CURS 5 Echipamente Si Instalatii Din Treapta Avansata (Tertiara) A Statiilor de Epurare A Apelor Uzate
CURS 5 Echipamente Si Instalatii Din Treapta Avansata (Tertiara) A Statiilor de Epurare A Apelor Uzate
CURS 5 Echipamente Si Instalatii Din Treapta Avansata (Tertiara) A Statiilor de Epurare A Apelor Uzate
de carbon i producerea de ioni de hidrogen. Se poate meniona c fa de activitatea bacteriilor heterotrofe din
cadrul procesului de epurarea biologic a substanelor organice cu nmol activ, dezvoltarea bacteriilor nitrificatoare
este mult mai lent iar cantitatea de biomas nou creat raportat la cantitatea de substrat consumat este mult mai
mic. Din aceast cauz durata de desfurare necesar procesului de nitrificare n condiii de oxigenare i de pH
adecvate este de 10 20 zile la 10C i de 4 7 zile la 20C.
(5.1)
Procesul de denitrificare este realizat de o varietate de bacterii comune heterotrofe care n mod normal se
gsesc n procesele biologice aerobe, cele mai multe fiind bacterii facultativ aerobe care au abilitatea de a utiliza
nitraii, nitriii sau oxigenul elementar pentru oxidarea materiilor organice. Bacteriile capabile de a realiza
denitrificare aparin urmtoarelor specii: Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligene, Arthrobacter,
Bacillus, Chromobacterium, Corynebacterium, Flavobacterium, Hypomicrobium, Moraxella, Nesseria, Paracoccus,
Propinibacteria, Pseudomonas, Rhizobium, Rhodopseudomonas, Spirillum i Vibrio. Studii recente au artat c
reducerea nitriilor la azot gazos este realizat de un numr mult mai mare de specii specializate dect cele care
reduc nitraii la nitrii.
Bacteriile heterotrofe denitrificatoare, care dup cum s-a artat anterior sunt bacterii facultativ aerobe, care
n mod normal ar utiliza preferenial oxigenul liber, dizolvat n ap, ns n absena acestuia, vor utiliza i oxigenul
legat chimic din nitrai i nitrii realiznd reducerea acestora n cadru unui proces anaerob (vezi figura 5.2). Se
menioneaz c pentru a face o distincie ntre condiiile anaerode specifice procesului anaerob aplicat materiilor
organice i condiiile procesului anaerob aplicat nitrailor i nitriilor, acesta din urma va purta denumirea de proces
anoxic, denumire care va fi utilizat n continuare.
Cu toate c se cunoate c prezena oxigenului liber, dizolvat n ap inhib denitrificare, totui s-a observat
c se produce denitrificare chiar i n prezena unei anumite cantiti de oxigen dizolvat n ap. Astfel se poate
conside c o zon din reactorul biologic poate fi socotit anoxic chiar i n prezen unei cantiti de oxigen
dizolvat n ap depinde de un numr de factori cum ar fi: concentraia de nmol activ, temperatur, adncime i
concentraia de hran a bacteriilor. Astfel este posibil s fie create condiii, ca in acelai bazin cu nmol activ sau
biofiltru s se produc simultan att nitrificare ct i denitrificare. Se menioneaz c concentraia limit maxim de
oxigen dizolvat n ap de la care se consider c denitrificarea este complet inhibat variaz ntre 10 50 mg/l.
Sursa de hran pentru bacteriile heterotrofe denitrificatoare poate fi: materiile organice dizolvate n ap
uzat, att influente sau produse prin hidroliz din anumii compui influeni i substanele organice provenite din
activitatea bacterian. Se menioneaz c dac procesul de denitrificare are loc n treapta biologic concomitent cu
epurarea biologic a substanelor organice atunci este necesar o cantitate de 4 g de CBO 5 pentru fiecare gram de
nitrat eliminat, iar dac procesul de denitrificare are loc ntr-o instalaie separat, consecutiv treptei biologice atunci
este nevoie de o surs suplimentar distinct de substan organic pentru hrana bacteriilor heterotrofe (substrat). Ca
substrat se poate utiliza: acid acetic, etanol, zahr, glicerol sau alte soluii depinznd de nevoile particulare ale
microorganismelor, dar de regul n acest tip de instalaii se utilizeaz ca substrat tipic metanolul.
n urma reaciilor biochimice de denitrificare se produce biomas heterotrofic nou i alcalinitate. Astfel,
bazat pe stoichiometria reaciilor se poate arta c denitrificare poate produce 3,57 mg/l alcalinitate echivalent
CaCO3, i cca. 0,4 g biomas heterotrofic nou pentru fiecare gram de CBO 5 consumat. Formarea de biomas
heterotrofic nou este influenat de o serie de factori cum ar fi: tipul i concentraia substratului, concentraia de
oxigen dizolvat, alcalinitatea, pH-ul i temperatura dintre care cel mai important este calitatea substratului (sursei de
carbon utilizate).
Instalaiile pentru eliminarea azotului se gsesc n practic ntr-o mare varietate de sisteme cu configuraii
care se pot clasifica dup urmtoarele criterii:
- dup modul n care se gsete biomasa activ n reactor:
- sisteme cu biomas dispersat n bazinul de reacie (sub form de nmol activ);
- sisteme cu biomas sub form de pelicul fixat pe diveri supori;
- sisteme combinate.
- dup tipul proceselor care au loc n reactor:
- sisteme de nitrificare, n care au loc procese de nitrificare;
- sisteme de denitrificare, n care au loc procese de denitrificare;
- sisteme combinate, n care au loc att procese de nitrificare, ct i procese de denitrificare.
- dup locul i modul n care se desfoar procesul de eliminare a azotului:
- sisteme integrate, n care procesul de eliminare a azotului are loc n treapta biologic (secundar)
a staiilor de epurare, n aceeai instalaie n care se elimin i substaele organice, procesele fiind concomitente;
- sisteme independente, n care procesul de eliminare a azotului are loc n treapta teriar
(avansat) a staiilor de epurare, ntr-o instalaie de sine stttoare, procesul de eliminare a azotului fiind consecutiv
procesului de eliminare a substanelor organice, care are loc n treapta biologic (secundar) a staiilor de epurare;
Din acest ultim punct de vedere, n prezent n practic au fost dezvoltate att sisteme integrate de eliminare
biologic a azotului concomitent cu eliminarea biologic a materiilor organice prin modificarea instalaiior existente
n treapta biologic a staiilor de epurare mecano-biologice clasice ct i sisteme separate de eliminare biologic a
azotului prin constituirea unor instalaii de evacuare a azotului de sine stattoare n treapta avansat a staiilor de
epuarre a apelor uzate.
n figura 5.3 sunt prezentate cteva din cele mai frecvent ntlnite sisteme integrate combinate de eliminare
biologic a azotului cu biomas dispersat n bazinul de reacie sub form de nmol activ, i anume: sistemul cu un
singur bazin (proces modificat Ludzck Ettinger - MLE)(vezi figura 5.3 a), sistemul n patru faze (proces
Bardenpho)(vezi figura 5.3 b), sistemul cu reactor secvenial (SRB)(vezi figura 5.3 c), sistemul cu reactor cu circuit
nchis (vezi figura 5.3 d) i sistemul cu administrare fracionat a influentului(vezi figura 5.3 e).
Sistemele integrate combinate de eliminare biologic a azotului cu biomas sub form de pelicul fixat pe
diveri supori sunt constituite n general prin introducerea n bazinul cu nmol activ, existent al treptei biologice al
staiilor de epurare a apelor uzate, a unor corpuri sau reele sau corpuri, cu forme speciale, care se constituie ca
supori pentru biomasa bacterian activ, care se dezvolt pe suprafaa acestora sub form de pelicul biologic.
