2 : densităţile particulei şi fluidului; - d, s , v : diametrul, aria şi volumul particulei;

- V : viteza de depunere a particulei; - g : acceleraţia gravitaţională; - C : coeficientul de frecare.

În funcţie de regimul de curgere caracterizat de numărul Reynolds (Re) şi de coeficientul C, viteza de sedimentare se pate calcula cu diverse formule, după cum se vede din tabelul 5.1 Tabelul 5.1

Re Regim de curgere C Formula de calcul

10-4< Re< 1 Laminar 24 Re-1 Stokes

1 < Re<

103 Intermediar 18,5 Re-

0,6

Allen

103< Re<

2.105

Turbulent 0,44 Newton

Sedimentarea particulelor într-un bazin ideal de formă rectangulară este prezentată schematic în figura 5.2, unde sunt reprezentate traiectoriile teoretice ale particulelor discrete (traiectorii drepte) şi ale celor întâlnite în practică (traiectorii curbe).


Fig. 5.2. Schema sedimentării în apă a particulelor greu solubile într-un

bazin rectangular (secţiune verticală-longitudinală) Bazinul de sedimentare poate fi împărţit în patru zone:

- zona de admisie în care amestecul de apă cu suspensii este distribuit pe secţiunea transversală a bazinului;

- zona de sedimentare în care particulele cad prin masa de apă, aflată în curgere orizontală cu viteză constantă vd ;

- zona de nămol în care se adună particulele depuse ; - zona de evacuare a apei limpezite care mai conţine particulele care nu s-au depus.

Traiectoriile particulelor discrete rezultă din însumarea vectorială a vitezei de sedimentare vs şi a vitezei de deplasare a apei în bazin vd. Particulele cu viteza de sedimentare v0 egală cu raportul dintre adâncimea bazinului (h0) şi timpul de parcurgere a lungimii acestuia de către o particulă de apă (t0), dacă la intrarea în bazin (t = 0) se află la suprafaţa apei (h = 0), ating fundul zonei de sedimentare la extremitatea din aval a acesteia. Toate particulele a căror viteză de cădere este mai mare sau egală cu v0 sunt reţinute în bazinul de sedimentare.

În bazinele cu curgere verticală, particulele cu viteză de sedimentare mai mică decât v0 nu sunt reţinute, fiind antrenate cu apă în zona de evacuare. Dimpotrivă, în bazinele cu curgere


orizontală, astfel de particule sunt reţinute dacă la intrarea în zona de sedimentare se află deasupra zonei de nămol la o înălţime mai mică decât produsul vt0.

Decantoarele se pot construi într-o varietate mare de tipuri (STAS 4162-80), din decantoare eliminându-se o apă relativ limpede şi nămolul respectiv.

5.2.2. Flotaţia Flotaţia este procesul unitar de separare din apă, sub acţiunea forţelor gravitaţionale, a particulelor cu densitate medie mai mică decât a apei. Astfel de particule pot fi constituite din materiale omogene sau din asocieri de materiale cu densităţi diferite. În procesul de flotaţie naturala, particulele materiale mai uşoare decât apa (uleiuri, grăsimi, hidrocarburi) formează asociaţii cu bule de aer sau gaz din procesele microbiologice ridicându-se la suprafaţa apei care staţionează sau care se află în curgere liberă. Stratul de material plutitor, ridicat prin flotaţie, este îndepărtat prin raclare. Flotaţia este procesul prin care particulele mai grele decât apa sunt antrenate la suprafaţă, datorită asocierii lor cu bulele de aer, ce sunt suflate în apă prin partea inferioară a bazinului. Această asociere cu bule de aer are consecinţe pozitive deoarece particulele mai grele decât apa capătă o viteză ascensională datorită particulelor de aer. În flotaţia cu aer, aerul este introdus fie sub formă de bule, obţinute prin trecerea aerului prin difuzoare poroase, fie prin degazarea aerului dizolvat în apă, ca urmare a unei detente, când se produce scăderea bruscă a presiunii gazului, aflată în echilibru în apă. Flotaţia cu aer dispersat se utilizează la prepararea minereurilor şi la îndepărtarea materiilor grase din apele uzate. Diametrul bulelor de aer este de 1-2 mm. La aceste dimensiuni bulele de aer au o viteză ascensională foarte mare şi pot provoca distrugerea suspensiei coagulate din apă. Bulele mai fine (cu diametrul mai mic decât 0,1 mm) se pot obţine prin destinderea apei sau prin suprasaturarea apei cu aer. Ridicarea particulelor insolubile în apă, de către bulele de aer, este rezultatul asocierilor reciproce, ce are loc în două moduri: - încorporarea de bule de aer în interiorul particulei floculate cu structură afânată; - aderarea particulelor insolubile la suprafaţa bulei de aer (gaz). Mărimea forţelor care reţin particule insolubile pe interfaţa apă-aer sau apă-gaz depind de mărimea suprafeţei particulelor şi de prezenţa unei substanţe tensioactive, ce are tendinţa de acumulare şi orientare a moleculelor pe interfeţe. În practică, în cazul separării prin flotaţie cu aer nu este suficient doar ridicarea particulelor la suprafaţă ci este necesară şi formarea unei spume uilizând substanţe spumante. Astfel de substanţe pot fi chiar unii constituenţi din apele uzate, iar când aceştia nu există în apă trebuiesc adăugaţi. Capacitate de spumare mare au apele uzate din industria celulozei, textilă, industria de prelucrare a proteinelor şi în industriile fermentative. Pentru a se obţine o bună separare prin flotaţie trebuie luate măsuri pentru a reduce la minimum turbulenţa din zona de separaţie. Datorită vitezelor mari de urcare a particulelor în procesul de flotaţie, timpul de retenţie a apelor uzate în bazinul de flotaţie este mai mic decât în bazinul de decantare. Necesarul de aer variază funcţie de natura şi concentraţia suspensiilor şi depind de condiţiile care trebuie îndeplinite de apa tratată. Metode de flotaţie


Proces DescriereFlotaţie cu aer dizolvat

Injectarea aerului se produce în apa uzată aflată la o presiune de câteva atmosfere, urmată apoi de destinderea la presiunea normală-atmosferică. Procedeul are la bază schimbarea condiţilor de echilibru la dizolvarea unui gaz în lichid În acest mod se obţin bule de aer foarte fine cu diametrul de 20.. 100 microni, media 50 μm.

Flotaţia mecanică Echipamentul de flotaţie este compus dintr-un recipient concentric prevăzut cu un tub central. Aerul este introdus îîn masa de lichid aflată în recipient prin intermediul uni rotor dublu aspirant.

Flotaţia prin barbotare

Se realizează prin difuzia aerului comprimat în masa de apă prin difuzori poroşi , conducte perforate, etc.

Flotaţia sub vid Procedeul constă în saturarea aepei cu aer şi apoi introducerea ei într-un spaţiu închis cu presiune scăzută. La scăderea presiunii soluţia apoasă nu mai este în condiţii de echilibru şi aerul se degajă în masa de apă sub formă de bule foarte fine care asigură flotarea materiilor grase sau în suspensie.

5.2.3. Centrifugarea Centrifugarea este un proces de separare gravitaţională a suspensiilor din apă în care intervin acceleraţii superioare celei gravitaţionale. În cazul centrifugării se obţin viteze mari de sedimentare, ceea ce duce la o separare a unei mase mari de suspensii în unitatea de timp. Prin centrifugare se obţin concentrate mai compacte, cu un conţinut mai mare de solid. Datorită costurilor mari ale instalaţiilor şi a consumului de energie, acest procedeu se aplică de preferinţă apelor uzate cu conţinut mare de suspensii sau pentru concentrarea nămolurilor. În epurarea apelor se utilizează, de regulă, centrifugele decantoare cu ax orizontal, cu funcţionare continuă. Acestea sunt constituite dintr-un corp cilindro-conic rotativ în care se roteşte, la rândul său, - cu o viteză ceva mai mică – un ax melcat. Apa cu suspensii este introdusă prin axul corpului melcat şi este proiectată spre faţa interioară a peretelui corpului centrifugei. Solidele depuse pe acest perete datorită forţelor centrifuge sunt raclate şi împinse de către corpul melcat spre zona conică a corpului centrifugei. Lichidul limpezit, numit centrat, este evacuat pe la capătul opus al centrifugei. Adâncimea stratului de lichid deasupra peretelui centrifugei este stabilită cu ajutorul unor deversoare circulare reglabile, peste care se evacuează lichidul limpezit. Transportul materialului concentrat pe zona conică este o sarcină delicată, datorită forţelor mari de forfecare care intervin, precum şi datorită posibilităţilor de stropire cu lichid limpezit, ceea ce poate readuce materialul solid în corpul centrifugei. Astfel, prin centrifugare se obţin concentrate de nămol cu un conţinut mai mare de 50% de substanţă uscată, comparativ cu nămolurile obţinute prin alte metode de separare la care concentraţia în substanţe uscate este între 4% şi 10%.


5.2.4. Filtrarea

Filtrarea este procedeul de trecere a apelor printr-un mediu poros, pe care are loc reţinerea prin fenomene predominant fizice a unora din constituenţii apelor.

Funcţie de spaţiile libere ale mediului poros, în instalaţiile de filtrare se pot reţine din apă impurităţi de dimensiuni variabile, de la dimensiuni foarte mari cum ar fi poluanţii grosieri, până la poluanţi foarte fini. La mediile poroase cu pori mari, mecanismele de reţinere pe filtre este simplu, fiind oprite toate particulele cu dimensiuni mai mari decât porii filtrelor. Se vorbeşte astfel de un fenomen de sitare. Pe măsură ce dimensiunile porilor se micşorează, mai intervin şi alte fenomene.

Mecanismele care contribuie la reţinerea din apă a particulelor de impurităţi pe un filtru sunt foarte complexe. Reţinerea pe suprafaţa filtrantă depinde de caracteristicile fizico-chimice ale particulelor, de caracteristicile mediului filtrant, de viteza de filtrare şi de caracteristicile fizice ale apei.

Curgerea prim medii filtrante poroase este menţinută în mod normal în domeniul laminar atât iniţial (în filtru curat), cât şi după colmatarea lui cu suspensii. În aceste condiţii, curgerea are loc în conformitate cu legea lui Darcy.

Varietatea mecanismelor de reţinere a impurităţilor din apă prin filtare şi gama largă de dimensiuni a particulelor care se reţin a dus la o diferenţiere între procesele în care predomină efectul de sită şi cele în care primează alte mecanisme. În cele ce urmează se prezintă pe scurt principalele procese de reţinere prin filtrare, atât pentru corpuri grosiere, cât şi pentru particule de dimensiunea ionilor şi moleculelor.

Reţinerea pe grătare şi site.

Grătarele servesc pentru îndepărtarea din apă a impurităţilor grosiere care pot forma

depuneri greu de evacuat şi care ar bloca sistemele de raclare, pompele şi vanele, gurile de evacuare şi deversoarele. Grătarele sunt formate din bare cu grosimi de 0,8–1,2 cm aşezate la o distanţă de 12–60 mm, înclinate cu 30-90°faţă de orizontală. Materialele reţinute, cu dimensiuni mai mari decât interstiţiile dintre bare, formează ele însele straturi filtrante care măresc treptat pierderea de sarcină a apei pe grătar şi trebuiesc îndepărtate periodic. Viteza apei la intrarea apei în grătare trebuie să fie de 0,3-1 m/s pentru evitarea depunerilor în camera grătarului.

