1. METODE ŞI INSTALAŢII PENTRU EPURAREA AVANSATĂ A APELOR UZATE URBANE

1.1 Aspecte generale privitoare la epurarea avansată a apelor uzate urbane

Ca urmare a negocierilor de aderare la Uniunea Europeană, pentru capitolul 22 - Mediu, în sectorul Apă şi apă uzată, ţara noastră şi-a asumat o serie de angajamente cu privire la realizarea sau modernizarea instalaţiilor de colectare, descărcare şi epurare a apelor uzate care să deservească o mare parte a localităţilor cu populaţie mai mare de 2000 locuitori echivalenţi, accentul punându-se mai ales pe rezolvarea problemelor de tratare a apelor uzate în marile localităţi ale ţării. Astfel în documentele de aderare se stipulează în mod expres ca până în anul 2018 toate localităţile cu peste 10.000 de locuitori echivalenţi trebuie să fie deservite de staţii care asigură epurarea avansată a apelor uzate urbane. Această condiţie se poate realiza prin construirea unor noi staţii moderne, cu fluxuri tehnologice eficiente, care răspund acestui deziderat sau prin retehnologizarea staţiilor de epurare existente, care în mare majoritate au o structură clasică, mecano-biologică şi la care trebuie să fie adăugată o treaptă terţiară care să conducă la obţinerea unor eficienţe superioare ale gradului de eliminare a poluanţilor. În plus, în documente se stipulează că localităţile cu peste 100.000 de locuitori echivalenţi să fie deservite de staţii de epurare ale căror fluxuri tehnologice trebuie să asigure bineînţeles o tratare superioară a apelor uzate urbane, cu menţiunea expresă că acestea trebuie să aibă neapărat în dotare instalaţii pentru eliminarea avansată a nutrienţilor (azotului şi fosforului).

Pentru o mai bună înţelegere a noţiunilor de epurare terţiară a apelor uzate şi epurare avansată a apelor uzate în continuare se vor face mai multe precizări despre cum este privită această problemă în Europa şi în lume.

Noţiunea de epurare avansată a apelor uzate este definită de Agenţia Europeană de Mediu ca fiind un proces de eliminare a poluanţilor din apele uzate care nu au fost îndepărtaţi într-un grad adecvat prin tratamente clasice, mecano-biologice, în special azotul şi fosforul, utilizând metode ca filtrarea în filtre cu nisip, microfiltrarea sau altele. Conform acestui organism noţiunea de epurare avansată este similară cu noţiunea de epurare terţiară.

Conform acestei definiţii procesul de epurarea apelor uzate se poate realiza în staţii de epurare clasice mecano-biologice completate cu o treaptă succesivă, terţiară, având o structură adecvată şi utilizând metode de tratament astfel încât calitatea efluentului să fie adusă la nivelul impus.

În S.U.A. noţiunea de epurare avansată poate fi definită ca un proces tehnologic de tratare a apelor uzate care să producă un efluent cu o calitate mai mare decât cea care poate fi obţinută prin procedeele clasice, în staţiile mecano-biologice. De obicei procesul de epurare avansată prevede metode şi instalaţii care nu sunt utilizate în mod normal în staţiile clasice mecano-biologice, care au rolul de a elimina în grad avansat, mult superior celui obţinut cu procedee clasice, suspensiile solide, nutrienţii, substanţelor toxice sau microorganismele patogene, astfel încât efluentul rezultat să poată fi deversat fără nici un pericol pentru mediu în bazinul hidrografic sau să poată fi folosit pentru scopuri industriale sau menajere.

Astfel epurarea avansată a apelor uzate se poate realiză pe trei căi principale şi anume:

- prin introducerea unei trepte terţiare care vine să completeze structura unei staţii mecano-biologice convenţională (nemodificată); această treaptă trebuie să aibă o structură adecvată putând avea în componenţă după caz următoarele tipuri de instalaţii specifice: instalaţii de eliminare a fosforului, instalaţii de nitrificare-denitrificare, iazuri sau lagune naturale, instalaţii de post-aerare, instalaţii de filtrare (prin micrositare, prin filtre cu strat granular din nisip sau multi-strat, sau prin membrane), instalaţii de absorbţie pe carbon activ, instalaţii de schimb ionic, instalaţii de oxidare, instalaţii de dezinfecţie, instalaţii de aplicare a efluentului pe terenuri sau mlaştini;

- prin cuplarea unei trepte terţiare la o staţie mecano-biologică a cărei structură a fost astfel adaptată, modificată sau completată astfel încât să favorizeze desfăşurarea corespunzătoare a proceselor din treapta terţiară şi prin aceasta să conducă la atingerea performanţelor de epurare urmărite; în general în treapta terţiară a unei astfel de staţii se găsesc tot tipurile de instalaţii prezentate în cazul anterior, numai că aici acestea vor fi conectate direct şi vor lucra în combinaţie cu anumite obiecte tehnologice din treaptele mecanică şi biologică astfel încât eficienţa procesului de epurare să fie maximizată (în figura 1.1 este prezentată o schemă generică în care sunt enumerate principalele tipuri de instalaţii utilizate în treapta terţiară, ca treaptă de sine stătătoare, precum şi modul cum acestea pot fi conectate la diferite obiecte tehnologice din treptele mecanică şi biologică în scopul eficientizării superioare a procesului tehnologic al acestora [Chapter 15]);

- staţii de epurare cu structură complet diferită de cea a staţiilor de epurare clasice în care procedeele de tratare sunt astfel alese şi se succed de o asemenea manieră încât să se obţină performanţele de epurare optime.

Scopurile principale ale epurării avansate a apelor uzate sunt următoarele:

- eliminarea superioară a suspensiilor solide şi coloizilor;- eliminarea accentuată a nutrienţilor (azotului şi fosforului);- eliminarea microorganismelor şi virusurilor patogene; eliminarea substanţelor toxice;

1.3 Eliminarea nutrienţilor din apele uzate urbane

În situaţia în care în efluenţii staţiilor de epurare a apelor uzate care sunt deversaţi în diverşi receptori sunt prezente concentraţii excesive de compuşi de azot sau fosfor (substanţe care poartă numele de nutrienţi) atunci are loc o proliferare excesivă a algelor şi fitoplanctonului în cursul de apă receptor, fenomen denumit eutrofizare şi care are efecte deosebit de dăunătoare asupra calităţii apelor.