Aceste corpuri sau reele de corpuri sunt astfel concepute i realizate nct pentru un anumit volum s ofere
suprafee ct mai ntinse de formare a peliculei biologice n scopul mririi semnificative a concentraiei biomasei
bacteriene active n bazin, prin aceasta realizndu-se o cretere semnificativ a eficienei procesului fa de
sistemului clasic. Aceti supori sunt sub forma corpuri plutitoare cu diverse forme geometrice (sfere profilate,
cilindri profilai dar i alte forme), reele din fire cu diferite forme de mpletituri sau baterii de membrane, i sunt
realizate de regul din materiale plastice, polimeri i uneori din fibre textile. Dintre cele mai frecvent ntlnite
sisteme integrate combinate de eliminare biologic a azotului cu biomas sub form de pelicul fixat pe diveri
supori aflai n bazinul de reacie se pot enumera: bioreactoare cu pat integrat de formare a peliculei biologice
(Integrated Fixed-Film Activated Sludge IFAS), bioreactoare cu pat mobil de formare a peliculei biologice
(Moving-Bed Film Bio-Reactor MBBR) i bioreactoare cu membrane (MBR).
Fig. 5.3 Variante de sisteme integrate combinate de eliminare biologic a azotului cu biomas dispersat n bazinul
de reacie sub form de nmol activ
Sistemele independente de eliminare a azotului, sunt constituite din ansambluri de construcii i instalaii de
sine stattoare, situate n treapta de epurare avansat (teriar) a staiilor de epurare a apelor uzate. Aceste sisteme
prelucreaz efluentul provenit de la treapta secundar (biologic) a staiilor de epurare a apelor uzate. Componentele
sistemelor de eliminare a azotului, din treapta teriar sunt instalaiile de nitrificare, care pot avea biomasa activ
dispersat sau sub form de pelicul biologic, fixat n bioreactor, i instalaiile de denitrificare. n figura 5.4 este
prezentat o schem sugestiv de amplasare a obiectelor tehnologice de eliminare a azotului n treapta teriar
(avansat) a staiilor de epurare a apelor uzate, cu indicarea i a tipurilor de instalaii cel mai frecvent utilizate.
Fig. 5.4 Schema de amplasare a obiectelor tehnologice de eliminare a azotului n treapta teriar (avansat) a staiilor
de epurare a apelor uzate
Instalaiile de nitrificare cu biomasa activ dispersat n bazinul de reacie, sub form de nmol activ, sunt
asemntoare cu bazinele cu nmol activ utilizate la eliminarea materiilor organice (din treapta biologic a staiilor
clasice de epurare a apelor uzate) impunndu-se cerinele ca timpul de retenie a apei uzate supus tratamentului n
cadrul acestor instalaii s fie suficient pentru formarea unei populaii stabile de bacterii nitrificatoare, i ca
circulaia hidraulic n bioreactor s fie de aa manier nct biomasa bacterian s acioneze ct mai eficient asupra
ncrcrii de azot amoniacal i organic din apa uzat influent. De obicei, pentru acest tip de instalaii, parametrul
cel mai important care trebuie s fie determinat este durata (timpul) de retenie a apei n instalaie, care depinde n
principal de ncrcarea cu poluani a influentului de ap uzat (ncrcarea cu materii organice, ncrcarea cu azot
amoniacal i organic), de condiiile de mediu (clim, temperatur) i de debitele caracteristice ale influentului de ap
uzat (mediu zilnic, maxim zilnic, orar sau lunar). Nitrificarea se poate realiza complet n bazinele aerate cu nmol
activ impunnd o durat de reinere corespunzroare i insuflnd o cantitate suficient de aer pentru a se menine
permanent n bazin o valoare a cantitii de oxigen dizolvat mai mare sau egal cu 2 mg/l. Pentru instalaiile care au
dificulti de realizare a procesului de nitrificare, mai ales din cauza unui volum insuficient a bazinului
bioreactorului, se pot lua msuri pentru intensificarea activitii biomasei de bacterii nitrificatoare sau prin sporirea
cantitii de biomas de bacterii nitrificatoare, msuri care poart numele generic de procedee de bioaugmentaie.
Instalaiile de nitrificare cu biomasa form de pelicul fixat pe supori cele mai frecvent ntlnite n
practic sunt de tip filtre biologice. n aceste instalaii procesul biologic de nitrificare se iniiaz i desfoar de
regul dup ce s-a finalizat procesul biologic de eliminare a materiilor organice, deoarece exist o puternic
concuren ntre biomasele de bacterii heterotrofe i biomasele de bacterii autotrofe nitrificatoare pentru accesul la
oxigen i la spaiu de formare a peliculei biologice pe suporii instalaiei, ctigat de bacteriile heterotrofe.
n general impunerea realizrii nitrificrii n instalaii de tip filtre biologice prezint marele dezavantaj c
pentru a avea loc n integralitate, procesul de nitrificare este n totalitate dependent de necesitatea introducerii unei
cantiti suplimentare de materie organic i aer, fapt care a fcut ca biofiltrele sau biodiscurile s fie mai puin
utilizate n comparaie cu instalaiile cu bazine cu nmol activ. Totui n ultima perioad au fost concepute i
realizate noi tipuri de instalaii denumite biofiltre aerate care au capacitatea de a realiza att procesul biologic de
eliminare a materiilor organice ct i procesul biologic de nitrificare. n figura 5.5 este prezentat un astfel de
biofiltru aerat, la care umplutura este realizat sub forma unei reele de elemente din material plastic, astfel profilate
i stratificate nct influentul care circul de sus n jos, s parcurgnd succesiv straturile de distribuie respectiv de
lucru unde este format pelicula biologic format din bacterii heterotrofe i nitrificatoare. Aerarea se face forat
prin intermediul unor suflante.
corozivi, formeaz o cantitate mai mic de nmol i sunt comod de manipulat n comparaie cu cu varul nestins.
Sulfatul de aluminiu poate fi administrat n apa supus tratamentului att sub form solid (pulbere) ct i sub form
de soluie, ambele forme fiind necorozive. Clorura feric se administreaz sub form de soluie, aceasta prezentnd
corozivitate i necesitnd luarea unor msuri corespunztoare de manipulare.
Reaciile care au loc la introducerea sulfatului de aluminiu i clorurii ferice n apa uzat care conine fosfai
sunt urmtoarele:
Al2(SO4)3(14H2O) + 2H2PO4- + 4HCO3- 2AlPO4 + 4CO2 + 3SO42- + 18H2O
-
FeCl3(6H2O) + H2PO4 +
2HCO3-
(5.2)
(5.3)
Tratamentul cu var nestins este de asemenea o cale de tratament pentru eliminarea fosforului din apele
uzate, care se aplic din ce n ce mai rar mai ales din cauza corozivitii varului nestins, care reacioneaz
instantaneu cu apa formnd hidroxidul de calciu, care este o substan foarte coroziv i care necesit mari precauii
la manipulare i n instalaii. Atunci cnd varul nestins este introdus n ap acesta reacioneaz mai nti cu
alcalinitatea din ap formnd carbonat de calciu (CaCO3). Aceasta crete pH-ul apei supuse tratamentului la valori
peste 10, astfel nct ionii de calciu n exces vor reaciona cu ioni de fosfai formnd un compus precipitabil denumit
hidroxilapatit (Ca5(OH)(PO4)3). Din cauz c varul nestins reacioneaz mai nti cu alcalinitatea din apa supus
tratamentului, doz de var nestins nu depinde de cantitatea de fosfai din apa uzat, ci de alcalinitate acesteia,
valorile tipice ale dozei de var fiind ntre 1,4/1 - 1,6/1 fat de alcalinitatea total a apei uzate, exprimat n CaCO3.