Pentru reţinerea impurităţilor de dimensiuni mai mici se utilizează site statice sau mobile.

Reţinerea pe filtre

Cele mai utilizate filtre pentru îndepărtarea suspensiilor sunt filtrele granulare şi filtrele

cu prestrat. Materialul granular folosit frecvent este nisipul cuarţos. Filtrele cu nisip sunt formate din

mai multe straturi cu densităţi diferite care într-un curent de apă ascendent se stratifică conform densităţii şi la care, după spălare, se obţine spontan o aranjare a granulelor cu diametrul descrescând în sensul de curgere din timpul fazei de filtrare, fapt care permite o folosire mai eficientă a adâncimii filtrului.

Filtrele de nisip sunt împărţite în: - filtre lente cu viteze de filtrare de 0,1 – 0,6 m/h; - filtre rapide cu viteze de filtrare de 3 – 6 m/h.


Aceste două tipuri de filtre diferă prin caracteristicile granulometrice ale nisipului şi prin modul de regenerare.

În epurarea apelor uzate filtrele cu nisip se utilizează în treapta secundară de epurare sau pentru finisarea efluenţilor treptei biologice. În aceste filtre au loc, pe lângă procesele fizice de reţinere a particulelor insolubile şi procese microbiologice de degradare a unor materiale organice dizolvate sau în suspensie.

Filtrele cu prestrat sunt formate din suporturi poroase rigide aşezate într-o carcasă, pe care se depune un strat subţire de material filtrant granular, format din particule foarte fine de 5 – 100 µm. Fazele unui ciclu de funcţionare cuprind formarea prestratului, filtarea şi regenerarea. Pentru a prelungi durata fazei de filtare, uneori se adaugă în apa supusă tratării materialul granular chiar în timpul filtrării.

5.2.5. Separarea prin membrane

În procesele de epurare a apei, membrana este definită ca o fază ce acţionează ca o

barieră pentru speciile moleculare sau ionice din apă, prin membrană putând trece în general numai molecule de apă. Membranele pot fi constituite din materiale solide (membrane consistente), din geluri îmbibate cu solvenţi sau din lichide imobilizate într-o structură poroasă şi rigidă.

Practic o membrană trebuie să aibă o permeabilitate mai mare pentru unele specii decât pentru altele, deci să fie permeoselectivă.

Separarea prin membrane este utilizată în cea mai mare măsură pentru obţinerea apei potabile, dar şi pentru tratarea apelor uzate.

Dintre metodele ce utilizează separarea prin membrane, cea mai mare utilizare o au osmoza, osmoza inversă, ultrafiltrarea şi electrodializa.

În soluţie, ionii substanţelor ionice sau ionii formaţi prin ruperea unei molecule polare sunt hidrataţi astfel încât volumul ionilor este mult mai mare decât volumul unei molecule de apă, sau chiar a moleculelor de apă asociate prin legături de hidrogen.

Prin porii unei membrane semipermeabile (de dimensiuni moleculare) vor putea trece molecule de apă, dar nu vor putea trece ionii hidrataţi.

Osmoza şi osmoza inversă

În cazul soluţiilor apoase când două soluţii de concentraţii diferite sunt separate printr-o membrană semipermeabilă, apa va trece prin membrană din soluţia mai diluată spre cea mai concentrată.

Acest proces, cunoscut sub numele de osmoză încetează când presiunea hidrostatică care se exercită asupra soluţiei mai concentrate atinge o anumită valoare de echilibru numită presiune osmotică (fig.5.3, a şi b). Presiunea osmotică variază proporţional cu concentraţia substanţei dizolvate în apă şi cu temperatura.


Fig. 5.3. Osmoza directă şi osmoza inversă

Procesul normal de osmoză poate fi inversat dacă asupra soluţiei concentrate se va exercita o presiune mai mare decât presiunea osmotică (fig.5.3 c). În acest caz, se va produce, datorită presiunii exterioare mari, o circulaţie a apei în sens invers. Astfel, dintr-o apă bogată în săruri se va obţine în compartimentul 1 o apă curată. Acest proces este utilizat pentru obţinerea apei dulci din apa de mare. Primul material folosit la confecţionarea membranelor semipermeabile a fost acetatul de celuloză, obţinut în condiţii speciale (celofan cu calităţi speciale). Ulterior s-au obţinut şi membrane semipermeabile din materiale polimerizate stabile (poliamide, esteri micşti de acetat - butirat de celuloză, amestecuri de acetat şi nitrat de celuloză, ş.a.). În prezent se obţin membrane ce permit o eliminare a substanţelor dizolvate, mai ales a speciilor ionice, în proporţie de 95-99%. Membranele folosite în separarea prin osmoză sunt foarte subţiri (0,2 µm) şi au o fragilitate ridicată. Membranele utilizate în osmoza inversă sunt supuse la diferenţe mari de presiune de 20 – 100 bar, ceea ce determină dificultăţi deosebite la realizarea instalaţiilor practice care trebuie să aibă o bună etanşeitate, o structură compactă, durabilitate mare şi să evite colmatarea şi polarizarea de concentraţie. Aplicaţiile osmozei inverse pentru tratarea apelor uzate sunt satisfăcătoare în următoarele condiţii:

- reducerea cantităţilor de ape uzate prin obţinerea unor soluţii concentrate cu volum mai mic decât al celor de ape uzate;

- dacă există posibilitatea recuperării de materiale utile; - dacă se impune recuperarea apei în zonele sărace în apă; - dacă se poate realiza concentrarea poluanţilor în volume mici de apă, reducându-se

cheltuielile de evacuare a poluanţilor.

Ultrafiltrarea Ultrafiltrarea este procesul de separare prin membrane sub influenţa unei diferenţe de presiune. Membranele utilizate sunt caracterizate printr-o permeabilitate selectivă pentru anumiţi componenţi ai unei soluţii lichide. Se aplică mai ales pentru a separa substanţele dizolvate cu


greutate moleculară peste500,care la concentraţii mici au presiuni osmotice mici şi nu pot fi separate prin osmoză.

Prin ultrafiltrare pot fi îndepărtate din apă bacterii, viruşi, amidon, proteine, pigmenţi din vopsele. Limita superioară a greutăţii moleculare a substanţelor care pot fi reţinute prin ultrafiltrare este de circa 500 000, peste această limită separarea având loc prin filtrare obişnuită. În cazul ultrafiltrării prin membrane, mecanismul principal este sitarea selectivă, în funcţie de diametrul particulelor de substanţe poluante şi diametrul porilor. Capacitatea de reţinere a unei membrane pentru o substanţă dată depinde de dimensiunea, forma şi flexibilitatea moleculelor constituente ale membranei, precum şi de condiţiile de exploatare. Pentru scopuri practice, se cere ca membranele de ultrafiltrare să manifeste reţinere selectivă pe un domeniu relativ îngust de greutăţi moleculare şi un flux mare de solvent la diferenţă mică de presiune. Pentru epurarea apelor uzate separarea selectivă nu prezintă importanţă decât în cazul în care concentratele separate pot fi valorificate. In acest caz, ultrafiltrarea are un efect echivalent cu cel realizat prin coagulare, floculare, decantare şi îngroşare. Prin acest proces pot fi îndepărtate materii organice inerte şi microorganisme. Electrodializa Electrodializa constituie un proces de separare prin membrane cu permeabilitate selectivă la anioni, respectiv la cationi, deplasarea acestora realizându-se sub acţiunea unui câmp electric ca în procesul de electroliză. Utilizarea unei instalaţii de electrodializă cu o singură celulă este neeconomică, din cauza consumurilor mari de energie în compartimentele electrozilor (pentru deshidratarea ionilor). Dacă numărul de compartimente dintre electrozi este mărit (figura 5.4.), proporţia de energie consumată pentru transportul ionilor creşte în raport cu aceea pentru deshidratarea acelor ioni care ajung în compartimentele electrozilor. În practică se folosesc baterii de electrodializă cu 40-500 compartimente. Modul de funcţionare al unei instalaţii de epurare prin electrodializă reiese din figura menţionată. În practică, prin electrodializă se obţine o apă demineralizată numai parţial. Dacă demineralizarea este împinsă peste anumite limite, consumurile de energie pe unitatea de apă produsă cresc foarte mult, iar produsul devine asemănător cu electroliza. Electroliza poate fi utilizată pentru îndepărtarea sărurilor din apele uzate (de exemplu a nitraţilor din apele evacuate de pe terenurile agricole), cu condiţia ca substanţele organice, eventual prezente în acestea, să fi fost îndepărtate în prealabil.


Figura 5.4. Schema unei instalaţii de electrodializă Membranele pentru electroliză se realizează prin turnare de plăci dintr-un amestec de răşini schimbătoare de ioni, sub formă de granule, lianţi inerţi şi solvenţi. Ele pot fi obţinute din filme de polimeri poroase, în care se introduc prin reacţie chimică, grupe funcţionale schimbătoare de ioni. Prin electroliză se pot recupera din apele uzate o varietate de substanţe utile: acizi carboxilici (acetic, citric, lactic), lignite, cromaţi, etc.

5.2.6. Procese unitare care utilizează transferul între faze În timp ce în cazul proceselor fizice descrise mai înainte, după izolarea din apă, impurităţile rămân tot în faza apoasă sub forma unor concentrate, există alte procese în care epurarea are la bază transferul poluanţilor din apă într-o altă fază nemiscibilă cu apa lichidă, solidă sau gazoasă. Între aceste procese se încadrează extracţia lichid-lichid, antrenarea poluanţilor volatili cu abur sau cu gaz (stripare), distilarea, spumarea şi adsorbţia. Extracţia lichid-lichid Extracţia este o operaţie de separare bazată pe diferenţa de solubilitate a componenţilor din apă în unul sau mai mulţi solvenţi nemiscibili cu apa. Notând apa cu A, poluantul cu P şi solventul cu S , iar cantităţile mici ale acestora în diferite faze cu a, p, şi respectiv s, principiul extracţiei este redat prin schema:


(A+P) + S = (A-a) + a + p + s + (P-p) +(S-s). (5.3) apa de epurat solventul apa extrasă extrasul Apa de epurat este pusă în contact cu solventul S în care poluantul P este mult mai solubil decât apa. După agitare ( pentru realizarea unei suprafeţe cât mai mari de contact între cele două lichide) şi după sedimentare se formează conform schemei de mai sus două straturi: apa extrasă şi extractul. După separarea acestora urmează recuperarea solventului (de obicei prin distilare), ceea ce în cazul ideal al recuperării totale a solventului duce la rezultatul final exprimat prin schema: (A+P) = (A-a) + p + a + (P-p) (5.4) apă uzată apă epurată concentratul de poluant O extracţie înaintată a poluantului din apă se realizează prin repetarea operaţiei de extracţie cu porţiuni noi de solvent proaspăt. Cea mai raţională variantă a procesului este extracţia în contracurent. În figura 5.5 este ilustrată schematic extracţia cu contact multiplu în contracurent. Eficienţa este şi mai mare în cazul extracţiei diferenţiale în contracurent, unde nu există unităţi distincte de amestecare şi de decantare. În acest caz, apa şi solventul circulă în contracurent într-o coloană cu şicane sau cu umplutură, pe baza diferenţei de densitate (figura 5.6). Într-o astfel de coloană se menţin pe tot parcursul, diferenţe de concentraţie diferite de cele de echilibru, fapt care promovează difuzia poluantului din apă în solvent.