Proliferarea algelor şi fitoplanctonului conduce la un efect de „înflorire” a apei, care poate dura perioade semnificative de timp (uneori de ordinul lunilor) cu efecte deosebit de dramatice cu ar fi:

- blocarea pătrunderii luminii solare la flora acvatică obişnuită, care este dependentă de aceasta, ceea ce în provoacă distrugerea;

- în condiţiile excesului de nutrienţii poate apare o modificare a structurii normale a speciilor florei acvatice, putând deveni dominantă proliferarea unor specii nedorite sau periculoase;

- în condiţiile în care algele sau fitoplanctonul care s-au proliferat îsi pierd viaţa, acetea sunt descompuse de bacterii aerobe cu un consum foarte mare de oxigen dizolvat, fapt care afectează în mod dramatic fauna acvatică (peşti sau nevertebrate) din cauza lipsei parţiale (hipoxie) sau totale (anoxie) de oxigen dizolvat în apă; astfel în mai multe zone de pe glob din cauza hipoxiei au apărut aşa numite “zone moarte” cu viaţă acvatică foarte restrânsă (de exemplu în nordul Golfului Mexic, în anumite zone ale fluviului Mississippi, etc);

- condiţiile de eutrofizare pot conduce şi la afectarea sănătăţii oamenilor prin consumul de peşte sau nevertebrate contaminate cu toxinele anumitor alge sau chiar prin contactul direct cu apele contaminate cu astfel de toxine;

- eutrofizarea apelor poate crea probleme şi când aceasta sunt utilizate ca surse de apă pentru alimentare deoarece unii compuşi biochimici din aceste ape pot reacţiona cu reactivii utilizaţi pentru tratarea apei în vederea potabilizării rezultând substanţe deosebit de periculoase pentru sănătatea oamenilor.

Formele foarte periculoase sub care nutrienţii din apele uzate pot produce fenomenul de eutrifizare a receptorilor sunt: azotul sub formă de amoniac (NH3), ioni de amoniu (NH4

-), ioni de nitriţi (NO2-), ioni de nitraţi

(NO3-), azot organic (din punct de vedere al proporţiilor în apele uzate menajere azotul se găseşte în principal sub formă

de azot amoniacal 60-70% şi sub formă de azot organic 30-40%), iar fosforul sub formă de fosfaţi (denumiţi şi ortofosfaţi), polifosfaţi şi fosfor legat organic.

1.3.1 Eliminarea azotului din apele uzate urbane

1.3.1.1 Procese de eliminare a azotului din apele uzate urbane

În epurarea apelor uzate eliminarea azotului se face prin două procese biologice consecutive şi anume nitrificarea şi denitrificarea.

Nitrificarea este un proces biologic aerob în două faze prin care azotul amoniacal sau organic este oxidat mai întâi prin acţiunea unor bacterii autotrofe la nitriţi (NO2

-), după care nitriţii sunt oxdaţi prin acţiunea aceloraşi bacterii aerobe la nitraţi (NO3

-). Ambele faze se desfăşoară simultan, biomasa bacterială găsindu-se dispersată în apa uzată supusă tratamentului sub formă de nămol activ (în cadrul unor bazine aerate) sau sub formă de peliculă biologică, fixată pe diferiţi suporţi (în cadrul biofiltrelor, biodiscurilor sau a bioreactoarelor cu pat integrat sau mobil). Bacteriile nitrificatoare cele mai reprezentative pentru prima fază a procesului sunt din specia Nitrosomonas dar mai pot contribui şi alte specii cum ar fi Nitrosococcus sau Nitrosospira, în timp ce bateriile cele mai reprezentative pentru a doua fază a procesului sunt din specia Nitrobacter dar mai contribuie şi alte specii bacteriene cum ar fi Nitrospina, Nitrococcus şi Nitrospira (vezi schema procesului de nitrificare din figura 1.11).

Fig.1.11 Schema procesul biologic aerob de nitrificare

Toate aceste specii de bacterii sunt clasificate ca bacterii autrotrofe deoarece acestea eliberează energia rezultată din oxidarea compuşilor anorganici (în cazul de faţă compuşi pe bază de azot) şi utilizează ca sursă de hrană carbonul anorganic (CO2). Bacteriile nitrificatoare necesită o cantitate semnificativă de oxigen pentru arealiza reacţiile biochimice, produc o cantitate mică de biomasă nouă şi distrug alcalinitatea apei prin consumul de bioxid de carbon şi producerea de ioni de hidrogen. Se poate menţiona că faţă de activitatea bacteriilor heterotrofe din cadrul procesului de epurarea biologică a substanţelor organice cu nămol activ, dezvoltarea bacteriilor nitrificatoare este mult mai lentă iar cantitatea de biomasă nou creată raportată la cantitatea de substrat consumată este mult mai mică. Din această cauză durata de desfăşurare necesară procesului de nitrificare în condiţii de oxigenare şi de pH adecvate este de 10 – 20 zile la 10ºC şi de 4 – 7 zile la 20ºC.

Denitrificarea este un proces biologic de reducere a nitraţilor şi nitriţilor din apa uzată la azot gazos (N 2) după o succesiune de reacţii (indicate în relaţia 1.1):

NO3- → NO2

- → NO → N2O → N2 (1.1)

Procesul de denitrificare este realizat de o varietate de bacterii comune heterotrofe care în mod normal se găsesc în procesele biologice aerobe, cele mai multe fiind bacterii facultativ aerobe care au abilitatea de a utiliza nitraţii, nitriţii sau oxigenul elementar pentru oxidarea materiilor organice. Bacteriile capabile de a realiza denitrificare aparţin următoarelor specii: Achromobacter, Acinetobacter, Agrobacterium, Alcaligene, Arthrobacter, Bacillus, Chromobacterium, Corynebacterium, Flavobacterium, Hypomicrobium, Moraxella, Nesseria, Paracoccus, Propinibacteria, Pseudomonas, Rhizobium, Rhodopseudomonas, Spirillum şi Vibrio. Studii recente au arătat că reducerea nitriţilor la azot gazos este realizată de un număr mult mai mare de specii specializate decât cele care reduc nitraţii la nitriţi.