Reacia tipic dintre compuii de calciu i fosfai este urmtoarea:
5Ca2+ + OH-+ 3HPO4- Ca5OH(PO4)3 + 3H2O
(5.4)
Dup cum a fost artat anterior, tratamentul chimic cu sruri metalice sau var nestins care se aplic apelor
uzate n vederea eliminrii fosforului poate avea loc n diferite puncte ale staiei de epurare a apelor uzate, n funcie
de aceste puncte de aplicare putndu-se defini noiunile de pre-precipitare, atunci cnd tratamentul de precipitare
are loc n cadrul treaptei primare, de co-precipitare, atunci cnd tratamentul de precipitare are loc n cadrul treaptei
secundare, concomitent cu tratamentul biologic i post-precipitare, atunci cnd tratamentul de precipitare are loc n
cadrul treaptei teriare unde este urmat de obicei de un tratament de sedimentare sau filtrare. n schema din figura
5.6 sunt prezentate sintetic toate poziiile posibile pe care le poate ocupa nstalaia chimic de eliminare a fosforului.
Fig. 5.6 Posibiliti de plasare a instalaiei de tratare a apei uzate cu precipitani n vederea eliminrii fosforului
Alegerea uneia sau alteia din variantele de defosforizare chimic prezentate se face innd cont de
urmtoarele considerente:
- tratarea cu precipitani n treapta primar prezint avantajele unei instalri mai facile a instalaiei chimice
precum i o reducere semnificativ a ncrcrii organice i cu suspensii solide a efluentului rezultat dar i
dezavantajul necesitii unor doze mrite de reactivi chimici (coagulani);
- tratarea cu coagulani n treapta biologic are avantajele unei influene pozitive asupra condiiei nmolului
activ, a reducerii cantitii de nmol plutitor i a unei economii importante de reactivi chimici prin recircularea
nmolului din decantorul secundar;
- tratarea ntr-o instalaie chimic, de sine stttoare plasat n treapta teriar, are avantajul eficienei celei
mai ridicate de eliminare a fosforului, deoarece ca urmare a tratamentului biologic, polifosfaii i fosforul legat
organic aflai n influentul iniial, au fost transformai n ortofosfai, care sunt compui mult mai simpli i care pot fi
eliminai mai uor prin tratamentul chimic, dar i dezavantajul necesitii unor cheltuieli de investiii ridicate pentru
realizarea instalaiei.
Eliminarea biologic a fosforului (metod mai rar folosit) este realizat n bazine cu nmol activ de
microorganisme acumulatoare de fosfor (PAO), care se dezvolt n fluxul de nmol activ i care folosesc ca substrat
(hran) acizii grai volatili. n condiii anaerobe, care se creaz n anumite zone ale bazinului cu nmol activ, libere
de nitrai i oxigen liber dizolvat, PAO-urile nglobeaz acizii grai volatili polimerizai n scopul formrii de
substan celular nou. Pentru realizarea acestui proces, PAO-urile utilizeaz energia provenit din evacuarea
fosforului, acumulat anterior n interiorul celulei, n mediul nconjurtor (apa uzat supus tratamentului amestecat
cu de nmol activ). n condiii aerobe, acizii grai volatili polimerizai nglobai sunt metabolizai de ctre PAO-uri,
proces care se realizeaz cu un consum important de energie. Pentru a regulariza consumul de energie, PAO-uri
absorb fosforul din mediul nconjurtor, elibernd astfel apa uzat supus tratamentului de ncrcarea cu fosfor. De
menionat c acest proces are loc n zonele aerobe ale bazinelor cu nmol activ, ns numai pn n momentul
apariiei de nitrai n mediul de dezvoltare a PAO-urilor (declanarea procesului de nitrificare) care inhib absoria
de fosfor. n zonele anoxice, n care are loc denitrificarea, prin reducerea cantitii de nitrai apare o situaie
favorabil n care PAO-urile intr n contact din nou cu acizii grai volatili polimerizai din mediul nconjurtor, i
chiar au loc reacii de fermentare a unor substane organice uor biodegradabile cu formare de acetai i propionai.
n figura 5.7 este prezentat sintetic, sub forma unei scheme, mecanismul de eliminare biologic a fosforului din
apele uzate.
Fig. 5.7 Schema mecanismul de eliminare biologic a fosforului din apele uzate
Pentru ca eliminarea biologic a s se produc n condiii eficiente, adic cantitile de fosfor din efluent s
ajung sub 1 mg/l, trebuie ca n amestecul de nmol activ i ap uzat, supus tratamentului s fie ndeplinite
urmtoarele condiii: raportul ntre cantitile de CCO (consum chimic de oxigen) i fosforul total s fie cel puin
40/1, raportul ntre cantitile de CBO (consum biologic de oxigen), iar fosforul total s fie cel puin 18/1.
De menionat c eliminarea biologic a fosforului poate avea loc simultan sau independent cu eliminarea
biologic a azotului, dar n majoritatea cazurilor procesele sunt conduse simultan. n figura 5.8 sunt prezentate dou
instalaii de eliminare biologic a fosforului n bazine cu nmol activ, una pentru eliminarea fosforului concomitent
cu eliminarea materiilor organice (Sistemul Pho-redox simplu (A/O)) (vezi figura 5.8 sus), iar cealalt pentru
eliminarea att a materiei organice ct i a fosforului i azotului (Pho-redox cu trei zone (A2/O))(vezi figura 5.8 jos).
Fig. 5.8 Sistemele Pho-redox simplu (A/O) i Pho-redox cu trei zone (A2/O)
constituite din estur cu ochiuri fine. Infuentul de ap uzat brut ptrunde gravitaional n interiorul tuturor
discurilor printr-un jgeab central de distribuie, apoi trece prin suprafeele filtrante ale discurilor, separndu-se de
suspensiile solide care sunt reinute pe prile interioare ale suprafeelor filtrante ale discurilor. C i la variantele de
microsite cu tambur, curarea suprafeelor filtrante de reinere a suspensiilor solide este realizat tot cu jeturi de ap
curat sub presiune, orientate dinspre exteriorul ctre interiorul discurilor, n numr i cu distribuie corespunztoare.
Comanda iniierii sau opririi jeturilor se face tot pe baza valorii nivelului de ap din interiorul discurilor, splarea
fcndu-se, de asemenea, fr ntreruperea procesului de lucru. De menionat c curenii de ap de splare i
suspensii mobilizate sunt preluai n interiorul unor jgheaburi speciale, plasate tot n zona central a discurilor (ca i
sistemul de distribuie a influentului), de unde sunt evacuai la canalizare.
Q
A
(5.5)
n continuare vor fi prezentate cele mai reprezentative tipuri de filtre cu strat granular ntlnite mai frecvent
n practica epurrii avansate a apelor uzate i anume filtrele rapide deschise (gravitaionale) i filtrele rapide nchise
(sub presiune).
La filtrele rapide reinerea suspensiilor solide se face n tot volumul stratului granular i din cauz la
aceast categorie de filtre nu se formeaz pelicul biologic pe suprafaa stratului granular, efluentul rezultat
necesit o operaie de dezinfectare ulterioar. Procesul de filtrare rapid poate fi mult mbuntit dac se realizeaz
o tratare prealabil cu coagulani.