Un bun solvent pentru extracţia poluanţilor din ape uzate trebuie să îndeplinească următoarele condiţii:

- să posede faţă de impurităţi o afinitate cât mai ridicată în comparaţie cu a apei, să aibă o


solubilitate cât mai scăzută în apă şi să dizolve cât mai puţină apă pe un domeniu larg de temperatură,

- să nu formeze emulsii cu apa, - să aibă o densitate cât mai diferită de a apei, - să nu sufere transformări chimice în timpul utilizării, - să aibă punct de fierbere cât mai îndepărtat de al apei, - să fie ieftin.

Pentru epurarea apelor uzate se folosesc, în special, hidrocarburi alifatice, dintre care hexanul este utilizat cel mai frecvent. O variantă de aplicare a extracţiei în purificarea apei este aceea în care substanţa extrasă din amestec este însăşi apa, nu substanţe dizolvate în aceasta. În acest scop s-au dovedit eficienţi ca solvenţi aminele alifatice cu 5 şi 6 atomi de carbon (de exemplu diizopropilamina),care extrag în mod selectiv apa şi în care impurităţile (mai ales cele minerale) au o solubilitate scăzută. Solubilitatea apei în dizolvanţii de acest fel variază puternic cu temperatura, astfel că prin încălzirea extractului are loc separarea apei şi a dizolvantului, acesta din urmă fiind refolosit în proces.

Extracţia se foloseşte la scară industrială pentru separarea şi recuperarea fenolului din apele condensate de la prelucrarea termică a cărbunilor şi pentru extracţia din apele uzate a unor metale ce sunt transformate în prealabil în complecşi organici, solubili în solvenţi nemiscibili cu apa. Transferul lichid-gaz Substanţele volatile prezente în apă pot fi îndepărtate (stripate) prin antrenare cu gaze sau vapori (aer, gaze de ardere, vapori de apă). Procesul este analog cu acela de extracţie descris mai sus, rolul solventului fiind preluat de faza gazoasă sau de vapori. Desfăşurarea procesului este favorizată de crearea unor condiţii care duc la micşorarea solubilităţii în apă a substanţei poluante, aceasta putându-se obţine, de obicei, prin modificarea pH-ului şi prin ridicarea temperaturii, pH-ul acţionând favorabil prin transformarea unor poluanţi în forma lor neionizată, moleculară, mai greu solubilă. Astfel, la valori mici ale pH-ului, devine posibilă îndepărtarea hidrogenului sulfurat,

S2- + 2 H+ → H2 S (5.5) sulfură solubilă hidrogen sulfurat molecular în apă greu solubil în apă a mercaptanilor şi a bioxidului de carbon şi, în general, a acizilor slabi volatili, iar la valori ridicate ale pH-ului a amoniacului, aminelor alifatice inferioare şi în general a bazelor slabe volatile,

NH4+ + OH- → NH3 + H2O (5.6)

ioni de amoniu amoniac molecular solubili în apă greu solubil în apă caldă Striparea componenţilor volatili din apele uzate se face prin realizarea unei suprafeţe mari de


contact între apă şi faza gazoasă sau de vapori, fiind avantajoasă circulaţia în contracurent a celor două faze. Contactul lor se poate asigura prin barbotarea gazului în apă în bazine deschise sau coloane cu talere, ori prin prelingerea apei peste o umplutură prin care circulă în contracurent faza gazoasă, în acest din urmă caz putându-se folosi instalaţii asemănătoare cu turnurile de răcire. Un contact bun poate fi obţinut şi prin pulverizarea apei în faza gazoasă (de obicei în aer). Striparea cu gaze şi vapori dă rezultate pozitive şi în cazul poluanţilor organici volatili nepolari, care în mod natural au o solubilitate scăzută în apă, în deosebi la temperaturi mai ridicate. Metoda este convenabilă mai ales în cazul apelor uzate care rezultă din procesul de producţie şi deci, nu mai necesită consum de energie pentru încălzire. Striparea poluanţilor în atmosferă conduce la impurificarea acesteia şi, de aceea, se recomandă descărcarea gazelor de stripare prin coşuri înalte. O soluţie mai raţională este captarea şi valorificarea poluanţilor. Astfel, substanţele volatile cu caracter bazic pot fi absorbite în soluţii ale unor acizi tari cu obţinerea de săruri, de exemplu în cazul amoniacului care absorbit în acid sulfuric formează sulfat de amoniu, folosit ca îngrăşământ agricol, iar substanţele acide în soliţii ale unor baze tari, de exemplu, prin absorbţia hidrogenului sulfurat în hidroxid de sodiu se obţine sulfura de sodiu utilizabilă în industria celulozei. Din date experimentale a reieşit că pentru a îndepărta 1 kg. de hidrogen sulfurat sunt necesari

100-200 m3 aer/m3 apă uzată. În cazul stripării amoniacului, literatura menţionează (în cazul folosirii instalaţiilor de tipul turnurilor de răcire cu funcţionare la temperatură ambiantă)

consumuri de aer foarte ridicate de 2000-3500 m3 aer/1m3 apă uzată. În epurarea apelor uzate, pentru unele scopuri, prezintă importanţă practică şi procesul invers, de transfer în apă a unor componenţi din faza gazoasă. Cel mai important caz este acela de introducerii de oxigen în apă. Aceasta se realizează cu ajutorul oxigenului gazos, dar, mai eficient, cu ajutorul aerului (aerare). Pentru aerare sunt folosite numeroase tipuri de dispozitive, clasificate, de obicei, în mecanice şi pneumatice, acestea asigurând dispersia apei în aer sau /şi a aerului în apă pentru crearea unei arii cât mai mari a suprafeţei de separare apă-aer pe care are loc transferul. Distilarea Distilarea este procesul de epurare a apelor uzate prin trecerea apei în fază de vapori prin încălzire , urmată de condensarea vaporilor. Datorită volatilităţii reduse a majorităţii impurităţilor dizolvate, se obţine, de obicei, o apă cu calitate net îmbunătăţită. Prin distilare se îndepărtează şi materii în suspensie , iar microorganismele sunt distruse aproape în totalitate. În comparaţie cu alte procese de epurare a apelor uzate, distilarea este în prezent dezavantajoasă datorită consumului relativ ridicat de energie. Chiar în cazul utilizării unor sisteme raţionale de încălzire, cum ar fi evaporatoare cu efect multiplu, consumul de căldură este semnificativ, de cca 45 kcal./1 kg apă. Totuşi, distilarea poate fi justificată când este folosită pentru concentrarea unor efluenţi cu toxicitate mare, care urmează a fi distruşi prin incinerare. Îngheţarea Îngheţarea ca proces de epurare, constă în trecerea apei din fază lichidă în fază solidă sub formă de cristale de gheaţă constituite din apă aproape pură, care se separă de soluţia reziduală îmbogăţită în impurităţi. Prin topirea cristalelor de gheaţă (după prealabila lor spălare cu apă curată) se obţine o apă de puritate ridicată.


O variantă a procesului de îngheţare se bazează pe formarea, la temperaturi apropiate de 00C, între apă şi anumite substanţe, cum ar fi hidrocarburi alifatice cu greutate moleculară mică sau derivaţi halogenaţi ai acestora, a unor combinaţii solide care cuprind în reţeaua lor cristalină molecule de apă pură şi de hidrocarbură. După separarea din lichidul iniţial şi topirea cristalelor rezultă două faze nemiscibile, apa curată şi agentul de hidratare. Dacă acesta din urmă este, de

exemplu, propanul, temperatura de topire a hidratului este de circa 5,70C. Spumarea Spumarea este procesul de separare din apă a unor impurităţi organice dizolvate ca urmare a tendinţei de acumulare a lor pe interfaţa apă-aer, respectiv datorită respingerii lor din masa de apă. Cantitatea de poluant separată este proporţională cu aria interfeţei aer-apă, şi în acest caz este avantajoasă existenţa unei arii cât mai mari, care poate fi obţinută prin spumare. Formarea spumei este condiţionată de prezenţa în apă a substanţelor superficial-active, care au capacitatea de a micşora tensiunea superficială a apei. Astfel de substanţe, de exemplu detergenţii, proteinele şi hidrolizate de proteine, săruri ale unor acizi organici sulfonici şi carboxilici, saponine etc., pot fi prezente ca poluanţi în apele uzate. Există şi situaţii în care, pentru formarea spumei sau pentru a îmbunătăţi separarea unor impurităţi se adaugă agenţi de spumare, cum ar fi detergenţii cationici în doză minimă de circa 0,5 mg/l. Formarea spumei este indusă prin barbotarea în apă a aerului, de preferinţă difuzat sub formă de

bule fine. Consumurile de aer sunt de ordinul a 4-8 m3/m3 apă uzată, iar timpii de retenţie hidraulică în bazinul de spumare de 5-10 min. Spuma acumulată la suprafaţa apei în bazinul de spumare se îndepărtează continuu prin raclare, în asemenea cantitate şi de la o astfel de diferenţă de la suprafaţa masei de lichid, încât conţinutul în apă al spumei să fie cât mai scăzut. Este de dorit ca volumul de concentrat lichid, rezultat după spargerea spumei, să nu depăşească 1% din volumul apei epurate. Separarea prin spumare a fost aplicată la îndepărtarea detergenţilor din ape şi la epurarea apelor uzate din industria celulozei şi a hârtiei. Adsorbţia Adsorbţia, ca proces de epurare, are la bază fenomenul de reţinere pe suprafaţa unui corp a moleculelor unei substanţe dizolvate în apă. Materialul solid sau lichid pe care are loc reţinerea se numeşte adsorbant iar substanţa care este reţinută adsorbat. Substanţele reţinute pot fi îndepărtate prin încălzire sau extracţie, astfel încât adsorbantul îşi recapătă aproape în întregime proprietăţile iniţiale. Adsorbţia permite reţinerea unor poluanţi chiar când aceştia sunt prezenţi în concentraţii mici şi prezintă selectivitate pentru anumite substanţe. Procesul de adsorbţie este caracterizat prin echilibrul de adsorbţie, care exprimă repartiţia cantitativă, la echilibru, a substanţei adsorbite între faza de adsorbant şi faza apoasă supusă epurării şi prin cinetica de adsorbţie, care urmăreşte mecanismul procesului şi viteza cu care se desfăşoară acesta. Ca adsorbanţi se utilizează materiale solide caracterizate printr-o suprafaţă specifică foarte mare. La cărbunele activ, adsorbantul cel mai folosit în epurarea apelor, suprafaţa specifică ajunge la

valori în jurul a 1000 m2/g. Cărbunele activ se utilizează sub formă de granule (diametre de 1-6 mm) sau de pulberi (0,1-0,5 mm).În afara cărbunelui activ au fost folosiţi ca adsorbanţi pentru


epurare şi cocsul, cenuşile fine de la arderea combustibililor, cenuşile de la arderea nămolurilor etc. Cercetările privind adsorbţia pe cărbune activ a impurităţilor dizolvate în apă au condus la următoarele concluzii:

- capacitatea de adsorbţie este puternic influenţată de greutatea moleculară a adsorbatului , crescând o dată cu aceasta;

- creşterea temperaturii micşorează capacitatea de adsorbţie, dar măreşte viteza de adsorbţie;

- scăderea pH-ului influenţează de obicei favorabil capacitatea de adsorbţie; - capacitatea de adsorbţie şi viteza de adsorbţie cresc la micşorarea dimensiunilor

particulelor de adsorbant; - capacitatea de adsorbţie depinde de timpul de contact, fiind maximă la atingerea

echilibrului.