Bacteriile heterotrofe denitrificatoare, care după cum s-a arătat anterior sunt bacterii facultativ aerobe, care în mod normal ar utiliza preferenţial oxigenul liber, dizolvat în apă, însă în absenţa acestuia, vor utiliza şi oxigenul legat chimic din nitraţi şi nitriţi realizând reducerea acestora în cadru unui proces anaerob (vezi figura 1.12). Se menţionează că pentru a face o distincţie între condiţiile anaerode specifice procesului anaerob aplicat materiilor organice şi condiţiile procesului anaerob aplicat nitraţilor şi nitriţilor, acesta din urma va purta denumirea de proces “anoxic”, denumire care va fi utilizată în continuare.

Fig. 1.12 Schema procesul biologic anoxic de denitrificare

Cu toate că se cunoaşte că prezenţa oxigenului liber, dizolvat în apă inhibă denitrificare, totuşi s-a observat că se produce denitrificare chiar şi în prezenţa unei anumite cantităţi de oxigen dizolvat în apă. Astfel se poate conside că o zonă din reactorul biologic poate fi socotită anoxică chiar şi în prezenţă unei cantităţi de oxigen dizolvat în apă depinde de un număr de factori cum ar fi: concentraţia de nămol activ, temperatură, adâncime şi concentraţia de hrană a bacteriilor. Astfel este posibil să fie create condiţii, ca in acelaşi bazin cu nămol activ sau biofiltru să se producă simultan atât nitrificare cât şi denitrificare. Se menţionează că concentraţia limită maximă de oxigen dizolvat în apă de la care se consideră că denitrificarea este complet inhibată variază între 10 – 50 mg/l.

Sursa de hrană pentru bacteriile heterotrofe denitrificatoare poate fi: materiile organice dizolvate în apă uzată, atât influente sau produse prin hidroliză din anumiţi compuşi influenţi, substanţe organice provenite din activitatea bacteriană. Se menţionează că dacă procesul de denitrificare are loc în treapta biologică concomitent cu epurarea biologică a substanţelor organice atunci este necesară o cantitate de 4 g de CBO 5 pentru fiecare gram de nitrat eliminat, iar dacă procesul de denitrificare are loc într-o instalaţie separată, consecutivă treptei biologice atunci este nevoie de o sursă suplimentară distinctă de substanţă organică pentru hrana bacteriilor heterotrofe (substrat). Ca substrat se poate utiliza: acid acetic, etanol, zahăr, glicerol sau alte soluţii depinzând de nevoile particulare ale microorganismelor, dar de regulă în acest tip de instalaţii se utilizează ca substrat tipic metanolul.

În urma reacţiilor biochimice de denitrificare se produce biomasă heterotrofică nouă şi alcalinitate. Astfel, bazat pe stoichiometria reacţiilor se poate arăta că denitrificare poate produce 3,57 mg/l alcalinitate echivalentă CaCO 3, şi cca. 0,4 g biomasă heterotrofică nouă pentru fiecare gram de CBO5 consumat. Formarea de biomasă heterotrofică nouă este influenţată de o serie de factori cum ar fi: tipul şi concentraţia substratului, concentraţia de oxigen dizolvat, alcalinitatea, pH-ul şi temperatura dintre care cel mai important este calitatea substratului (sursei de carbon utilizate).

1.3.2 Eliminarea fosforului din apele uzate urbane

Eliminarea fosforului din apele uzate se poate face pe două căi diferite: prin tratamente chimice sau prin tratamente biologice.

1.3.2.1 Procese şi instalaţii de eliminare chimică a fosforului din apele uzate urbane

Eliminarea fosforului din apele uzate prin metode chimice este o metodă clasică, fiabilă, validată de timp. Pentru eliminarea fosforului se utilizează diferiţi coagulanţi care se introduc în apa uzată supusă tratamentului, aceştia reacţionând cu fosfaţii solubili din aceasta formând precipitaţi insolubili care sunt eliminaţi printr-un proces de separare, cel mai frecvent prin sedimentare. Cei mai utilizaţi coagulanţi sunt varul nestins (oxid de calciu) sau sărurile de metale (sulfat de aluminiu, clorură ferică şi alţii). Adăugarea de polimeri sau alţi aditivi pot favoriza procesul de floculare deci şi eficienţa de sedimentare.

Tratamentul cu săruri metalice în vederea eliminării fosforului din apele uzate

Coaugulanţii pe bază de săruri metalice, dintre care cei mai utilizaţi sunt sulfatul de aluminiu şi clorura ferică, sunt folosiţi atât la tratarea apelor uzate urbane cât şi a apelor uzate industriale. Aceştia sunt mai puţin corozivi, formează o cantitate mai mică de nămol şi sunt comod de manipulat în comparaţie cu cu varul nestins. Sulfatul de aluminiu poate fi administrat în apa supusă tratamentului atât sub formă solidă (pulbere) cât şi sub formă de soluţie, ambele forme fiind necorozive. Clorura ferică se administrează sub formă de soluţie, aceasta prezentând corozivitate şi necesitând luarea unor măsuri corespunzătoare de manipulare.

Reacţiile care au loc la introducerea sulfatului de aluminiu şi clorurii ferice în apa uzată care conţine fosfaţi sunt următoarele:

Al2(SO4)3·(14·H2O) + 2·H2PO4- + 4·HCO3

- → 2·AlPO4 + 4·CO2 + 3·SO42- + 18·H2O (1.2)

FeCl3·(6·H2O) + H2PO4- + 2·HCO3

- → FePO4 + 3·Cl- + 2·CO2 + 8·H2O (1.3)

Raportul molar dintre aluminiu şi fosfor, necesar pentru a elimina fosforul, este de: 1,38/1 pentru eliminarea acestuia în procent de 75%, 1,72/1 pentru eliminarea în procent de 85% şi 2,72/1 pentru eliminarea în procent de 95%. Pentru compuşii pe bază de fier rapoartul molar este de 1/1, de regulă fiind necesară o cantitate suplimentară de fier (10 mg/l) pentru a satisface formarea de hidroxid. Din punct de vedere cantitativ, pentru o eliminare adecvată a fosforului se practică un raport de 2 – 6 părţi saruri metalice la 1 parte fosfat.