Filtrele rapide deschise au urmtoarea componen (vezi figura 5.11): o camer frontal care este conectat
la conducta de admisie 1, conducta de golire a camerei frontale 4 i conducta de preaplin 6; un numr de jgheaburi
conectate cu camera frontal, stratul granular, radierul drenant i camera de ap filtrat care este conectat la
conducta de evacuare a apei filtrate 2, la conducta de admisie a apei de splare 3 i la conducta de golire a camerei
de ap filtrat 5.
format deasupra stratului granular (care mai este denumit i camer superioar), sunt prevzute conducta de
admisie 1 a influentului de ap brut, plnia de captare 8 i conducta de evacuare 4 a apei de splare i conducta de
aerisire 6. n camera de ap filtrat (denumit i camer inferioar), format sub radierul drenant sunt prevzute
conductele de evacuare a apei filtrate 2, de admisie a apei de splare 3, de golire 5 i de aerisire 7 De menionat, c
n zona de deasupra stratului granular, filtrul este prevzut cu o gur de vizitare. Dimensional, filtrele nchise se
realizeaz pn la diametre de maximum 3 m.
(biodegradare); prezint o bun capacitate de dezinfectare, asigurnd reduceri apreciabile ale ncrcrii apei cu
bacterii i virusuri; asigur obinerea unor eflueni cu o calitate superioar. Principial, procedeul de tratarea apelor
prin utilizarea membranelor este constituit din combinarea unui tratament biologic cu nmol activ i trecerea
efluentului rezultat printr-un ansamblu (baterie) de membrane de microfiltrare sau ultrafiltrare. Astfel se combin
beneficiile epurrii biologice i micro sau ultra-filtrarii, i se asigur o separare avansat a ncrcrilor cu suspensii
solide i substane dizolvate, organice sau anorganice, din apele uzate, precum i o biodegradare accentuat a
reinerilor, mai ales datorit duratei mari de retenie a mapei uzate n bioreactor (ntre 30 60 zile).
Principial, au fost dezvoltate dou variante de sisteme de tratare a apelor uzate prin utilizarea membranelor
i anume: sistemul n care micro sau ultra-filtrarea prin membrane se face separat, n afara bioreactorului (cu
membrane externe), caz n care ansamblul de membrane se constituie ntr-o instalaie separat, plasat consecutiv
bioreactorului, i sistemul n care micro sau ultra-filtrarea prin membrane se face chiar n bioreactor (cu membrane
interne), caz n care ansamblul de membrane este plasat chiar n interiorul bazinului bioreactorului, ntr-o
construcie integrat.
din bazinul de reacie, care formeaz i pelicule biologice, pe suprafeele active ale membranelor (n acest caz, nu
mai este nevoie de recircularea reinerilor, ca la sistemele cu membrane externe, ceea ce se constituie ntr-un
important avantaj).
Pentru a putea face o eventual alegere ntre cele dou variante de sisteme n continuare sunt prezentate
comparativ avantajele i dezavantajelele acestora, i anume:
- pentru sistemele cu membrane externe - costuri cu aerarea n bazinele bioreactoarelor reduse (cca. 20%
din costurile de la bazinele bioreactoarelor cu membrane interne); costuri mari pentru pomparea apei; suprafaa
necesar redus pentru plasarea sistemului, curare mai frecvent a membranelor; costuri de exploatare mai ridicate,
costuri de investiii mai reduse,
- pentru sistemele cu membrane interne - costuri cu aerarea n bazinele bioreactoarelor ridicate; costuri
reduse pentru pomparea apei (cca. 28% din costurile de la sistemele cu membrane externe); suprafaa necesar
pentru plasarea sistemului mai mare dect la sistemele cu membrane externe, curare mai rar a membranelor;
costuri de exploatare mai reduse, costuri de investiii mai ridicate.
5.2.4 Instalaii de reinere a unor impuriti din apele uzate prin osmoz invers i eletrodializ
5.2.4.1 Eliminarea impuritilor din ape prin osmoz invers
Osmoza este un fenomen care are loc atunci cnd dou soluii cu concentraii diferite sunt separate printr-o
membran semipermeabil (adic permeabil numai pentru solvent i nu pentru substana dizolvat), n care
solventul trece prin membrana semipermeabil dinspre soluia mai diluat ctre soluia mai concentrat pn n
momentul n care presiunea hidrostatic care se exercit asupra soluiei mai concentrate atinge o valoare de echilibru
denumit presiune osmotic (vezi schema de principiu din figura 5.15). Presiunea osmotic este o proprietate a
soluiilor i pentru o anumit soluie valoarea acesteia depinde de concentraia substanei dizolvate i de temperatur.
Osmoza invers este un proces care se realizeaz n sens invers osmozei normale prin care se exercit
asupra soluiei mai concentrate o presiune mai mare dect presiunea osmotic, ceea ce determin o circulaie invers
a solventului fa de osmoza normal, adic dinspre soluia mai concentrat ctre soluia mai diluat.
carbon activat. Pe lng capacitile de absobie, filtrele cu strat de carbon activ mai prezint n anumite situaii i
proprieti de filtrare.
La parcugerea stratului granular de carbon activ de ctre influentul de ap brut, eliminarea substanelor
organice se face prin dou mecanisme distincte i anume: absorbia, care apare la trecerea substanelor organice
dizolvate, antrenate de curentul de influent, prin porii stratului granular, care ader la granulele de carbon activ
datorit forelor de atracie intermolecular i biodegradarea, n care substanele organice reinute se constituie n
substrat pentru biomasa bacterian care se dezvolt n stratul granular. Din studiile efectuate se poate spune c
fenomenul de absorbie este predominant dar i fenomenul de biodegradare i are importana sa, i are o contribuie
mai semnificativ pe msur ce biomasa bacterian se dezvolt.
n general filtrele cu carbon activ se pot clasifica dup mai multe criterii i anume:
- dup direcia de parcurgere a stratului granular de carbon activ de ctre influentul de ap brut:
- cu direcia de parcurgere a stratului granular de sus n jos;
- cu direcia de parcurgere a stratului granular de jos n sus;
- dup modul n care se asigur presiunea de lucru necesar desfurrii procesului :
- sub form de filtre rapide deschise (cu nivel liber), la care presiunea de lucru se asigur pe cale
gravitaional;
- sub form de filtre rapide nchise, la care presiunea de lucru se asigur prin utilizarea pompelor;
- dup tipul stratului granular cu carbon activ:
- cu strat granular fixat;
- cu strat granular mobil;
- dup tipul aranjamemtul instalaiilor de absobie cu carbon activ:
- instalaii individuale (ntr-o singur treapt), care de obicei se plaseaz n paralel;
- instalaii plasate n serie (n mai multe trepte);
n figura 5.18 este prezentat un filtru rapid deschis cu strat din carbon activ, iar n figura 5.19 este prezentat
un filtru rapid nchis cu strat din carbon activ, care sunt instalaiile tipice de absorbie pe carbon activ, avand
structuri similare celor descrise n paragraful referitor la filtrele rapide cu strat granular.
Fig. 5.18 Filtru rapid deschis cu strat granular din carbon activ
Fig. 5.19 Filtru rapid nchis cu strat granular din carbon activ
Componentul cu cea mai mare importan din structura instalaiilor cu carbon activ l reprezint chiar
materialul granular i anume carbonul activ. Carbonul activ se poate obine dintr-o mare varietate de materiale cum
ar: crbune, lignit, lemn carbonizat, turb, smburi vegetali, trestie de zahr, rumegu, oase sau reziduri petroliere.
Toate materialele din care se obine carbonul activ trebuie, n principiu, s aib o structur oarecum poroas i
originea bazat pe carbon. Proprietile absorbante ale carbonului activat sunt direct legate de originea sa (carbonul
activ de cea mai bun calitate se obine din crbune, lignit, smburi vegetali i reziduri petroliere) i de modul su de
obinere (procesare).