Adsorbţia se aplică, de regulă, pentru îndepărtarea din apă a unor impurităţi în concentraţie scăzută, rămase după aplicarea altor procese de epurare şi atunci când se impune un grad de epurare foarte ridicat. Sunt rare cazurile în care substanţele adsorbite din apă sunt separate din adsorbant prin desorbţie în vederea valorificării; adsorbanţii epuizaţi sunt fie aruncaţi, în cazul adsorbanţilor ieftini, fie regeneraţi pentru refolosire. După modul în care se realizează contactul între apa de epurat şi adsorbant se disting adsorbţia statică şi dinamică. În primul caz adsorbantul fin divizat este agitat cu apa şi după un timp anumit este separat prin decantare sau filtrare, în timp ce în cazul adsorbţiei dinamice, apa uzată străbate în flux continuu un strat fix, mobil sau fluidizat de adsorbant. Cele mai multe instalaţii de epurare prin adsorbţie sunt de tipul dinamic şi utilizează paturi fixe de cărbune activ cu granulaţia de 0,5-2,0 mm, mai ales în filtre închise, înălţimea stratului de cărbune în aceste filtre fiind de 1-3 m. În unele cazuri, au fost folosite şi filtre deschise, cu viteze mai mici şi cu înălţimi ale stratului de 0,5-1,0 m. Creşterea timpului de contact între apă şi cărbune influenţează semnificativ eficienţa epurării, în timp ce, o viteză mărită de circulaţie a apei favorizează adsorbţia. La filtrele cu cărbune activ se adoptă viteze de filtrare de 5-30 m / h. Pentru a evita colmatarea filtrelor este importantă îndepărtarea prealabilă a poluanţilor în suspensie. Din experienţă rezultă că un cărbune activ de bună calitate poate adsorbi o masă de substanţe organice reprezentând cca. 5% din masa sa, după care este necesară regenerarea. Aceasta se face

mai ales pe cale termică; la cca. 9000C în atmosferă cu compoziţie controlată de aer şi vapori de apă. Pentru alegerea adsorbantului şi pentru stabilirea condiţiilor de exploatare optime se recomandă efectuarea prealabilă de teste de laborator.

5.3. Procese chimice Procesele chimice de epurare sunt acelea în care poluanţii sunt transformaţi în alte substanţe mai uşor de separat, cum ar fi precipitate insolubile sau gaze care pot fi stripate, cu nocivitate mai scăzută sau mai susceptibile de a fi îndepărtate prin alte procese de epurare, de exemplu prin procese biologice.

5.3.1. Neutralizarea


Neutralizarea este procesul prin care pH-ul unei ape uzate, având valori în afara intervalului favorabil dezvoltării florei şi faunei acvatice (pH=6,5-8,5), este reglat prin adaus de acizi sau baze după caz. Neutralizarea apei are ca efect şi micşorarea însuşirilor corozive ale apei care pot determina degradarea materialelor cu care vine în contact, cum ar fi conducte , construcţii şi instalaţii de transport sau de epurare. Neutralizarea apelor acide Industriile care evacuează acizi sunt foarte variate : fabrici de acizi şi de explozivi , industria metalurgică , decapări şi acoperiri metalice, rafinării de petrol , fabrici de îngrăşăminte , instalaţii de obţinere a derivaţilor organici halogenaţi , etc. Înainte de a stabili măsurile de neutralizare este necesar, în primul rând , să se epuizeze toate posibilităţile de a micşora cantitatea de acizi evacuată ; prin aceasta , în afară de economia de acizi se obţine şi micşorarea cheltuielilor pentru neutralizare. În al doilea rând , trebuie examinată posibilitatea de neutralizare reciprocă , totală sau parţială , a apelor uzate acide şi alcaline , rezultate din aceeaşi întreprinderea sau din întreprinderi învecinate. În astfel de cazuri, se prevăd bazine de egalizare separate pentru ape acide şi cele alcaline, bazine din care se poate realiza apoi o dozare proporţională cu debitele medii ale celor două categorii. Pentru neutralizarea apelor acide se poate folosi o gamă largă de substanţe cu caracter bazic (oxizi, hidroxizi, carbonaţi). Alegerea neutralizantului se face în funcţie de natura acidului care trebuie neutralizat, de costul neutralizantului, de volumul şi caracteristicile sedimentelor formate după neutralizare. Neutralizanţii care pot fi luaţi în consideraţie în practică sunt : piatra de var CaCO3 şi dolomita CaMg(CO3)2; varul CaO sub formă de hidroxid de calciu(lapte de var sau var stins praf); NaOH şi Na2CO3. Pentru neutralizare se pot folosi şi unele deşeuri industriale cum sunt nămolurile de la fabricile de sodă, unele sterile de la preparaţiile miniere, nămolurile de la obţinerea acetilenei din carbid, etc. Piatra de var (CaCO3) este unul dintre primii neutralizanţi folosiţi pentru neutralizarea apelor acide. După provenienţa ei, piatra de var prezintă reactivitate variabilă faţă de acizii minerali. Aceasta depinde de compoziţia chimică şi mai ales de structura cristalină a materialului. Reactivitatea diferitelor feluri de carbonaţi de calciu naturali scade în ordinea: dolomită, cretă, ardezie, marmură, calcar de scoici. Filtrarea printr-un strat de calcar granular are efect de neutralizare numai în cazul apelor cu conţinut mic de acizi până la 0,3-0,5 % ;dacă concentraţia este mai mare, în afară de scăderea reactivităţii , se produce o cimentare a granulelor din patul filtrant. Având în vedere că prin reacţia calcarului cu acidul sulfuric rezultă sulfat de calciu greu solubil, calcarul nu este indicat pentru ape uzate care conţin acest acid, întrucât sulfatul de calciu format pe suprafaţa granulelor împiedică contactul ulterior al acidului cu carbonatul de calciu. Reactivitatea pietrei de var este micşorată chiar şi în cazul acizilor clorhidric şi azotic, dacă aceştia sunt prezenţi în concentraţii mai mari (peste 1,2 %), deşi dau compuşi de reacţie solubili. Explicaţia pare a fi aceea că la concentraţii mari de acizi rezultă o cantitate sporită de bioxid de carbon care, acoperind o mare


parte din granulele de calcar, le micşorează suprafaţa de contact. Neutralizarea prin filtrare peste piatră de var nu este posibilă când în apă sunt prezenţi ioni ai metalelor grele care formează pelicule de hidroxizi pe suprafaţa granulelor. Piatra de var se poate folosi la neutralizare şi sub formă de pulbere care se adaugă ca atare, în stare uscată, sau sub formă de suspensie apoasă. Şi în acest caz apar limitele menţionate, legate de natura şi concentraţia acizilor. Varul stins sub formă de praf (var hidratat) prezintă avantajul că poate fi manipulat, transportat şi dozat în această stare cu multă uşurinţă. Dozarea varului sub formă de praf are în plus avantajul că reduce timpul de decantare şi volumul sedimentelor Laptele de var (suspensie de hidroxid de calciu în apă) se foloseşte la neutralizare în concentraţie de 5-10 % CaO. Doza de var se calculează astfel încât să reprezinte circa 105 % din valoarea calculată stoichiometric. În cazul neutralizării acidului sulfuric, se recomandă ca reglarea adausului să fie făcută astfel încât pH-ul amestecului să fie cât mai aproape de valoarea pH=7, când rezultă un precipitat cu granule mai mari care sedimentează mai repede. Hidroxidul şi carbonatul de sodiu sunt neutralizanţi foarte eficienţi, uşor de transportat, depozitat şi dozat, care duc la formarea unor sedimente mai puţin voluminoase decât calcarul şi varul. În schimb, costul lor este mai ridicat. Cele două substanţe pot fi achiziţionate ca produse solide, hidroxidul de sodiu putând fi achiziţionat şi sub formă de leşie concentrată. Neutralizarea apelor alcaline Cantităţile de alcalii care se evacuează cu apele uzate industriale sunt în general mai mici decât cele de acizi. Pentru neutralizarea apelor alcaline se pot folosi acizii reziduali rezultaţi din diferite procese industriale, cu condiţia ca aceştia să nu conţină în concentraţii supărătoare alte impurităţi. Un neutralizant ieftin pentru apele uzate alcaline îl constituie gazele de ardere bogate în bioxid de carbon, circa 14 % vol., care rezultă de exemplu de la centralele termice. Se poate utiliza şi bioxidul de carbon îmbuteliat, în acest caz, instalaţia şi exploatarea ei sunt foarte simple, dar cheltuielile sunt ridicate. Bioxidul de carbon pentru neutralizare poate fi produs şi direct în apele uzate, prin combustie cu ajutorul unui arzător scufundat. La instalaţiile de neutralizare cu funcţionare continuă se recomandă automatizarea dozării reactivilor în funcţie de pH-ul urmărit. Cum în practică aciditatea sau alcalinitatea apelor uzate brute este foarte variabilă, nu este posibilă reglarea manuală a dozei de reactivi de neutralizare. În cazul debitelor mici de ape uzate se pot adopta instalaţii de neutralizare cu funcţionare discontinuă, simple, uşor de exploatat şi sigure. In fig.5.8. este prezentată schema unei instalaţii de neutralizare în regim continuu.