Într-o staţie de epurare, apa uzată conţinând fosfaţi poate fi tratată cu coagulanţii pe bază de aluminiu sau fier în vederea eliminării fosforului înaintea decantorului primar, înaintea decantorului secundar, înaintea decantorului terţiar sau direct în interorul bazinului cu nămol activ. O administrare multiplă creşte eficienţa de eliminare a fosforului.

Solubilitatea sărurilor de aluminiu sau fier este în funcţie de pH-ul apei tratate, care trebuie să aparţină domeniului 3,5 – 7,5 (optim între 5,5 – 7). De menţionat că tratamentul de precipitare se face cu consum de alcalinitate şi de aceea de obicei este necesară corectarea (creşterea) pH-ului apei, după tratamentul de precipitare, prin adugare de amestecuri de oxizi de calciu, de sodă sau sodă cautică în vederea obţinerii unor condiţii corespunzătoare de pH mai ales în vederea tratamentelor biologice.

Tratamentul cu var nestins în vederea eliminării fosforului din apele uzate

Tratamentul cu var nestins este de asemenea o cale de tratament pentru eliminarea fosforului din apele uzate, care se aplică din ce în ce mai rar mai ales din cauza corozivităţii varului nestins, care reacţionează instantaneu cu apa formând hidroxidul de calciu, care este o substanţă foarte corozivă şi care necesită mari precauţii la manipulare şi în instalaţii. Atunci când varul nestins este introdus în apă acesta reacţionează mai întâi cu alcalinitatea din apă formând carbonat de calciu (CaCO3). Aceasta creşte pH-ul apei supuse tratamentului la valori peste 10, astfel încât ionii de calciu în exces vor reacţiona cu ioni de fosfaţi formând un compus precipitabil denumit hidroxilapatit (Ca5(OH)(PO4)3). Din cauză că varul nestins reacţionează mai întâi cu alcalinitatea din apa supusă tratamentului, doză de var nestins nu depinde de cantitatea de fosfaţi din apa uzată, ci de alcalinitate acesteia, valorile tipice ale dozei de var fiind între 1,4/1 - 1,6/1 fată de alcalinitatea totală a apei uzate, exprimată în CaCO3.

Reacţia tipică dintre compuşii de calciu şi fosfaţi este următoarea:

5·Ca2+ + OH-+ 3·HPO4- → Ca5OH(PO4)3 + 3·H2O (1.3)

Raportul molar necesar pentru eliminarea fosforul cu var nestins este de aproximativ 5/3, dar poate varia între 1,3 – 2, în funcţie de compoziţia apei supuse tratamentului.

După cum s-a arătat anterior administrarea de var nestins în apa uzată poate conduce la valori de peste 11 ale pH-ului, ceea ce face ca acest tratament să nu poată fi aplicat direct în treapta biologică în care valorile pH-ului de peste 9 au o influenţă foarte negativă asupra procesului biologic. De aceea tratamentul cu var nestins în vederea eliminării fosforului se poate face numai înaintea decantorului primar sau într-o instalaţie chimică din treapta terţiară.

După cum a fost arătat anterior, tratamentul chimic cu săruri metalice sau var nestins care se aplică apelor uzate în vederea eliminării fosforului poate avea loc în diferite puncte ale staţiei de epurare a apelor uzate, în funcţie de aceste puncte putându-se defini noţiunile de pre-precipitare atunci când tratamentul de precipitare are loc în cadrul

treaptei primare, de co-precipitare, atunci când tratamentul de precipitare are loc în cadrul treaptei secundare, concomitent cu tratamentul biologic şi post-precipitare, atunci când tratamentul de precipitare are loc în cadrul treaptei terţiare unde este urmat de obicei de un tratament de sedimentare sau filtrare. În schema din figura 1.23 sunt prezentate sintetic toate poziţiile posibile pe care le poate ocupa înstalaţia chimică de eliminare a fosforului.

Fig. 1.23 Posibilităţi de plasare a instalaţiei de tratare a apei uzate cu precipitanţi în vederea eliminării fosforului

Alegerea uneia sau alteia din variantele de defosforizare chimică prezentate se face ţinând cont de următoarele considerente:

- tratarea cu precipitanţi în treapta primară prezintă avantajele unei instalări mai facile a instalaţiei chimice precum şi o reducere semnificativă a încărcării organice şi cu suspensii solide a efluentului rezultat dar şi dezavantajul necesităţii unor doze mărite de reactivi chimici (coagulanţi);

- tratarea cu coagulanţi în treapta biologică are avantajele unei influenţe pozitive asupra condiţiei nămolului activ, a reducerii cantităţii de nămol plutitor şi a unei economii importante de reactivi chimici prin recircularea nămolului din decantorul secundar;

- tratarea într-o instalaţie chimică, de sine stătătoare plasată în treapta terţiară, are avantajul eficienţei celei mai ridicate de eliminare a fosforului, deoarece ca urmare a tratamentului biologic, polifosfaţii şi fosforul legat organic aflaţi în influentul iniţial, au fost transformaţi în ortofosfaţi, care sunt compuşi mult mai simpli şi care pot fi eliminaţi mai uşor prin tratamentul chimic, dar şi dezavantajul necesităţii unor cheltuieli de investiţii ridicate pentru realizarea instalaţiei.