Modul de obinere a carbonului activ, denumit i proces de activare i const n tratarea termic a
materialelor indicate anterior cu aburi la temperaturi de 750 - 950C n atmosfer srcit n oxigen. Reacia dintre
carbon i aburi este urmtoarea.
C + H2O H2 + CO 31 kcal
(5.6)
Reacia poate fi favorizat prin utilizarea unuia sau mai multor ageni de dezhidratare (de exemplu: clorura
de zinc, acidul fosforic sau alii).
Activarea carbonului se realizeaz mai ales n Europa dup o schem alternativ, care utilizeaz
temperaturi de proces mai reduse (400 - 600C). De asemenea se utilizeaz i metode de activare chimic a
carbonului prin utilizarea de ageni de deshidratare, ns fr aciunea aburului sau altor gaze oxidante. De remarcat
c pentru obinerea de carbon activat cu caracteristici superioare (adic cu calitate i caracteristici uniforme) trebuie
ca procedura de activare s fie foarte riguros respectat. Odat activat, materialul obinut este, dup caz, mrunit
sau agregat, i apoi splat succesiv cu acid i cu ap, dup care este nscuit sau mpachetat. De menionat c pe
pia este comercializat carbon activ cu o mare varietate de granulaii.
Prin activare structura oarecum poroas a materialului iniial devine una cu porozitate accentuat format
din pori cu dimensiuni neregulate cuprini ntr-o structur cristalin grafitic. Gama de valori ale dimensiunilor
porilor se ncadreaz ntre 10 1000 anstromi (de la dimensiunile celor mai fine capilare la dimensiunile
macroporilor). Deci, caracterul puternic absorbant al carbonului activ provine chiar din caracteristicile structurii sale
poroase care ofer o suprafa enorm pentru absorbie.
Unul dintre cei mai importani parametri ai tratamentului cu carbon activ l reprezint timpul de retenie al
apei brute supuse absorbiei pe carbon activ n instalaie care are valori recomandate ntre 10 40 minute.
ncrcarea hidraulic a filtrului cu carbon activ este un parametru dup care se face dimensionarea fizic a
instalaiei, dar care nu are legtur fenomenul de absorbie.
Funcionarea filtrului rapid cu carbon activ se desfoar atta timp ct capacitatea absorbie a stratului
granular de carbon activ nu s-a epuizat, fenomenul de epuizare reprezentnd pierderea capacitii de absorbie a
stratului granular, care se produce n momentul n care cantitatea de molecule absorbite de carbonul activ este n
echilibru cu cantitatea de molecule din soluia supus tratamentului. n acest moment, tratamentul de absorie pe
carbon activ se ntrerupe i are loc o alt faz important a procesului de lucru al filtrelor rapide cu carbon activ i
anume regenerarea stratului granular de carbon activ.
5.3.2 Eliminarea substanelor organice i minerale prin schimb ionic
Tratamentul apelor uzate prin schimb ionic const n punerea n contact a apei uzate cu o categorie de
substane denumite zeolii, care au capacitatea de a schimba ionii proprii, cu ionii unor substane dizolvate n apa
supus tratamentului. Zeoliii pot fi de origine natural sau artificial. n prezent, n instalaiile de schimb ionic din
practic, pe scar larg se utilizeaz zeoliii artificiali sub forma unor rini sintetice (cel mai frecvent polistirenice
sau poliacrilice), produse industrial. Aceste rini, sub form de granule cu dimensiuni ntre 0,3 1,3 mm, se
nglobeaz ntr-un amestec cu cca. 50% ap, formnd geluri cu o structur extrem de poroas. Se menioneaz c
zeoliii sintetici sunt insolubili n ap sau solveni organici.
Principiul procesului de schimb ionic este urmtorul (vezi figura 5.20 stnga): la fiecare granul din
structura zeolitului sunt ataate grupri chimice, denumite grupuri funcionale; atunci cnd zeolitul intr n contact
cu apa brut, apare tendina ca grupurile funcionale, ataate la zeolii, s intre n interaciune cu substanele
dizolvate n ap, n special cu substanele ionizate; interaciunea dintre ionii din ap i grupurile funcionale ale
zeolitului se produce pe cale electrostatic, i const n nlocuirea ionilor din gruprile funcionale ale zeolitului cu
ioni din apa brut supus tratamentului; avnd n vedere c legturile electrostatice sunt relativ slabe, i aceti ioni la
rndul lor, sunt schimbai cu ali ioni aflai n apa brut din jurul granulei de zeolit i aa mai departe; avnd n
vedere c ionii dizolvai n ap pot fi
grupurile funcionale ale schimbtorilor de ioni nu sunt nc saturate cu ioni, din apa uzat supus tratamentului,
care formeaz formeaz legturi electrostatice puternice; s-ar putea crede c procesul de schimb ionic ar nceta
atunci cnd toi ionii iniiali din grupurile funcionale ale schimbtorilor de ioni (care formeaz legturi slabe) ar fi
nlocuii cu ioni din apa brut care formeaz legturi puternice, dar n realitate nu este chiar aa, fiindc procesul va
nceta chiar cnd un anumit numr de ioni iniiali din grupurile funcionale ale zeolitului nc nu au fost nlocuii,
fenomen care poart numele de efect de mas care face ca procesul de schimb ionic s nceteze chiar n prezena
ionilor care formeaz legturi puternice (denumii ioni selectivi), atunci cnd concentraia ionilor iniiali este foarte
mare (bineneles, mult mai mare dect concentraia de ioni selectivi) i contracareaz procesul de schimb ionic; n
momentul ncetrii capacitii de schimb ionic a zeolitului, procesul se ntrerupe i are loc faza de regenerare a
zeolitului (vezi figura 5.20 dreapta), care se face cu o soluie concentrat de ioni iniiali, avnd o concentraie mult
mai mare dect a ionilor selectivi legai de grupurile funcionale n timpul procesului de schimb ionic, pe care i
nlocuiete printr-un proces invers (avnd n vedere i cele artate anterior); pentru ca regenerarea s aib loc mai
eficient se pot folosi, pe lng soluiile concentrate de ioni iniiali i soluii acide (cu exces de ioni H +), respectiv
soluii bazice (cu exces de ioni OH-); de menionat c odat cu trecerea soluiilor de regenerare prin instalaie, sunt
antrenai i se ndeprteaz i ionii selectivi, extrai din apa uzat n timpul fazei de schimb ionic; odat utilizate,
soluiile de regenerare pot fi evacuate sau pot fi colectate i tratate (pentru reinerea ionilor selectivi extrai, n
scopul reutilizrii acestora).