Figura 5.8. Instalaţie de neutralizare 5.3.2. Oxidarea şi reducerea Oxidarea şi reducerea sunt procese în care substanţele se transformă în altele ca urmare a schimbului de electroni. Despre materialele care se transformă cedând electroni se spune că se oxidează, iar despre cele care acceptă electroni, că se reduc, cele din prima categorie fiind materiale reducătoare, iar cele din a doua, materiale oxidante. Întrucât nu poate exista o reacţie de oxidare fără o reacţie cuplată de reducere, procesul în ansamblul său este numit o reacţie de oxido-reducere. Această interpretare a reacţiilor de oxido-reducere este aplicabilă compuşilor anorganici. În cazul celor organici, oxidarea se poate defini ca având loc atunci când are loc un

transfer de specii diferite de cele ionice normale, şi anume: electronul e-, atomul liber de hidrogen H•, atomul liber de oxigen O•, radicalul hidroxil OH•, atomul liber de clor Cl•, ionul de

clor Cl+ sau alte specii asemănătoare. Pentru scopuri practice, în domeniul epurării apelor se poate accepta interpretarea reacţiei de oxidare ca aceea în care are loc adiţie de oxigen sau îndepărtare de hidrogen. Oxidarea Scopul oxidării în epurarea apelor uzate este de a converti compuşii chimici nedoriţi în alţii care nu sunt, sau sunt mai puţin supărători. În acest scop, nu este necesară oxidarea completă, de exemplu, în cazul substanţelor organice, nu este necesară transformarea lor până la bioxid de

carbon, apă şi alţi oxizi. Oxidarea se aplică atât substanţelor anorganice (de exemplu Mn2+, S2-,

CN-, SO32- etc.) cât şi celor organice (de exemplu fenoli, amine, acizi humici, diverse combinaţii

cu însuşiri toxice, bacterii etc.). Oxidarea chimică cu oxigen din aer decurge cu viteze satisfăcătoare numai la temperaturi şi presiuni peste cele ordinare şi, eventual, în prezenţă de catalizatori. În practică se recurge la agenţi oxidanţi mai energici: ozonul, permanganaţii, feraţii, apa oxigenată, clorul şi bioxidul de clor. Costul ridicat al unora dintre aceştia, cum sunt feriţii şi apa oxigenată, a limitat mult aplicarea lor în practică. Există şi alte metode de oxidare, indirecte, dintre care cea mai importantă este oxidarea anodică directă prin intermediul unor produşi de electroliză, de exemplu cu clor activ. Activitatea agenţilor chimici oxidanţi poate fi intensificată prin asociere cu introducerea în sistem de energie sub diferite forme pentru a favoriza apariţia speciilor de oxigen cu mare potenţial oxidant (radicali liber OH•, oxigen atomic, ozon, peroxizi etc.). În acest sens, se aplică iradiere cu raze gama, raze ultraviolete, ultrasunete, producerea fenomenului de cavitaţie etc., sau prin folosirea unor catalizatori (oxizi de cupru, nichel, cobalt, zinc, crom, fier, magneziu, platină poroasă, chinone, etc.). Oxigenul, care are o mare importanţă în epurarea biologică aerobă, este introdus în apa uzată de epurat, de obicei, prin aerare. Oxigenul molecular este folosit, de exemplu, pentru oxidarea ionilor bivalenţi de fier şi mangan şi a sulfurilor, în prezenţă de catalizatori). Ozonul este oxidant mult mai energic, capabil să reacţioneze rapid cu o gamă largă de poluanţi şi cu microorganismele din apă. El este generat prin descărcări electrice la tensiuni înalte (5000-30000 V) în aer sau în oxigen uscat, aplicând concomitent răcirea pentru a evita descompunerea. În practică, pentru a produce 1 kg. ozon se consumă o cantitate de energie de cca. 7 kWh. Aerul


şi oxigenul ozonizat sunt introduse în apă prin difuzorii poroşi sau prin sisteme mecanice de dispersie. În epurarea apelor uzate, ozonul este folosit pentru decolorare, dezinfecţie, oxidarea parţială a unor substanţe nocive (fenoli, detergenţi, cianuri etc.). Este de subliniat că ozonul are o toxicitate ridicată, pentru expunere continuă concentraţia în aer fiind limitată 1a circa 0,1

mg/m3). Permanganaţii sunt oxidanţi puternici folosiţi mai ales pentru finisarea efluenţilor care au fost supuşi anterior altor procese de epurare, pentru eliminarea culorii şi a mirosului, oxidarea fierului, sulfurilor şi cianurilor. La tratarea cu permanganaţi rezultă bioxid de mangan hidratat, care, pe de o parte funcţionează ca absorbant şi coagulant, dar pe de altă parte necesită a fi îndepărtat din apă. Clorul poate oxida eficient hidrogenul sulfurat, mercaptanii, nitriţii, amoniacul, fierul şi manganul, cianurile şi unele substanţe organice. Deosebit de răspândită este distrugerea cianurilor cu clor până la formare de cianaţi sau chiar de azot molecular, conform reacţiilor:

CN- + OCI- → CNO- + Cl- (5.8)

2 CNO- + 3 OCl- → N2 + 2 HCO3- + 3 Cl- (5.9)

Un dezavantaj al folosirii clorului la tratarea apelor care conţin substanţe organice este formarea compuşilor organici halogenaţi cu nocivitate ridicată. Acest efect este eliminat în cazul folosirii bioxidului de clor, care, datorită stabilităţii sale scăzute, se prepară în situ. În afara clorului molecular, pentru epurarea se utilizează şi alte produse cu conţinut de clor activ, cum ar fi hipocloriţii de sodiu şi de calciu, clorura de var, cloraminele. Reducerea Ca şi oxidarea poluanţilor, reducerea este folosită pentru transformarea unor poluanţi cu caracter oxidant, nociv, în substanţe inofensive sau care pot fi îndepărtate din apă prin aplicarea altor procese de epurare. Un caz tipic este reducerea cromului hexavalent la crom trivalent în vederea precipitării acestuia ca hidroxid, conform reacţiei:

Cr2O72- + 6FeSO4 + 7H2SO4 → Cr2(SO4)3 + 3Fe2(SO4)3 + 7H2O + SO4

2- (5.10) Reducerea se poate face cu fier bivalent sau cu acid sulfuros în mediu acid. Agenţii reducători folosiţi curent în practică sunt sărurile fierului bivalent, sulfiţii, acidul sulfuros şi alte combinaţii cu sulf la valenţe mai mici decât 6, fierul metalic în mediu acid. În afară de tratarea apelor cu conţinut de cromaţi şi bicromaţi, reducerea este aplicată pentru eliminarea clorului activ în exces cu sulfiţi sau cu bioxid de sulf, insolubilizarea unor ioni metalici, Cu, Ag, prin reducere cu metale ordinare (de exemplu cu fier), transformarea nitroderivaţilor aromatici în amine, prin reducere cu hidrogen născând, transformarea compuşilor organici halogenaţi prin înlocuirea halogenului cu hidrogen etc. 5.3.3. Precipitarea Precipitarea este procesul de epurare bazat pe transformarea poluanţilor din apele uzate în produşi greu solubili. Precipitarea este, de regulă, rezultatul unor reacţii chimice din care rezultă substanţe mai greu solubile, dar ea poate avea loc şi în urma schimbării unor condiţii fizice, cum ar fi suprasaturarea unei ape prin concentrare, micşorarea solubilităţii unor substanţe organice prin sporirea concentraţiei de electroliţi, micşorarea solubilităţii unei sări prin mărirea concentraţiei unuia dintre ionii care o compun respectiv a ionului cu nocivitate scăzută. În


legătură cu acest ultim exemplu, este ilustrativă mărirea eficienţei de îndepărtare a fluorurilor din apă, la precipitarea lor ca fluorură de calciu, prin introducerea de ioni de calciu, eventual prin adaus de CaCl2. Acest adaus deplasează echilibrul în favoarea transformării unei cantităţi mai

mari de ion F- în fluorură de calciu greu solubilă, conform reacţiei:

2 F- + Ca2+ → CaF2 (5.11) precipitat Tabelul 5.1. Valorile pH la care solubilitatea hidroxizilor unor metale se situează sub 10mg/l respectiv sub 1 mg/l.

Precipitarea chimică se aplică frecvent la îndepărtarea din apă a ionilor metalelor grele,

având în vedere că aceştia formează hidroxizi cu solubilitate scăzută la anumite valori ale pH-ului, în tabelul 5.1 fiind prezentate valori ale pH-ului la care solubilitatea hidroxizilor unor metale scade sub anumite limite.

În tabelul 5.2 sunt prezentaţi diverşi poluanţi şi reactivii care pot fi utilizaţi pentru precipitarea lor. Tabelul 5.2

Poluanţi care pot fi îndepărtaţi prin precipitare Poluantul Agentul de precipitare Produşii obţinuţi

Cianuri Săruri de fier bivalent Ferocianuri greu solubile slab disociate, cu nocivitate scăzută

Săruri ale metalelor alcaline

Var, hidroxizi alcalini Sulfaţi

Carbonat de calciu şi hidroxid de magneziu greu solubili. Formare de sulfaţi greu solubili (ex. BaSO4)

Săruri ale unor metale grele

Xantaţi Sulfuri solubile Proteine (deşeuri de păr, coarne, copite, sânge)

Xantaţi metalici (ex. Cd) Sulfuri insolubile (de Hg, Cd, etc.) Combinaţii greu solubile (ex. pentru îndepărtarea Hg)

Sulfuri Săruri sau hidroxizi de fier Sulfură de fier greu solubilă

5.3.4 Coagularea şi flocularea Aşa cum s-a menţionat la începutul capitolului, dimensiunea particulelor de impurităţi care pot


fi prezente în apele uzate variază de la 10-7 mm la circa 1 mm. O parte din acestea pot fi separate prin sedimentare. Întrucât însă o parte din impurităţi au dimensiuni şi deci viteze de sedimentare prea mici pentru a putea fi separate din apă pe această cale, se recurge la agregarea lor în particule mai mari, care pot fi îndepărtate prin coagulare şi sedimentare. Particulele foarte fine sunt înconjurate de învelişuri de ioni şi posedă deci o încărcare electrică care provoacă repulsia particulelor între ele, pentru agregarea particulelor fiind necesară învingerea sau anularea acestor forţe de repulsie.

Toţi solii liofobi (adică particulele între care nu există interacţiune) sunt alcătuiţi din două părţi:

- nucleul, partea interioară, neutră din punct de vedere electric, care constituie masa micelei;

- partea exterioară, ionogenă, formată din două straturi de ioni.

Conform concepţiei stratului dublu electric există un strat de adsorbţie, care aderă direct la nucleu şi este denumit strat fix sau Helmholtz şi un strat difuz, care este format din antiioni sau contraioni. Stratul fix este asemănător unui condensator şi este denumit strat dublu electric.

Schema unei particule coloidale este dată în figura 5.9. Particulele coloidale din apă, datorită încărcării superficiale cu sarcini electrice, apar

încărcate cu un potenţial negativ, numit potenţial zeta sau potenţial electrocinetic. Coloizii, prin structura lor, apar încărcaţi negativ, încărcare ce le conferă stabilitate sau

echilibru stabil, nu sedimentează şi se menţin în echilibru mult timp. Stricarea echilibrului coloidal se realizează prin neutralizarea sarcinilor electrice ce conduce la sedimentarea particulelor datorită formării unor particule mai mari, flocoane.

Fig.5.9. Modelul stratului dublu electric


În literatura de specialitate, termenul de coagulare este folosit pentru a descrie procesul de destabilizare produs prin compresia celor două învelişuri electrice care înconjoară particulele coloide, ceea ce face posibilă agregarea lor, iar termenul de floculare se referă la destabilizarea prin adsorbţia unor molecule mari de polimeri care formează punţi de legătură între particule. Această semnificaţie a termenilor nu este unanim acceptată. Mulţi specialişti folosesc termenul de floculare pentru a descrie fenomenele de transport care concură la realizarea coagulării. Deci există numeroase teorii cu privire la stabilitatea coloizilor şi la mecanismele prin care se poate realiza destabilizarea, nici una dintre acestea nu permite prognoza comportării în detaliu a unui sistem coloid şi, de aceea, în practică această comportare este evidenţiată prin teste experimentale.