1.4.1 Eliminarea suspensiilor solide prin micrositare

Micrositarea este un procedeu mixt de eliminare avansată a suspensilor solide utilizat mai ales în tratamentele din treapta terţiară, dar care mai este utilizat şi în tratamentele preliminare (în treapta mecanică), sau în tratarea apelor meteorice. Echipamentele care realizează micrositarea se numesc instalaţii de micrositare şi acestea se pot împărţi în două mari categorii, după forma suprafeţelor active de separare, şi anume: instalaţii de micrositare cu tambur şi instalaţii micrositare cu discuri.

Instalaţii de micrositare cu tambur

Instalaţiile de micrositare cu tambur sunt constituite dintr-un tambur rotativ cu axă orizontală care are prevăzută pe suprafaţa sa cilindrică laterală (care se constituie în suprafaţa activă de separare) o ţesătură cu ochiuri foarte fine. Principiul său de lucru, relativ simplu, este următorul (vezi figura 1.31): influentul de apă uzată brută este introdus în interiorul tamburului de micrositare, care se roteşte cu turaţie mică, şi trece (gravitaţional) prin sa suprafaţa activă, pe care sunt reţinute suspensiile solide. Efluentul clarificat, rezultat din trecerea apei supuse tratamentului prin suprafaţa filtrantă, este evacuat într-un rezervor inferior (în care tamburul este imersat parţial). Pe măsură ce procesul de micrositare are loc, suprafaţa activă se încarcă cu reţineri şi astfel se formează un strat de precipitat care realizează filtrarea fluxului de apă uzată supusă tratamentului. Ca rezultat al formării stratului de filtrare, are loc creşterea rezistenţei la trecerea apei prin suprafaţa activă a tamburului şi nivelul apei din interiorul acestuia creşte. Pentru obţinerea unui flux constant de apă care parcurge instalaţia, suprafaţa activă a tamburului trebuie periodic curăţată şi în acest scop, de regulă sunt prevăzute jeturi de apă curată sub presiune, orientate dinspre exteriorul către interiorul tamburului, care crează un curent de apă de spălare care mobilizează şi înglobează reţinerile din ochiurile ţesăturii filtrante. Curentul de apă de spălare este captat în interiorul unor jgheaburi special prevăzute, de unde este evacuat la canalizare. De menţionat că faza de curăţare a suprafeţei active are loc fără întreruperea procesului de micrositare, comanda de pornire-oprire a jeturilor de spălare fiind iniţiată automat de valoarea nivelului apei din interorul tamburului, şi că apa necesară spălarii este preluată din efluentul clarificat, reprezentând un mic procent din acesta.

Fig. 1.31 Principiul de funcţionare a micrositelor cu tambur []

Instalaţii de micrositare cu discuri

Instalaţiile de micrositare cu discuri au avantajul că la acelaşi gabarit prezintă o suprafaţă activă de reţinere mult mai mare decât a instalaţiilor de micrositare cu tambur. Principial (vezi exemplele din figura 1.33) acestea sunt constituite dintr-o multitudine de discuri rotative (cu axa de rotaţie orizontală) a căror suprafeţe frontale sunt constituite din ţesătură cu ochiuri fine. Infuentul de apă uzată brută pătrunde gravitaţional în interiorul tuturor discurilor printr-un jgeab central de distribuţie, apoi trece prin suprafeţele filtrante ale discurilor, separându-se de suspensiile solide care sunt reţinute pe părţile interioare ale suprafeţelor filtrante ale discurilor. Că şi la variantele de microsite cu tambur, curăţarea suprafeţelor filtrante de reţinere a suspensiilor solide este realizată tot cu jeturi de apă curată sub presiune, orientate dinspre exteriorul către interiorul discurilor, în număr şi cu distribuţie corespunzătoare. Comanda iniţierii sau opririi jeturilor se face tot pe baza valorii nivelului de apă din interiorul discurilor, spălarea făcându-se, de asemenea, fără întreruperea procesului de lucru. De menţionat că curenţii de apă de spălare şi suspensii mobilizate sunt preluaţi în interiorul unor jgheaburi speciale, plasate tot în zona centrală a discurilor (ca şi sistemul de distribuţie a influentului), de unde sunt evacuaţi la canalizare.

În continuare se vor face câteva menţiuni importante cu privire la procesul de lucru, domeniul de aplicare, tratamentele conexe necesare şi aspectele constructive ale instalaţiilor de micrositare şi anume:

- procesul de lucru al micrositelor este un proces mixt, separarea suspensiilor solide făcându-se atât prin sitare, adică prin reţinerea în reţeaua de ochiuri a suprafeţei active a micrositelor, a suspensiilor cu dimensiuni mai mari decât cele ale ochiurilor, cât şi prin filtrare prin stratul de reţineri format pe suprafaţa activă a micrositelor în timpul procesului de lucru (vezi figura 1.35 în care este prezentată curba de variaţie a eficienţei de separare în funcţie de dimensiunile suspensiilor solide, din care se remarcă că valorile eficienţei de reţinere este de 100% pentru suspensiile cu dimensiuni mai mari decât dimensiunile ochiurilor şi că eficienţa de separare a suspensiilor cu dimensiuni mai mici decât dimensiunile ochiurilor are este cu atât mai ridicată cu cât dimensiunile acestor suspensii sunt mai apropiate de dimensiunile ochiurilor, separarea acestei categorii de suspensii fiind strâns legată de formarea stratului filtrant de reţineri); din acest punct de vedere s-s constatat că eficienţele maxime de separare a suspensiilor solide se obţin pe parcursul procesului de separare chiar în momentele anterioare iniţierii fazelor de spălare;

Fig. 1.35 Curba de variaţie a eficienţei de separare a micrositelor în funcţie de dimensiunile suspensiilor solide reţinute

1.4.2 Eliminarea suspensiilor solide prin filtrare prin strat granular

Filtrarea prin strat granular este un procedeu frecvent folosit pentru clarificarea atât a apelor uzate cât şi a apelor de alimentare. Filtrele cu strat granular sunt instalaţii care asigură o eficienţă de îndepărtare a suspensiilor solide de până la 60%, pentru filtrele cu un singur strat granular şi de până la 75%, pentru filtrele cu straturi granulare multiple.