Schema de principiu a unei instalaii de schimb ionic este prezentat n figura 5.21.
evacuat de unitile din aceste industrii, pe care o polueaz. Eliminarea din apa uzat a acestei categorii de poluani
este deosebit de dificil, nefiind posibil prin mijloacele clasice utilizate n staiile de epurare mecano-biologice.
n scopul eliminrii acestor compui organici greu biodegradabili (cum ar fi: aldehide, fenoli, componente
fitofarmaceutice, detergeni, etc) dar i pentru eliminarea anumitor substane minerale nedorite (cum ar fi: fierul,
manganul, sulfaii, sulfurile, cianurile, etc.) se utilizeaz diferite procedee chimice de tratament, majoritatea dintre
ele bazate pe reacii de oxireducere. utilizndu-se diferii ageni oxidani cum ar fi: clorul, ozonul, gruparea hidroxil,
etc., sau tratamentele de iradire sau eletrochimice.
n prezent, pentru eliminarea compuilor chimici greu biodegradabili se utilizeaz o serie de procedee
moderne, denumite generic tehnologii de oxidare chimic, care, n principiu utilizeaz cam acelai mecanism de
lucru i anume: modificarea structurii compuilor organici greu biodegradabili prin aciunea agenilor oxidani, prin
fragmentarea acesteia, rezultnd compui cu o structur mult mai simpl (cum ar fi: alcooli, acizi carboxilici, etc.)
care pot fi fi mult mai uor eliminai biologic n comparaie cu compuii de origine. Principalele tehnologii de
oxidare chimic utilizate n lume la ora actual sunt:
- procesele de oxidare avansat care n care se folosesc ca ageni de oxidare: ozonul (O3) activat cu radiaii
UV, ozonul activat cu peroxid de hidrogen (H2O2 ap oxigenat) sau peroxidul de hidrogen activat cu radiaii UV,
se utilizeaz cu eficien foarte ridicat la eliminarea din ap uzat a unui mare numr de varieti de compui
organici cum ar fi: hidrocarburi aromatice, alchene, fenoli, compui halogenai i altele;
- procesele de iradiere cu plasm non-termal care utilizeaz mijloace ca: plasma produs prin iradiere cu
fascicule de electroni, descrcrile pulsatorii Corona sau strpungerea mediilor dielectrice, pentru producerea n apa
supus tratamentului a unei mari cantiti de ageni extrem de oxidani cum ar fi: oxigen atomic n stare nativ,
oxigen atomic activat i radicali de hidroxil; n condiii normale de temperatur i presiune; sub aciunea acestor
ageni oxidani compuii organici compleci sunt transformai n compui simpli nepericuloi (ap, bioxid de carbon,
acizi i sruri minerale); simultan mai sunt eliminate i alte categorii de substane poluante minerale i organice cum
ar fi: oxizii de sulf, oxizii de azot, compui organici volatili, etc.
- procese de cavitaie electrohidraulic care const n crearea de bule de gaze n apa supus tratamentului
sub aciunea unei iradieri continue sau pulsatoare cu ultrasunete; n timpul tratamentului, sub aciunea ultrasunetelor,
bulele de gaz implodeaz (n fraciuni extrem de scurte de timp, mai mici de 1 s, pe durata crora se creeaz
condiii de temperatur i presiune foarte ridicate, adic temperaturi cu valori mai mari de 500K i presiuni cu
valori mai mari de 100 atm) i elibereaz gazele i vaporii coninui, care devin ageni deosebit de oxidani; prin
acest procedeu se pot elimina compui organici cum ar fi: tetraclormetanul sau hidrogenul sulfurat care sunt oxidai
la produi finali ca: bioxid de carbon, radicali de clorur i sulfat;
- procese de iradiere cu fascicule de electroni sau cu raze gamma (adic cu radiaii ionizante) care aplicate
apelor uzate supuse tratamentului produc disocierea moleculelor de ap n componentele primare ca: hidrogenul
atomic, hidroxilul nativ, ionii de H i de OH, hidrogenul molecular H 2 i peroxidul de hidrogen H2O2; aceste
componente primare se constituie n ageni oxidani, care acioneaz direct sau care se combin cu anumite
substane din apa brut, formnd radicali puternic oxidani; aceti ageni oxidani reacioneaz cu compuii organici
compleci din apa supus tratamentului din apa supus tratamentului modificndu-le structura prin fracionare n
compui mai simpli, mai uor biodegradabili; prin acest procedeu se pot elimina compui organici greu
biodegradabili ca: bifenil policlorinat, tetraclorometan, tricloroetilen, tetracloroetilen, benzen i alii;
- procese de oxidare cu aer umed n care se produce oxidarea chimic a compuilor organici sau a
substanelor minerale oxidabile din apa uzat supus tratamentului, prin aciunea unui flux de gaz oxidant (de regul,
un amestec de aer i vapori de ap) la temperatur nalt, cu valori ntre 125-320C i la presiune mare, cu valori
ntre 5-200 atm; prin acest procedeu se pot elimina din apele supuse tratamentului o gam foarte larg de compui
organici compleci, precum i o serie de compui anorganici cum ar fi: amoniacul, nitai, azotul, sulfai, fosfai,
clorurile, etc.; de menionat c eficacitatea tratamentului este mult crecut dac n cadrul tratamentului se adaug
catalizatori i ageni oxidani (ozon sau peroxid de hidrogen);
- procese de oxidare supercritic care este o versiune intensiv a oxidrii cu aer umed n care tratamentul
se produce la presiuni i temperaturi cu valori peste punctul critic al apei (374C i 221,3 atm); tratamentul are
avantajul c permite eliminarea unor compui organici foarte refractari din punct de vedere al biodegradabilitii,
fr producerea de oxizi de azot; cu acest tratament se elimin cu succes fenolul, compuii organici halogenai,
deeurile farmaceutice, agenii chimici de uz militar, carburanii hidrolizai pentru rachete i nmolurile biologice;
- procese electrochimice sunt tratamente n care apa uzat brut este supus aciunii unor cmpuri electrice
care provoac fenomene de electroliz; n cadrul tuturor acestor procese, radicalii organici sunt atrai, colectai i
oxidai (sub aciunea unor ageni oxidani) pe suprafaa anodului, n timp ce metalele sunt atrase i colectate pe
suprafaa catodului; acest procedeu se utilizeaz n principal pentru recuperarea din apele uzate a diferitelor metale
(cuprului, plumbului, mercurului, zincului, cromului, aurului, argintului, cobaltului i cadmiului), rezultate mai ales
din procesele tehnologice din industriile metalurgic i de prelucrare a metalelor, concomitent cu oxidarea unor
substane organice greu biodegradabile (de exemplu cianurile);
- procese de fotocataliz care sunt tratamente prin care n apa uzat brut sunt introdui fotocatalizatori
care reacioneaz la lumina din spectrul vizibil sau UV; prin acest procedeu, care este foarte modern i eficient i
care prezint avantajul c se desfoar n condiii normale de temperatur i presiune, pot fi eliminati din apele
uzate o gam variat de substane poluante de origine organic (hidrocarburi aromatice, compui organoclorurai,
compui organofosforoi, etc.), i mineral.
n practica epurrii apelor uzate, utilizarea procedeelor de oxidare chimic este costisitoare att din punct
de vedere al investiiilor ct i din punct de vedere al exploatrii ceea ce a condus la o utilizare a sa destul de limitat.
5.4 Instalaii pentru dezinfectarea apelelor uzate
Dezinfectarea este o operaie de eliminare sau de reducere sub o anumit limit admisibil a numrului de
microorganisme din apele supuse tratamentului. n apele uzate menajere se gsesc i se dezvolt microorganisme
patogene, care provoac boli deosebit de periculoase, transmisibile prin ap, cum ar fi: bacterii (Escherichia,
Salmonella typhi, Salmonella, Shigella, Vibrio cholerae), protozoare (Balantidium coli, Cryptosporidium parvum,
Entamoeba histolyca, Giardia lamblia), viermi (Ascaris lumbricoides, T solium, Trichuris trichiura) i virui
(Enterovirus (72 de varieti), virusul Hepatitei A, agentul Norwalk). Aceste microorganisme se gsesc de regul n
apele uzate, dar se ntlnesc i n cursurile de ap contaminate.
Dezinfectarea este principalul mijloc de inactivare i distrugere a acestor microorganismelor patogene n
vederea prevenirii rspndirii unor boli transmisibile prin ap care pot afecta major sntatea oamenilor i
animalelor.