Procesul de coagulare se petrece în două faze: - faza pericinetică, la introducerea reactivului, într-un timp foarte scurt, când are loc

neutralizarea şi formarea de microflocoane neobservabile cu ochiul liber; - faza ortocinetică, în care are loc formarea de flocoane mari, vizibile cu ochiul liber,

chiar agregate, uşor sedimentabile.

Dacă la începutul procesului cantitatea de flocoane este de ordinul sutelor de mii/cm3 de

apă, se ajunge ca la sfârşitul procesului să existe 5-10 flocoane/cm3 de apă. Mecanismele coagulării-flocurării sunt mecanismele destabilizării coloizilor, care au fost

stabilite în decursul timpului şi confirmate prin numeroase cercetări experimentale. Astăzi sunt considerate patru mecanisme şi anume:

- compresia stratului electric al coloizilor; - neutralizarea sarcinilor electrice ale coloizilor; - formarea precipitatelor; - adsorbţie şi legare între particulelor de precipitare prin punţi sau lanţuri în punte, Me-

OH-Me.

Factorii care contribuie la destabilizarea particulelor sunt: - hidroliza ionilor polivalenţi şi formarea de specii monomerice şi polimerice de

hidroliză - adsorbţia speciilor de hidroliză la interfaţa particulelor coloidale; - prinderea particulelor destabilizate în agregate; - antrenarea particulelor destabilizate prin forţe Van der Waals; - schimbări în structura polimerilor de tip Me-OH-Me, cu contribuţie în adsorbţia

flocoanelor.

Influenţa unuia sau mai multor factori se manifestă în funcţie de compoziţia chimică şi biologică a mediului apos şi de natură fizico-chimică a particulei.

Procesul de coagulare-floculare depinde de chimismul apei, respectiv de pH,

alcalinitatea (), valoarea indicatorilor Cl -, SO, de substanţe organice prezente în special

acizi humici şi acizi fulvici. De asemenea, procesul de coagulare este dependent în cazul apelor cu încărcare


biologică de tipul algelor existente. Destabilizarea coloizilor cu sarcină electrică negativă - întâlniţi mai frecvent în practică - se poate realiza prin tratarea cu ioni metalici pozitivi, eficienţa sporind cu valenţa ionilor. Astfel, pentru a obţine acelaşi efect de coagulare cu săruri de potasiu, calciu şi aluminiu este nevoie de o doză de săruri de circa 10 ori mai mare în cazul calciului şi de circa 500 de ori mai mare în cazul potasiului decât în cazul aluminiului. În practică se folosesc, cu precădere, sărurile de metale trivalente, Fe(III) şi Al(III). La coagularea cu săruri metalice are loc formarea de hidroxizi metalici polimerizaţi, încărcaţi electric pozitiv, capabili să se adsoarbă pe suprafaţa particulelor şi în acelaşi timp să asigure legături între mai multe particule. Doza de coagulant necesară pentru destabilizare depinde de concentraţia coloizilor, de pH şi de prezenţa în soluţie a altor ioni. Pentru formarea punţilor de legătură între particulele coloidale destabilizate se utilizează polimeri organici sau anorganici. Cei organici pot fi cationici (polimeri de amine terţiare), anionici (polimeri ai acidului acrilic, poliacrilamidă mai mult sau mai puţin hidrolizată, polistiren sulfonat etc.) sau neionici (poliacrilamidă, oxid de polietilenă etc.). Drept polielectrolit anorganic se foloseşte în special acidul silicic polimerizat. Polimeri organici cu însuşiri floculante sunt prezenţi şi în secreţiile extracelulare ale unor microorganisme, printre care şi cele din nămolul activ, aceştia având un rol important în flocularea nămolului activ. Concentraţia cationilor bivalenţi şi trivalenţi din apă poate exercita o influenţă importantă asupra capacităţii polielectroliţilor anionici de a agrega coloizii încărcaţi negativ. Adaosul de coagulanţi cationici sau de polielectroliţi în doze excesive poate duce la inversarea sarcinii particulelor coloidale şi la restabilizarea lor. Întrucât particulele coloidale sunt prezente în aproape toate categoriile de ape uzate industriale, coagularea este unul dintre procesele de epurare care îşi găseşte o aplicare largă în practică.

În practica tratării apei, cele mai folosite procedee sunt: - coagularea cu adaus de reactivi chimici numiţi coagulanţi; - coagularea electrică sau electrocoagulare.

Coagularea cu săruri de aluminiu

Sărurile de aluminiu, cele mai utilizate în procesul de coagulare sunt:

- sulfatul de aluminiu, ;

- aluminat de sodiu ;

- clorură de aluminiu ; - policlorura bazică de aluminiu (PCBA) etc.

Cel mai folosit reactiv la scară industrială este sulfatul de aluminiu.

Coagularea cu săruri de fier

Sărurile de fier sunt utilizate în cazul purificării apelor reziduale,domeniul de precipitare al


Fe(OH)3 este mai extins decât la Al(OH)3, începând de la pH=3. În graficul din figura 5.11 este dată distribuţia speciilor în funcţie de pH. Sărurile de fier utilizate în tratarea apei, cât şi la procesul de epurare sunt:

- Sulfat feros FeSO4 ⋅ 7H2O; - Sulfat feric Fe2(SO4)3 ⋅ 9H2O; - Clorură ferică FeCl3 ⋅ 6 H2O.

Coagularea optimă cu sulfat feros are loc în mediu alcalin, cu adaos de var. Mai întâi se formează

hidroxid de Fe2+ care este instabil şi în prezenţa O2 din apă se transformă în hidroxid feric, conform reacţiilor:

(5.25)

(5.26)

Fig. 5.11. Compoziţia de echilibru a soluţiei în contact cu precipitat proaspăt de Fe(OH)3 (zona haşurată reprezintă zona de lucru în tratarea practică)

Clorura ferică FeCl3⋅6H2O se prezintă sub formă de cristale brune, foarte

higroscopice, în practică utilizându-se sub formă de soluţie concentrată(40%). Utilizarea în amestec cu săruri de aluminiu în raport Al2(SO4)3/FeCl3 de 1/1,conduce la obţinerea de flocoane mari, uşor sedimentabile. Se utilizează mai ales la tratarea apelor reziduale, pentru eliminarea fosforului.

Reacţia de hidroliză a FeCl3 în prezenţa HCOdin apele reziduale este:

(5.27)


În cazul utilizării Fe2(SO4)3 reacţia care are loc este următoarea:

(5.28) Şi în cazul coagulării cu săruri de fier, se formează ca produşi de hidroliză, specii

solubile monomerice, polimerice sau specii hidroxo-metal similare cu speciile discutate de

aluminiu. Prin înlocuirea succesivă a moleculelor de apă cu ioni OH- rezultă forme ionice pot fi cationice, neionice şi anionice, conform reacţiilor:

(5.29)

Coagulanţi organici. Polielectroliţi cationici

În calitate de coagulanţi primari pot fi utilizate unele substanţe organice cu greutate

moleculară mai mare de 104 cu denumire de polielectroliţi organici, tip cationic. Aceştia înlocuiesc total sau parţial coagulanţii pe bază de aluminiu şi fier.

Coagulanţii organici de sinteză se utilizează în doze de 10-50 mg/l şi pot fi grupaţi în trei clase de compuşi:

- melaminformaldehide

- epiclorhidrin – dimetilamina:

- policrorură de dialidimetil amoniu:

Coagularea electrochimică (electrocuagularea) Electrocoagularea constă în introducerea în apă a ionilor metalici necesari coagulării, prin procesul de electroliză. Se folosesc celulele de electroliză cu anozi metalici, de aluminiu, fier, cupru. Prin procesul de dizolvare anodică, elementul metalic este trecut în stare ionică conform reacţiilor:

În continuare are loc reacţia de hidroliză în Al(OH)3 sau Fe(OH)2:

(5.33)

În cazul anozilor de fier, hidroliza conduce la Fe(OH)2; Fe2+ se oxidează pe baza oxigenului din apă sau a clorului, la fier trivalent cu formarea Fe(OH)3, care coagulează


particulele coloidale, prin sorbţia acestora pe particulele coloizilor. De remarcat este faptul că la electrodul anod au loc şi reacţii secundare în afară de cea de

obţinere a Al3+. Astfel, ionul clor din apă se transformă în clor gazos:

care poate reacţiona şi forma HCl reducând pH-ul.

La catod au loc reacţii de formare atât a hidrogenului gazos, cât şi a ionilor oxidril.

Ca urmare a acestor reacţii, pH-ul apei electrocoagulate suferă modificări, unele date experimentale indicând că pe măsură ce tensiunea creşte, pH-ul scade. Adjuvanţi sau floculanţi

În scopul îmbunătăţirii procesului de coagulare – floculare , în tratarea apei se utilizează

diferite substanţe cu efect de mărire a flocoanelor şi a vitezei de sedimentare. Aceste substanţe sunt cunoscute sub denumirea de adjuvanţi . Adjuvanţii utilizaţi în

coagulare – floculare sunt de origine minerală, sau de origine organică.

Adjuvanţi minerali

Din această grupă fac parte:

- silicea activă (silicat de sodiu neutralizat cu H2SO4); - silico-aluminat (silicat de sodiu activat cu sulfat de Al); - argile (bentonită, caolin); - nisip fin; - cărbune activ; - carbonat de calciu; - kiselgur (diatomee);

Silicea activă este constituită din acid polisilicic obţinut prin polimerizarea controlată a acidului silicic, obţinut prin neutralizarea silicatului de sodiu, de la pH=12 până la pH = 9±0,2, conform reacţiei:

(5.30) acid metasilicic Acidul metasilicic polimerizează în acid polisilicic. Obţinerea unui grad de polimerizare satisfăcător se face prin diluarea soluţiei, după timpul de activare de 2h la un pH=9±0,2. Scăderea pH-ului conduce la transformarea solului de silice în gel. Silicea activă este stabilită 24 h. Dozele folosite în tratare sunt de 0,4 – 4 mg/l SiO2 (în general 10% din doza de sulfat de aluminiu). Silico-aluminat de sodiu este analog silicei active şi se obţine prin neutralizarea silicatului de


sodiu cu sulfat de aluminiu sau cu altă sare de aluminiu. Adjuvanţi organici de sinteză Sunt macromolecule cu catene lungi, obţinute prin asocierea monomerilor sintetici, având sarcini

electrice sau grupe ionizabile. Aceşti produşi au masa moleculară 104 – 105 şi prezintă eficienţă superioară polimerilor naturali. Adjuvanţii organici de sinteză se prezintă ca produse solide, ca emulsii (polimer în solvent organic) sau ca soluţii (20 g/l în apă). În practica tratării este necesară prepararea de soluţii diluate (0,1 – 1%). Dozele utilizate sunt de 0,1-0,2 mg/l apă, în staţii de tratare pentru apa potabilă şi doze de peste 0,5 mg/l în prelucrarea apelor uzate şi a nămolurilor. Adjuvanţii organici de sinteză se clarifică în trei grupe:

- neutri (neionici) de tip policrilamidă:

- anionici, care sunt de obicei copolimeri ai acrilamidei cu acid acrilic; sunt caracterizaţi prin existenţa unui grup ce permite adsorbţia şi alt grup ionizat negativ, carboxilic (-COOH) sau sulfuric (-SO3H):

- cationici de tip copolimeri ai acrilaminei cu un monomer cationic. Ex. metacrilat de dimetilaminoetil:

Adjuvanţii naturali Adjuvanţii naturali sunt polimeri naturali extraşi din substanţe de natură animală sau vegetală. Din această categorie fac parte alginaţii, amidonul , polizaharidele etc. Alginaţii de sodiu sunt obţinuţi din acid alginic extras din algele marine. Prezentă o structură polimerică constituită din acid mannuronic şi acid glucuronic. Adjuvanţii sunt eficace ca floculanţi mai ales cu sărurile de fier dar dau rezultate bune şi cu cele de aluminiu. Dozele utilizate sunt de ordinul 0,1-2 mg/l.