Principial, un filtru cu strat granular este compus din: camera de admisie 1 a influentului de apă brută, conducta de alimentare 2, stratul granular 3, radierul drenant 4, camera de apă filtrată 5, conducta de evacuare a apei filtrate 6, conducta de golire 7 şi preaplinul 8. Funcţionarea filtrului cu strat granular este următoarea: influentul de apă brută pătrunde în filtru pe deasupra stratului granular, traversează stratul granular de sus în jos, pe cale gravitaţională, şi ajunge în camera inferioară de apă filtrată, situată sub radierul drenant al filtrului. Nivelul apei din camera de apă filtrată este mai coborât decât nivelul apei din camera de admisie a filtrului, cu diferenţa h [m coloană de apă], care reprezintă valoarea pierderii de presiune (sarcină) la trecerea apei prin stratul granular. De menţionat că pierderea de sarcină h, are valoarea minimă la începutul procesului de filtrare, atunci când stratul granular este curat, şi ajunge la valoarea maximă atunci când porii stratului granular au ajuns la un grad înalt de colmatare. De fapt, pierderea de sarcină h se constituie în principalul parametru de stabilire a gradului de colmatare a stratului granular, şi în funcţie de valorile acestui parametru se stabilesc fazele de funcţionare ale filtrului.

Fig. 1.36 Schema de principiu a unui filtru cu strat granularParametrul caracteristic al filtrelor cu strat granular este viteza de filtrare wf [m/h] care se stabileşte cu relaţia:

(1.3)

în care: Q [m3/h] – debitul de apă ce străbate filtrul;A [m2] – aria suprafeţei orizontale ocupată de stratul granular.

Clasificarea filtrelor cu strat granular se face după mai multe criterii şi anume:

- după viteza de filtrare:

- filtre lente, cu valori ale vitezei de filtrare între 0,104 – 0,167 m/h (2,5 - 4 m/zi);- filtre rapide, cu valori ale vitezei de filtrare între 5 – 7 m/h (se utilizează la tratamentul în vederea

potabilizării apei) şi 7 – 15 m/h (se utilizează la tratamentul apelor industriale);- filtre ultrarapide, cu valori ale vitezei de filtrare peste 15 m/h.

- după compoziţia stratului granular:

- filtre uni-strat, la care stratul granular de lucru este constituit în totalitate din particule cu aceleaşi caracteristici;

- filtre multi-strat, la care stratul granular de lucru este constituit din mai multe straturi aşezate succesiv (unul peste altul), formate din particule cu caracteristici diferite.

- după presiunea de lucru:

- filtre deschise (cu nivel liber), care lucrează la presiune atmosferică;- filtre închise, care lucrează sub presiune.

În continuare vor fi prezentate cele mai reprezentative tipuri de filtre cu strat granular întâlnite mai frecvent în practică.

Filtre lente cu strat granular

Aceste filtre lucrează cu viteze lente de filtrare, cu valori apropiate de cele ale vitezei de deplasare a apei subterane printre straturile subterane naturale (2,5 - 4 m/zi). Reţinerea suspensiilor solide aflate în suspensie în apa supusă tratamentului se face printr-un proces complex, fizic, chimic şi biologic. Astfel în partea superioară a stratului granular se formează o membrană biologică, de 2 - 3 cm grosime, alcătuită din bacterii aerobe, care reţine marea majoritate a microorganismelor din apa brută, ceea ce se constituie într-un important avantaj deoarece, de regulă, nu mai este necesară o dezinfecţie ulterioară a efluentului rezultat. În timpul procesului de lucru, suspensiile din apa brută sunt reţinute în mare majoritate în partea superioară a stratului granular, restul stratului granular rămânând curat. Dezavantajele filtrelor lente sunt viteza mică de lucru, (din cauza căreia, pentru un debit de influent dat, rezultă volume mari de construcţie, deci costuri de investiţie mari, mult mai ridicate în comparaţie cu cele ale filtrelor rapide), precum şi modul de curăţare, care este greoi,se face mai ales cu forţă umană, fiind greu de adaptat o tehnologie mecanizată. Din această cauză, în prezent, filtrele lente cu strat granular se mai construiesc doar rareori şi doar pentru debite mici de lucru (sub 2500 m3/zi).

Fig. 1.37 Filtru lent cu strat granular []

Filtrul lent are o structură asemănătoare cu cea prezentată în figura 1.36 cu următoarele menţiuni: în camera de admisie a filtrului apa brută ajunge prin intermediul conductei de alimentare 1; din camera de apă filtrată, apa este evacuată prin conducta de evacuare 2; de asemenea camera de apă filtrată mai este prevăzută cu conducta de golire 3 şi suplimentar, cu conducta de umplere 6; la suprafaţa stratului granular este prevăzută o conductă 4 de evacuare a apei de deasupra stratului granular, în camera de admisie a apei este prevăzut preaplinul 5.

Filtrele lente au un ciclu de funcţionare format din următoarele faze succesive:

- faza de punere în funcţiune a filtrului care se face astfel: filtrul, golit de apă şi cu robinetul conductei de golire 3, închis, se umple cu apă clarificată, filtrată anterior, prin intermediul conductei de umplere 6, de jos în sus (în sens invers procesului de filtrare) pentru a elimina aerul din stratul granular şi pentru a asigura o afânare corespunzătoare a stratului granular; după ce filtrul s-a umplut şi apa s–a ridicat cu 10 – 15 cm deasupra stratului granular; în acest moment se deschide robinetul conductei de alimentare 1 şi filtrul se umple cu apă brută; când nivelul apei a ajuns la valoarea normală, se deschide robinetul conductei de golire 3 şi se permite trecerea apei brute prin stratul filtrant, pentru o durată de 1-3 zile, perioadă în care se formează pelicula biologică pe o grosime de 1-2 cm a părţii superioare a stratului granular, după această perioadă se verifică dacă apa filtrată corespunde din punct de vedere al limpezimii şi bacteriologic;