Dezinfectarea se poate face prin mai multe categorii de metode, care se pot clasifica dup urmtoarele
criterii:
- metode care se bazeaz pe utilizarea unor ageni chimici:
- clorinarea (clorizarea);
- ozonizarea;
- metode care se bazeaz pe utilizarea unor ageni fizici:
- iradierea cu radiaii ultraviolete (UV);
- metode care utilizeaz electricitatea;
- metode care utilizeaz cldura;
- metode care se bazeaz pe utilizarea unor ageni biologici:
- utilizearea membranelor biologice (de exemplu, n filtrele lente);
-metode oligo-dinamice(bazate pe utilizarea ionilor unor metale,care au aciune bactericid):
- utilizarea argintului;
- utilizarea cuprului;
- utilizarea aurului;
n continuare vor fi prezentate metodele de dezinfectare a apelor cele mai frecvent utilizate n practic i
anume: clorinarea, ozonizarea i iradierea cu radiaii UV.
5.4.1 Dezinfectarea apelor uzate prin clorinare
Dezinfectarea apei cu clor este o metod utilizat pe scar larg n practic.
n condiii normale de presiune i temperatur, clorul este un gaz galben-verzui, de 2,5 ori mai greu dect
aerul. Lichefierea clorului se produce la temperaturi sub 33C, la presiune atmosferic, sau prin comprimare la
peste 6 atm n condiiile mediului ambiant.
La introducerea clorului gazos n ap acesta se dizolv, formnd mai nti acid hipocloros HOCl, apoi
hipoclorit ClO-, astfel:
Cl2 + H2O HOCl + HCl
+
HOCl H + ClO
(5.7)
(5.8)
De menionat c n funcie de pH-ul apei, predominant devine doar unul dintre compui rezultai astfel: n
apele cu caracter acid predomin acidul hipocloros, n timp ce n apele cu caracter bazic. predomin hipocloritul.
Acesti compui (care poart denumirea generic de clor rezidual liber) care se comport ca ageni puternic reactivi
(de menionat totui c acidul hipocloros este un agent mai reactiv dect hipocloritul). Sub oricare dintre aceste
forme, clorul rezidual liber, fiind un agent deosebit de activ reacioneaz cu un mare numr de compui din apa
supus tratamentului. Astfel, acesta reacioneaz ntr-o prim faz cu substane ca hidrogenul sulfurat, fierul,
manganul i tiosulfaii, practic cu aproape toi compuii anorganici, ns compuii rezultai din aceste reacii nu au
efect dezinfectant pentru ap. n faza imediat ulterioar, clorul rezidual liber reacioneaz cu substanele organice
din apa supus tratamentului formnd compui cloroorganici (de menionat c din reacia clorului rezidual liber cu
amoniacul sau cu compuii organicii pe baz de azot rezult cloraminele, substane care pe de o parte slbesc
aciunea dezinfectant a clorului dar pe de alt parte prelungesc perioada de aciune a acestuia), de asemenea cu
aciune nesemnificativ din punct de vedere al dezinfectrii apei. Efectul dezinfectant al clorului rezidual liber apare
numai la contactul acestuia cu microorganismele unicelulare, efectul puternic oxidant al acestuia afectnd
iremediabil membrana celular i alte organe vitale, i prin aceasta distrugndu-le. De aceea, pentru a se produce
dezinfectarea eficient a apei supuse tratamentului, este foarte important stabilirea corespunztoare a principalilor
parametri ai procesului, i anume: doza de clor care trebuie aplicat i durata de retenie a clorului n contact cu apa.
Principalii factori care influeneaz procesul de dezinfectare sunt: ncrcarea cu microorganisme a apei supuse
tratamentului, pH-ul apei (factor care influeneaz mai ales forma sub care se gsete clorul rezidual lider),
temperatura apei (factor care accelereaz procesul de dezinfectare odat cu creterea sa, i invers, ncetinete
procesul de dezinfectare odat cu scderea sa), agitarea apei (factor care favorizeaz contactul intim dintre clorul
rezidual liber i microorganisme).
Doza de clor necesar unui tratament corespunztor se stabilete att pe baza cerinei de clor pentru
dezinfecie ct i pe baza cantitii de clor necesar pentru oxidarea substanelor organice i anorganice din apa
supus tratamentului (a crei valoare pentru un timp de contact de 15 minute, se consider a fi de 0,5 mg/l).
n instalaiile de dezinfectare prin clorinare se utilizeaz pe scar larg clorul gazos, care se dozeaz i se
injecteaz n apa supus tratamentului (cazul cel mai frecvent ntlnit n practic), dar n anumite cazuri specifice
(dezinfectarea piscinelor, bazinelor i izvoarelor) se poate utiliza ca agent de dezinfectare i hipoclorit de sodiu sau
de calciu, produse industrial sub form de pulbere, care se administreaz ca atare sau sub forma unor soluii obinute
prin dizolvarea pulberii n ap.
Principial o instalaie de dezinfectare prin clorinare cu clor (vezi figura 5.22) este constituit dintr-un
rezervor de clor, un echipament de dozare a clorului gazos, un echipament de injecie a clorului gazos n influentul
de ap brut i un bazin de contact. De menionat c la instalaiile moderne de clorinare cu clor gazos, doza de clor
gazos este controlat permanent printr-un sistem de reglare automat.
speciale, prin utilizarea unor reactivi ca: bioxidul de sulf, disulfatul de sodiu, sulfitul de sodiu, tiosulftul de sodiu,
sau prin absorbie n filtre cu carbon activat. n figura 5.23 este prezentat schema de principiu al unei instalaii
chimice de declorinare cu bioxid de sulf.
Fig 5.23 Schema de principiu a unei de instalaii chimice de declorinare cu bioxid de sulf []
5.4.2 Dezinfectarea apelor uzate prin ozonizare
Ozonul este un agent puternic oxidant bactericid i virucid care extermin microorganismele att prin
distrugerea pereilor lor celulari (prin oxidare direct), ct i prin afectarea ireversibil a constituenilor celulari, mai
ales a acizilor nucleici (de asemenea prin oxidare direct).
Ozonul (O3) este un gaz instabil produs din asocierea a trei atomi de oxigen, rezultai din disocierea
oxigenului molecular (O2) sub aciunea unui flux de energie. Cele mai multe generatoare de ozon utilizeaz ca surs
de energie descrcrile electrice ale unui cmp electric alternativ de mare tensiune (6 20 kV) ntr-un mediu
dielectric care conine oxigen gazos (molecular). Ozonul produs este foarte instabil i se descompune n oxigen
atomic la o foarte scurt perioad dup ce a fost generat, atomii liberi de oxigen reasociindu-se rapid n oxigen
molecular, care este forma stabil a oxigenului Atunci cnd ozonul se descompune n ap, oxigenul atomic nativ,
care este un agent oxidat deosebit de reactiv, interacioneaz cu moleculele de ap i se formeaz radicali liberi de
peroxid de hidrogen (H2O2) i de hidroxil (OH) care au o mare capacitate de oxidare i realizeaz procesul de
distrugere a microorganismelor aa cum s-a artat anterior (ca urmare a unor studii, n prezent, se consider c
distrugerea microorganismelor apare mai ales datorit dezintegrrii pereilor celulari prin oxidare protoplasmatic).
Eficiena procesului de dezinfectare cu ozon depinde de sensibilitatea microorganismelor care se caut a fi distruse
la aciunea acestui agent, de concentraia de ozon din apa supus tratamentului i de durata de contact dintre ozon i
ap.
Schema de principiu a unei instalaii de dezinfectare a apei prin ozonizare este prezentat n figura 5.24.
Instalaia este compus n principal din: sistemul de condiionare a gazului de alimentare (care poate fi aer
atmosferic sau oxigen gazos), generatorul de ozon, bazinul de contact i echipamentul de distrugere a ozonului
remanent.