5.3.5. Schimbul ionic Acest proces de epurare are la bază proprietatea unor metale (mai ales solide) ca, atunci când sunt puse în contact cu o apă mineralizată (conţinând săruri ionizate), să înlocuiască (să schimbe) ionii din apă cu ioni proprii (prezenţi în materialul însuşi). Se deosebesc schimbări de cationi (cationiţi) şi schimbări de anioni (anioniţi). În ecuaţiile care urmează se ilustrează mecanismul de acţiune al schimbătorilor de ioni: cationiţii reţin cationii eliberând ioni de hidrogen (cationiţi în

forma H), iar anioniţii reţin anionii eliberând ioni OH- (anioniţi în forma OH)

Punând apa mineralizată în contact succesiv, cu cantităţi suficiente de anionit şi de cationit, produsul obţinut este o apă lipsită de săruri (apă demineralizată). Reacţiile prezentate mai sus sunt reversibile; prin tratarea schimbătorilor epuizaţi cu acizi (ioni

H+) în cazul cationiţilor şi cu baze (ioni OH-) în cazul anioniţilor, are loc regenerarea acestora,


respectiv se reface cationitul în forma H şi anionitul în forma OH. În practică, schimbătorii de ioni se utilizează la scară mare pentru dedurizarea apelor (eliminarea ionilor de metale bivalente). În acest caz se folosesc cationiţi în forma sodiu (Na), iar regenerarea lor se face cu clorură de sodiu.

Există două moduri de aplicare a schimbătorilor de ioni în epurarea apelor, în şarjă şi în coloană. Al doilea mod este preferat. În această variantă apa, eliberată în prealabil de suspensii şi impurităţi organice dizolvate, este trecută peste un pat fix de schimbător sub formă de granule. În aceste condiţii, schimbătorul se epuizează treptat dinspre zona amonte spre zona aval. În momentul epuizării se trece la regenerarea schimbătorului introducând în coloană soluţie regenerată şi spălând apoi cu apă curată. Folosirea schimbătorilor de ioni pentru demineralizarea apelor uzate se aplică numai în zonele cu deficit mare de apă, unde se impune recuperarea apei din efluenţii reziduali, epuraţi în prealabil prin alte metode pentru îndepărtarea suspensiilor şi a substanţelor organice dizolvate. Aplicarea extinsă a procesului este limitată de costul ridicat al tratării. Un inconvenient important al schimbătorilor de ioni este acela al formării unor produse de regenerare care constituie reziduuri apoase a căror evacuare finală comportă dificultăţi mari. Situaţia se schimbă atunci când sărurile reţinute pe schimbătorii de ioni şi eliberate la regenerare îşi găsesc o valorificare.

5.4. Procese biologice Substanţele organice pot fi îndepărtate din apă de către microorganismele care le utilizează ca hrană, respectiv drept sursă de carbon. O parte din materiile organice utilizate de către microorganisme servesc la producerea energiei necesare pentru mişcare sau pentru desfăşurarea altor reacţii consumatoare de energie, legate de sinteza de materie vie, respectiv de reproducerea (înmulţirea) microorganismelor. Epurarea realizată cu ajutorul microorganismelor este numită biologică. Ea se desfăşoară prin reacţii de descompunere şi de sinteză, mijlocite de enzime, catalizatori biologici generaţi de către celulele vii. Se presupune că reacţiile enzimatice se desfăşoară în mai multe etape. Într-o primă fază, între moleculele de enzimă şi de substanţă utilizată ca hrană (substrat) se formează complecşi care, într-o fază următoare, se descompun eliberând produsul (sau produşii) de reacţie şi enzima regenerată, care poate acţiona succesiv asupra unor noi molecule de substrat. Epurarea biologică se realizează pe baza unui transfer de materiale dinspre apă spre celulele vii şi dinspre acestea înapoi spre masa de apă. În prima fază, impurităţile trec din apa uzată spre


filmul, flaconul sau alte forme sub care apare masa de microorganisme (biomasă) prin contactul interfacial şi prin procese de adsorbţie - desorbţie. Acest transfer este cu atât mai eficient cu cât aria interfeţei lichid-biomasă este mai mare, gradientul de concentraţie este mai pronunţat şi dacă pe interfaţă nu sunt acumulări de substanţe care pot frâna procesul. Substanţele de la interfaţă sunt adsorbite şi transferate în prezenţa enzimelor din celula vie. Drept rezultat sunt sintetizate celule noi, iar produşii finali de descompunere trec înapoi în apă, de unde cei volatili se degajă în atmosferă. În procesele de epurare substanţele organice sunt oxidate, în sensul general şi îşi micşorează conţinutul de hidrogen. După tipul microorganismelor care asigură îndepărtarea poluanţilor organici din apă se disting procesele aerobe şi cele anaerobe. Microorganismele implicate în procesele aerobe necesită pentru metabolism (ansamblul proceselor vitale de asimilare a unor substanţe din mediul înconjurător şi la eliminare a produselor de dezasimilare în mediu) oxigen. În mod normal, necesarul de oxigen este acoperit de oxigenul molecular dizolvat în apă, prezent în proporţie foarte mică (0,8% vol.) faţă de cea de aer (21% vol.). Aceasta face mediul acvatic foarte sensibil la nevoile de oxigen ale microorganismelor, în sensul că poate deveni cu uşurinţă deficitar în oxigen. Principalele produse finale ale degradării aerobe sunt bioxidul de carbon, apa, nitraţii. În absenţa oxigenului dizolvat, organismele aerobe mor, eventual trec în forme latente, iar locul lor este luat de organismele anaerobe sau facultativ anaerobe care folosesc oxigenul din materia organică sau din unele combinaţii anorganice, de exemplu din nitraţi şi din sulfaţi cu formare de amoniac, respectiv de hidrogen sulfurat. Cei mai importanţi produşi de descompunere anaerobă sunt bioxidul de carbon şi metanul. Capacitatea de epurare a unei instalaţii biologice depinde de masa de microorganisme (biomasă) pe care o conţine. Ea este limitată de cantitatea de poluanţi care poate fi asimilată de unitatea de biomasă în unitatea de timp. De aceea, cantitatea de poluanţi organici aplicată în unitatea de timp unităţii de biomasă (încărcarea organică) este la rândul său limitată. Atât în procesele aerobe cât şi în cele anaerobe înmulţirea microorganismelor determină formarea de biomasă nouă (nămol excedentar), care este unul dintre produsele concentrate ale epurării biologice. Ambele tipuri de procese se aplică pentru epurarea apelor uzate în mai multe variante.

5.4.1 Procese aerobe În practică, epurarea biologică aerobă se realizează în incinte deschise, construcţii în care biomasa este fie suspendată în apă sub formă de agregate de microorganisme (flocoane), fie este fixată pe suprafaţa unui suport solid sub forma unei pelicule gelatinoase. În ambele cazuri, sistemele sunt aprovizionate cu oxigen, de obicei din aer. În figura 5.12 este prezentat bilanţul carbonului din poluanţii organici într-un sistem de epurare biologică aerobă. Concomitent cu asimilarea combinaţiilor organice ale carbonului, microorganismele acţionează şi asupra compuşilor cu azot. Astfel, azotul din substanţele organice este transformat treptat în amoniac, azotiţi şi azotaţi (nitrificare) şi final în azot molecular (denitrificare).


Fig. 5.12. Bilanţul carbonului organic în epurarea biologică

Cea mai uzuală variantă de epurare în care microorganismele sunt suspendate în apă sub formă de flocoane este procesul cu nămol activ, care este reprezentat schematic în figura 5.13. În linii mari, apa uzată (de obicei eliberată în prealabil de impurităţi nedizolvate) este introdusă într-un bazin de aerare care conţine o suspensie de flocoane biologice (nămol activ) şi în care se administrează oxigenul necesar respiraţiei. Debitul oxigenului introdus (mai frecvent prin aerare şi mai rar prin folosirea oxigenului tehnic) depinde de cantitatea de biomasă din sistem şi de debitul poluanţilor organici care trebuie degradaţi (în mod obişnuit se asigură 1,0-1,5 kg oxigen pentru 1 kg CBO5 îndepărtat). Pe măsura admisiei de apă uzată, suspensia din bazinul de aerare trece dintr-un decantor secundar, unde biomasa este separată prin decantare, iar lichidul limpezit (apa epurată) este evacuat din sistem. O parte din biomasa sedimentată, corespunzătoare vitezei de înmulţire a microorganismelor, este eliminată din sistem, dar cea mai mare parte este readusă în bazinul de aerare (nămolul de recirculare). Concentraţiile obişnuite de biomasă (exprimate în

substanţă uscată) în bazinul de aerare sunt cuprinse între 0,6 şi 4 kg/m3, iar în evacuarea de fund

a decantorului secundar între 5 şi 20 kg/m3. Încărcarea cu poluanţi organici (dată în CBO5) aplicată nămolului activ (substanţă uscată) este cuprinsă, în practică, între 0,05 şi 2 kg/kg zi.

Şi procesul cu nămol activ se aplică, la rândul său, în mai multe variante, între care se menţionează: varianta epurării clasice, în care apa uzată, împreună cu nămolul recirculat parcurge pe lungime un bazin rectangular, modificându-şi treptat conţinutul de poluanţi de la capătul amonte până la cel din aval al bazinului; variantele în care apa uzată şi nămolul recirculat sunt distribuite uniform în întregul bazin de aerare şi în care compoziţia este practic aceeaşi în orice punct din bazin , inclusiv în amestecul evacuat spre decantorul secundar varianta


distribuţiei în trepte a încărcării organice din nămol şi apă ; varianta numită cu sterilizare de contact, în care nămolul evacuat din decantorul secundare este supus oxigenării într-un bazin separat ( de “ regenerare “ ) înainte de a fi amestecat cu apa uzată în condiţii de încărcare organică ridicată ;varianta de aerare prelungită sau oxidare totală este caracterizată prin exploatarea sistemului de aerare la încărcări organice foarte scăzute , în dorinţa de a obţine un grad ridicat de epurare şi micşorarea sau chiar anularea producţiei de nămol excedentar ( acest ultim deziderat s-a dovedit practic irealizabil ).