- faza de filtrare a apei care se face astfel: se închide robinetul conductei de golire 3 şi se deschide robinetul conductei de evacuare 2, având loc procesul propriu-zis de filtrare, în timpul căruia, stratul granular se colmatează treptat cu suspensiile solide reţinute din apa supusă tratamentului; după o peroadă de timp, valoarea pierderii de sarcină atinge valori mari iar debitul de apă filtrată se micşorează; procesul de filtrare propriu-zise a apei are loc până în momentul pelicula biologică se îngroaşă şi se rupe (fenomen de năpârlire) bucăţile desprinse fiind antrenate de curentul de apă în camera de apă filtrată, rezultând un efluent cu calitate necorespunzătoare; durata unei faze de filtrare propriu-zisă poate fi între 20-50 zile şi valori ale pierderii de sarcină între 0,5 - 1 m;

- faza de curăţare a filtrului se face astfel: se închid robinetele conductei de alimentare1, conductei de evacuare 2 şi conductei de umplere 6 şi se deschide robinetul conductei de golire 3 şi se evacuează apa din instalaţie; după golirea completă a filtrului, se îndepărtează, de regulă manual, zona superioară (de grosime 2-3 cm) a stratului granular, se lasă să se aerisească 2-3 zile, se dezinfectează cu hipoclorit sau clorură de var, după care filtrul se umple cu apă pentru un nou ciclu de funcţionare; se menţionează că dacă, după curăţări repetate grosimea stratului granular se reduce de la 1-1,25 m la 0,6-0,7 m, atunci se întrerupe funcţionarea filtrului, se îndepărtează tot stratul granular din filtru şi se spală, după care se aşează din nou în filtru şi se completează (de obicei această operaţie se face o dată la 1-2 ani).

Filtre rapide cu strat granular

Filtrele rapide au în principiu construcţii similare filtrelor lente, de care se deosebesc prin valoarea vitezei de filtrare, modul şi gradul de colmatare a stratului granular, modul de curăţare şi calitatea apei filtrate. Astfel, la filtrele rapide reţinerea suspensiilor solide se face în tot volumul stratului filtrant şi nu se formează peliculă biologică, fapt care face necesară o operaţie de dezinfectare ulterioară. Procesul de filtrare rapidă poate fi mult îmbunătăţit dacă se realizează o tratare prealabilă cu coagulanţi.

Filtrele rapide se construiesc în două variante: filtre rapide deschise, gravitaţionale şi filtre rapide închise, sub presiune.

Filtrele rapide deschise au următoarea componenţă (vezi figura 1.38): o cameră frontală care este conectată la conducta de admisie 1, conducta de golire a camerei frontale 4 şi conducta de preaplin 6; un număr de jgheaburi conectate cu camera frontală, stratul granular, radierul drenant şi camera de apă filtrată care este conectată la conducta de evacuare a apei filtrate 2, la conducta de admisie a apei de spălare 3 şi la conducta de golire a camerei de apă filtrată 5.

Fig. 1.38 Filtru rapid deschis cu strat granular []Filtrele rapide deschise au ciclul de funcţionare format din următoarele faze succesive:

- faza de filtrare a apei care se face astfel: se introduce apa brută în camera frontală prin deschiderea robinetului conductei de admisie 1, (în această fază fiind închide robinetele conductei de spălare 3, conductei de golire a camerei frontale 4 şi conductei de golire a camerei de apă filtrată 5) de unde este distribuită în mod cât mai uniform pe toată suprafaţa stratului granular pe care îl parcurge de sus în jos, trece prin radierul drenant şi ajunge în camera de apă filtrată de unde este evacuată prin conducta 2, al cărei robinet este deschis; faza de filtrare se desfăşoară corespunzător o perioadă de timp în care porii stratului granular acumulează suspensii solide şi periodă în care pierderea de sarcină a filtrului creşte de la o valoare iniţială minimă, corespunzătoare începutului fazei de filtrare, până la o valoare limită maximă, corespuzătoare sfârşitului fazei de filtrare, atunci când la trecerea apei prin porii colmataţi ai stratului granular conduce la antrenarea suspensiilor reţinute şi apa iese tulbure din filtru, având calitate necorespunzătoare;

- faza de curăţare a filtrului se face în momentul aparţiei apei filtrate cu calitate necorespunzătoare, astfel: se închid robinetele conductei de alimentare 1, conductei de evacuare a apei filtrate 2 şi conductei de golire 5 şi se deschide robinetul conductei de admisie a apei de spălare 3 şi se creează un curent de apă de spălare (apă curată, limpezită), care parcurge cât mai uniform stratul granular de jos în sus (adică în sens invers circulaţiei apei în faza de filtrare) cu viteză de 7 – 10 ori mai mare decât cea din faza de filtrare; sub acţiunea curentului de apă de spălare stratul granular se expandează, particulele sale constituente se agită şi se lovesc între ele eliberând suspensiile solide reţinute care sunt antrenate de curentul ascendent; apa de spălare împreună cu suspensiile antrenate sunt colectate în jgeaburile de uniformizare de unde sunt evacuate în camera frontală şi de aici la canalizare prin conducta 4, al carei robinet este deschis; viteza curentului de apă de spălare se reglează astfel încât sub acţiunea sa stratul granular să se expandeze şi agite suficient de energic dar să se producă antrenarea în curentul de apă numai a suspensiilor reţinute, dar nu şi a granulelor stratului; spălarea filtrului durează 15-20 minute şi se face de ori câte ori este nevoie (de regulă, de 1-2 ori în 24 ore de funcţionare)

Filtrele rapide închise pot fi de tip vertical sau orizontal (după direcţia de circulaţie a apei prin filtru). În figura 1.39 este prezentat un filtru rapid închis vertical care au următoarea componenţă: un rezervor închis (construit de obicei din tablă de oţel), prevăzut cu un radier drenant pe care se dispune stratul granular. În camera de apă brută, formată

deasupra stratului granular (care mai este denumită şi cameră superioară), sunt prevăzute conducta de admisie 1 a influentului de apă brută, pâlnia de captare 8 şi conducta de evacuare 4 a apei de spălare şi conducta de aerisire 6. În camera de apă filtrată (denumită şi cameră inferioară), formată sub radierul drenant sunt prevăzute conductele de evacuare a apei filtrate 2, de admisie a apei de spălare 3, de golire 5 şi de aerisire 7 De menţionat, că în zona de deasupra stratului granular, filtrul este prevăzut cu o gură de vizitare. Dimensional, filtrele închise se realizează până la diametre de maximum 3 m.