Fig 5.24 Schema de principiu a unei instalaii de dezinfectare a apei prin ozonizare []
Sistemul de condiionare a gazului de alimentare este format dup caz din echipamente de absobie, de
filtrare i de uscare a a aerului atmosferic (dac gazul de alimentare utilizat este aerul atmosferic) sau din
echipamente de producere i stocare a oxigenului gazos (dac gazul de alimentare utilizat este oxigenul molecular).
Generatoarele de ozon cel mai frecvent utilizate n practic se bazeaz, aa cum a fost artat anterior pe
metoda descrcrilor electrice n mediu dielectric, utiliznd mai ales descrcri produse de cmpuri electrice
alternative de nalt tensiune cu frecven mic sau mare. Gazul de alimentare poate fi aer extrem de uscat sau
oxigen pur (cu temperatur de condensare de -60C sau mai joas). Efluentul de gaz produs de generatorul de ozon
poate avea o concentraie masic de ozon ntre 0,5 3% dac se utilizeaz aer uscat, n timp ce dac se utilizeaz
oxigen pur, concentraiile de ozon din efluent pot avea valori de 2 pn la 4 ori mai mari.
Dup generare, efluentul de gaz ozonat este introdus sub form de bule, ntr-un bazin de contact, prin
intermediul unor difuzoare plasate pe radierul acestuia, i se deplaseaz de jos n sus prin curentul de ap uzat.
Deoarece ozonul se consum repede trebuie ca difuzoarele s fie ct mai uniform plasate pe radierul bazinului, iar
nlimea curentului de ap supus tratamentului s fie aleas corespunztor.
Pentru o bun eficien a tratamentului de dezinfectare cu ozon trebuie ca, n timpul procesului, doza de
ozon s fie meninut riguros la o valoarea corespunztoare.
Gazele reziduale care parsesc bazinul de contact dup ce au parcurs curentul de ap uzat nu trebuie
scpate n mediu nconjurtor dect dup ce a fost eliminat orice urm de ozon, n caz contrar putndu-se pune n
pericol mai ales integritatea operatorilor instalaiei dar i a populaiei limitrofe. Astfel, dac se utilizeaz ca gaz de
alimentare oxigenul molecular, gazele reziduale se capteaz i se recircul la generatorul de ozon, n schimb dac se
utilizeaz aer atmosferic, atunci instalaia este dotat cu un echipament care distruge ozonul remanent din gazele
reziduale, dup care acestea sunt evacuate n atmosfer fr pericol.
Principalele avantaje ale dezinfectrii prin ozonizare sunt: ozonul este un agent dezinfectant mult mai
puternic dect clorul, distrugnd o gam foarte larg de bacterii i virui; procesul de deinfectare prin ozonizare
utilizeaz durate de reinere mici, cu valori ntre 10 30 minute; n urma dezinfeciei prin ozonizarea nu apar
compui toxici reziduali, care trebuie s fie ndeprtai din apa supus tratamentului, deoarece ozonul se
descompune repede i nu formeaz compui toxici; dup tratamentul de ozonizare nu se produc fenomene de
reapariie a microorganismelor distruse; ozonul este un agent care se genereaz direct n cadrul instalaiei de
dezinfectare, deci nu apar probleme de transport, manipulare sau depozitare; ozonizarea produce creterea cantitii
de oxigen dizolvat din efluent; pe lng dezinfectare, tratamentul de ozonizare are ca efecte favorabile dezodorizarea
i decolorarea apei supuse tratamentului.
Dezavantajele dezinfectrii prin ozonizare sunt: tehnologia de dezinfectare prin ozonizare este mult mai
complex i costisitoare dect tehnologiile de dezinfectare prin clorinare sau iradiere cu radiaii UV; dozele de ozon
care au eficien n distrugerea microorganismelor, au valori relativ mari; ozonul este un agent puternic reactiv i
corosiv i de aceea instalaiile de ozonizare trebuie s fie construite din materiale anticorozive; ozonizarea nu este un
procedeu economic pentru dezinfectarea apelor cu ncrcri mari de suspensii solide i materii organice; ozonul este
un agent deosebit de iritant i posibil toxic i din aceast cauz trebuie luate msuri mpotriva scprii acestuia n
mediul nconjurtor; costurile de investiii i exploatare a instalaiilor de dezinfectare prin ozonizare sunt relativ
mari.
5.4.3 Dezinfectarea apelor prin iradiere cu radiaii ultraviolete (UV)
Un procedeu de dezinfectare din ce n ce mai utilizat la tratarea efluenilor staiilor de epurare, este
iradierea apelor cu radiaii ultraviolete (UV). Radiaiile UV penetreaz pereii celulari ai micro-organismelor i
distrug capacitatea acestora de a se reproduce. Eficacitatea dezinfeciei cu radiaii UV depinde de caracteristicile
apelor uzate tratate (n principal de turbiditate i de concentraia de particule coloidale), de intensitatea radiaiilor
UV, de durata de retenie a apei tratate n zona de iradiere i de configuraia bazinului de reacie.
Sursele de radiaii UV care se utilizeaz n practic sunt lmpile UV, care de regul sunt lmpi cu vapori de
mercur de joas sau medie presiune, care emit radiaii cu lungime ade und n gama 250-270 nm. Lmpile UV de
joas presiune, care sunt cel frecvent utilizate, emit radiaii monocromatice cu lungimea de und de 253,7 nm, au
dimensiuni standardizate (lungimi de 0,75 - 1,5 m i diametre de 1,5 2 cm) i lucreaz n domenii de temperatur
ntre 35 - 48C, n timp ce lmpile UV de medie presiune, care de regul se folosesc la instalaii de dezinfecie mari,
lucreaz la intensiti de 15-20 mai mari dect lmpile de de joas presiune, au o capacitate de penetrare a radiaiilor
mult mai mare (datorit intensitii mrite), dar lucreaz la temperaturi mai ridicate i au consumuri de energie mai
ridicate. Din punct de vedere al contactului direct cu apa tratat exist dou tipuri de lmpi UV i anume lmpi care
funcioneaz n contact direct cu apa tratat i lmpi care nu au contact direct cu apa tratat n timpul funcionrii,
acestea fiind introduse n mantale de cuar care minimizeaz efectului de rcire produs de fluxul de ap tratat.
n principiu o instalaie de dezinfectare cu radiaii UV este format dintr-un sistem de lmpi UV, un bazin
de reacie i o instalaie pentru amorsarea i alimentarea n funcionare a lmpilor UV. n practic s-au dezvoltat
dou categorii principale de instalaii de dezinfectare cu radiaii UV i anume: instalaii cu lmpi UV n canale
deschise i instalaii cu lmpi UV n conducte.
n figura 5.25 sunt prezentate principalele variante de instalaii de dezinfectare cu lmpi UV n canale
deschise i anume: instalaii cu lmpile plasate paralel cu direcia curentului de ap tratat (vezi figura 5.25 a) i
instalaii cu lmpile plasate perpendicular pe direcia curentului de ap tratat (vezi figura 5.25 b). Se menioneaz
c lmpile UV sunt amplasate sub form de baterii de lmpi i c bazinele de reacie n care sunt plasate bateriile de
lmpi UV trebuie s fie neaprat prevzute cu dispozitive automate pentru controlul nivelului apei.
Bibliografie
1. Florea Julieta, Robescu D. Hidrodinamica instalaiilor de transport hidropneumatic i de depoluare
a apei i aerului - Editura Didactic i Pedagogic, Bucureti, 1982.
2. Rojanschi V., Ognean Th. Cartea operatorului din staii de epurare a apelor uzate - Editura Tehnic,
Bucureti, 1997.