O variantă constructivă a procesului cu nămol activ, recomandată pentru debite mici de ape uzate cu poluanţi organici uşor asimilaţi de microorganisme (unităţi de industrie alimentară, industrie uşoară, unităţi zootehnice mici etc.) este şanţul de oxidare, la care bazinul de aerare este un canal, realizat direct în pământ (având pereţii şi fundul protejaţi de eroziune) şi unde aerarea se realizează, de regulă, cu aeratoarele mecanice cu ax orizontal. O variantă constructivă a procesului cu nămol activ, recomandă pentru debite mici de ape uzate cu poluanţi organici uşor asimilaţi de microorganisme (unităţi de industrie alimentară, industrie uşoară, unităţi zootehnice mici, etc.) este şanţul de oxidare, la care bazinul de aerare este un canal, realizat direct în pământ (având pereţii şi fundul protejaţi de eroziune) şi unde aerarea se realizează, de regulă, cu aeratoare mecanice cu ax orizontal. O altă variantă de epurare aerobă cu cultură floculată de microorganisme, în care nu se realizează decantarea secundară şi deci recircularea biomasei, o reprezintă iazurile biologice care

sunt exploatate la încărcări organice (CBO5, raportate la volum) mici de cca. 0,001 kg/ m3 zi (cca. 50 kg/ ha zi). Epurarea biologică aerobă în sisteme cu biomasă fixată sub formă de peliculă pe un suport solid


se realizează, de asemenea, în mai multe variante, dintre care cea mai uzuală o constituie filtrele biologice. Acestea constau din bazine prevăzute la fund cu un radier drenant, care sunt umplute cu material filtrant cu suprafaţă specifică (aria suprafeţei exterioare raportată la unitatea de volum) cât mai mare. Ca material filtrant (suport pentru peliculă) se folosesc, de exemplu, bucăţi de rocă (granit, tufuri vulcanice etc.) concasată sau de ceramică la dimensiuni între 50 şi 80 mm, sau materiale filtrante din alte materiale (mai ales din mase plastice cu care se pot atinge

suprafeţe specifice în jur de 100 m2/m3).În cazul materialelor filtrante grele, înălţimea acestora este între 1 şi 2 m; în cazul celor mai uşoare (mase plastice) se realizează înălţimi mai mari (5 m sau mai mult). Construcţia este astfel realizată încât aerul să aibă acces în materialul filtrant prin tiraj natural sau forţat. Pe faţa superioară a materialului filtrant este distribuită apa uzată (eliberată în prealabil de suspensii) care se prelinge pe suprafaţa granulelor materialului filtrant, fiind

colectată apoi sub radierul drenant. Încărcările hidraulice aplicate sunt de 1-5 m3/m2 zi la biofiltrele de mică încărcare şi de circa 10 ori mai ridicate la cele de mare încărcare. După un anumit timp de la începerea alimentării cu apă uzată, pe suprafaţa materialului filtrant se formează o peliculă gelatinoasă de microorganisme care elimină poluanţii organici din apă utilizând pentru respiraţie oxigenul din aer. Încărcările cu poluanţi organici (CBO5) aplicate sunt

cuprinse între 0,1 şi o,4 kg/zi la 1 m3 material filtrant ajungând până la circa 5 kg/m3zi la filtrele biologice de mare încărcare. O altă variantă de sistem de epurare aerobă cu masa biologică fixată pe o suprafaţă solidă o reprezintă reactoarele biologice rotative, la care suportul solid sub forma unui tambur cu suprafaţă specifică mare, imersat până sub ax într-o cuvă străbătută continuu de apa uzată, este menţinut într-o mişcare de rotaţie lentă (câteva rotaţii pe minut). Prin aceasta, la fiecare rotaţie, elementele suprafeţei suportului pătrund în apă şi apoi revin în aer, ceea ce asigură contactul peliculei biologice, formate pe suprafaţa suportului, atât cu poluanţii din apa uzată cât şi cu oxigenul atmosferic. Apa uzată este trecută continuu prin cuvă cu un debit corespunzător unei

încărcări cu substanţe organice (CBO5) cuprins între 0,01 şI 0,03 kg/zi la 1 m2 suprafaţă de

umplutură; aceasta revine la o încărcare volumetrică de 1-3 kg/m3zi. În aceste condiţii se realizează eficienţe de epurare de 70-90%.

5.4.2. Procese anaerobe Epurarea anaerobă a apelor uzate, spre deosebire de cea aerobă, se realizează în incinte închise ( bazine de fermentare) ferite de accesul oxigenului care inhibă activitatea microorganismelor anaerobe. Epurarea anaerobă a apelor uzate poate fi intensificată prin ridicarea temperaturii în bazinul de

fermentare la valori de 20 - 400C (domeniul mezofil) sau mai mari, de 45 - 600C (domeniul

termofil), dar poate avea loc şi la temperaturi de 10 - 200C (domeniul criofil). Epurarea anaerobă a apelor uzate prezintă faţă de cea aerobă avantaje mai ales din punct de vedere energetic, întrucât treapta de aerare, mare consumatoare de energie electrică, este eliminată, iar din descompunerea poluanţilor organici rezultă gaze de fermentare combustibile (datorită conţinutului ridicat de metan) care pot servi la acoperirea unor nevoi de energie din staţia de epurare. Pe de altă parte, producţia de nămol excedentar este nulă şi neînsemnată, prin aceasta evitându-se cheltuielile legate de evacuarea finală a unor astfel de nămoluri.


Şi la epurarea anaerobă a apelor uzate se utilizează variante cu masa biologică, fie sub formă de suspensie, fie sub formă de peliculă fixată pe un suport solid. Pentru prima categorie este tipic procesul anaerob de contact, în care apa uzată supusă epurării este agitată cu suspensia de microorganisme în bazinul de fermentare şi de aici, pe măsura alimentării cu apă uzată, amestecul este transferat într-un decantor închis. Nămolul anaerob sedimentat în acesta este recirculat în bazinul de fermentare, iar apa epurată este evacuată din instalaţie. În altă variantă, masa de microorganisme anaerobe, dezvoltată pe un suport granular poros (granule de 1-3 mm) format de exemplu din cărbune activ sau din argilă calcinată, este menţinută în stare de expansiune la partea inferioară a bazinului de fermentare sub acţiunea bulelor de gaze formate şi a vitezei ascensionale a apei (procesul anaerob cu recircularea apei uzate prin stratul de nămol). În sfârşit, în varianta de filtru anaerob, apa uzată este pusă în contact cu un material filtrant asemănător cu acel de la filtrele biologice, cu deosebirea că accesul aerului este împiedicat, bazinul fiind închis, iar materialul filtrant complet înecat. Microorganismele anaerobe dezvoltate şi fixate pe materialul filtrant asigură degradarea impurităţilor organice. Prin procesele anaerobe pot fi obţinute grade de îndepărtare din apă a poluanţilor organici (măsuraţi prin CBO), cuprinde între 50 şi 90% la încărcări organice care uneori pot să le depăşească pe cele realizate la instalaţiile de epurare aerobă, ceea ce duce la scăderea cheltuielilor de investiţii. Experienţa a demonstrat că procesele de epurare anaerobă, mai ales ultimele două variante, pot fi aplicate şi apelor uzate cu conţinut relativ scăzut de poluanţi organici. În acest fel, epurarea anaerobă poate asigura în multe cazuri îndepărtarea înaintată a substanţelor organice fără a mai fi necesară asocierea unei trepte finale de epurare biologică aerobă. Procesele anaerobe se aplică pentru epurarea apelor uzate din zootehnie, industria alimentară, industria textilă şi a pielăriei, precum şi anumitor ape uzate din industria chimică.

5.5. Dezinfecţia Dezinfecţia este procesul de îndepărtare din apele uzate a microorganismelor patogene. Aplicarea procesului este oportună în cazul apelor uzate industriale care conţin astfel de microorganisme (tăbăcării, abatoare, unităţi de creştere a animalelor, fabrici de conserve, industrie fermentativă, etc.). Trebuie să se facă distincţie între dezinfecţie şi sterilizare. Sterilizarea presupune distrugerea tuturor microorganismelor (bacterii, alge, spori, virusuri etc.), în timp ce dezinfecţia nu distruge toate microorganismele. Mecanismul dezinfecţiei cuprinde două faze: pătrunderea dezinfectantului prin peretele celular pe de o parte şi denaturarea materiilor proteice din protoplasmă, inclusiv a enzimelor, pe de altă parte. Agenţii chimici (ozon, clor, bioxid de clor, brom, iod, etc.) pot degrada materia celulară reacţionând direct cu aceasta, în timp ce metodele fizice induc modificări chimice ale acestui material. Efectul de dezinfecţie este influenţat de pH şi de prezenţa în apă a altor substanţe, mai ales compuşi organici, care pot reacţiona cu agenţii dezinfectanţi inactivându-i. Dintre metodele fizice de dezinfecţie se menţionează metoda termică şi de iradiere cu radiaţii de energie ridicată. Dezinfecţia termică este rar aplicată, datorită consumurilor mari de energie. Iradierea este foarte eficientă ca metodă de dezinfecţie; se presupune că efectul se datorează formării în celule a unor radicali liberi în urma absorbţiei energiei radiante, mai ales de către acizii nucleici. Se pot aplica cu succes razele gama, razele X şi cele ultraviolete, cele din urmă fiind preferate. Un dezinfectant obişnuit pentru ape este clorul activ, care acţionează sub formă de ion e hipoclorit; efectele sunt mai pronunţate la valori mici ale pH, când hipocloritul acţionează sub forma de acid hipocloros slab disociat. Amoniacul prezent în apă reacţionează cu clorul activ


dând naştere (în funcţie de raportul clor activ-amoniac) la monodi- şi tricloramină, care la rândul său poate fi oxidată de un exces de clor la azot molecular. Şi cloraminele exercită efecte dezinfectante datorită clorului activ pe care îl conţin: La doze sporite de clor, acestea sunt oxidate la azot molecular. Şi cloraminele exercită efecte dezinfectante datorită clorului activ pe care îl conţin. La doze sporite de clor, acestea sunt oxidate la azot molecular, ceea ce determină scăderea clorului activ remanent în soluţie. După oxidarea lor totală (punctul de "rupere") concentraţia clorului începe să crească din nou (fig. 5.15) Un dezinfectant foarte energic este bioxidul de clor, care are avantajul de a forma în mai mică măsură derivaţi halogenaţi cu substanţe organice. Pentru dezinfecţie au fost folosiţi, dintre ceilalţi halogeni, iodul şi bromul, dar într-o măsură mai mică datorită costului mai ridicat. Ozonul este folosit în epurarea apelor uzate atât pentru însuşirile sale dezinfectante, cât şi pentru capacitatea sa de a îndepărta unii poluanţi organici.

Procese Unitare pentru Tratarea Apelor.docx

Documents

Transcript of Procese Unitare pentru Tratarea Apelor.docx