Fig. 1.39 Filtru rapid închis cu strat granular []

Filtrele rapide închise au ciclul de funcţionare similar cu cel al filtrelor rapide deschise, cu următoarele particularităţi:

- faza de filtrare a apei care se face astfel: se introduce apa brută, sub presiune, în camera superioară prin deschiderea robinetului conductei de admisie 1, (în această fază fiind închide robinetele conductei de admisie a apei spălare 3, conductei de evacuare a apei spălare 4 şi conductei de golire 5) şi străbate stratul granular de sus în jos, în care are loc de reţinere a suspensiilor solide; după parcurgerea stratului granular, apa clarificată trece prin radierul drenant şi ajunge în camera inferioară de unde este evacuată prin conducta de evacuare a apei filtrate, al cărei robinet 2 este deschis; ca şi la filtrele rapide deschise, faza de filtrare se desfăşoară corespunzător pe perioada de timp în care pierderea de sarcină a filtrului are valori sub valoarea limită maximă, iar calitatea apei filtrate este corespunzătoare (nu este tulbure); de menţionat că la iniţierea fazei de filtrare, pentru a avea o funcţionare corespunzătoare, trebuie neapărat să fie evacuat aerul din instalaţie, operaţie care se realizează prin intermediul robinetelor de aerisire 6 şi 7, după care acestea se închid;

- faza de curăţare a filtrului se iniţiază în momentul apariţiei apei filtrate cu calitate necorespunzătoare, astfel: se închid robinetele conductei de alimentare 1, conductei de evacuare a apei filtrate 2 şi conductei de golire 5, precum şi robinetele de aerisire 6 şi 7 şi se deschide robinetul conductei de admisie a apei de spălare 3 şi robinetul conductei de evacuare a apei de spălare 4 şi similar cu curăţarea filtrelor rapide deschise, se creează un curent de apă de spălare (apă curată, limpezită), care parcurge stratul granular de jos în sus şi care expandează şi agită particulele sale constituente, eliberând astfel suspensiile solide reţinute; curentul de apă de spălare şi reţineri mobilizate este captat în pâlnia 8 de unde sunt evacuate la canalizare prin conducta de evacuare a apei de spălare; de menţionat că şi în acest caz viteza curentului de apă de spălare trebuie să fie astfel reglată încât sub acţiunea să aibă loc expandarea şi agitarea corespunzătoare a stratului granular, dar fără antrenarea granulelor stratului cu curentul de apă de spălare; se menţionează de asemenea că toate intervenţiile asupra componentelor interioare ale filtrului rapid închis, precum şi formarea şi scoaterea stratului granular se realizează prin gura de vizitare, cu filtrul golit de apă.

1.4.3.1 Eliminarea suspensiilor solide prin microfiltrare sau ultrafiltrare prin membrane

Tratarea apelor uzate utilizând membrane de microfiltrare sau ultrafiltrare a apărut şi s-a dezvoltat ca un procedeu distinct care se constituiue ca o alternativă la tratamentul clasic, mecano-biologic al apelor uzate. Acest procedeu prezintă următoarele avantaje în comparaţie cu modul clasic de tratare a apelor uzate: se modifică şi se simplifică radical structura staţiilor de epurare a apelor uzate făcând posibilă renunţarea la anumite obiecte tehnologice din staţiile clasice (cum ar fi decantoarele, de exemplu), şi prin aceasta se reduc semnificativ suprafeţele necesare pentru

dispunerea staţiilor de epurare; se pot prelucra apa uzate cu încărcări mari de poluanţi, cu valori până la 20000 mg/l; microfiltrarea şi ultrafiltrarea prin membrane conduce la reţinerea majorităţii materiilor volatile solubile cu masă moleculară mare, situaţie care favorizează eliminarea acestora prin mijloace biologice (biodegradare); prezintă o bună capacitate de dezinfectare, asigurând reduceri apreciabile ale încărcării apei cu bacterii şi virusuri; asigură obţinerea unor efluenţi cu o calitate superioară. Principial, procedeul de tratarea apelor prin utilizarea membranelor este constituit din combinarea unui tratament biologic cu nămol activ şi trecerea efluentului rezultat printr-un ansamblu (baterie) de membrane de microfiltrare sau ultrafiltrare. Astfel se combină beneficiile epurării biologice şi micro sau ultra-filtrarii, şi se asigură o separare avansată a încărcărilor cu suspensii solide şi substanţe dizolvate, organice sau anorganice, din apele uzate, precum şi o biodegradare accentuată a reţinerilor, mai ales datorită duratei mari de retenţie a mapei uzate în bioreactor (între 30 – 60 zile).

Principial, au fost dezvoltate două variante de sisteme de tratare a apelor uzate prin utilizarea membranelor şi anume: sistemul în care micro sau ultra-filtrarea prin membrane se face separat, în afara bioreactorului (cu membrane externe), caz în care ansamblul de membrane se constituie într-o instalaţie separată, plasată consecutiv bioreactorului, şi sistemul în care micro sau ultra-filtrarea prin membrane se face chiar în bioreactor (cu membrane interne) , caz în care ansamblul de membrane este plasat chiar în interiorul bazinului bioreactorului, într-o construcţie integrată.

Fig. 1.47 Schema de principiu a sistemului cu membrane externe

Sistemul cu membrane externe (vezi figura 1.47) are următoarea structură: un bioreactor, o staţie de pompare şi instalaţia de microfiltrare cu membrane. Funcţionarea sistemului este următoarea: influentul de apă este introdus în bazinul bioreactorului, în care are loc tratarea biologică a acestuia (în diferite condiţii: aerobe, anaerobe sau anoxice) după care efluentul bioreactorului este absorbit cu pompă şi transmis cu presiune înaltă (280 – 400 kPa) instalaţiei de microfiltrare cu membrane în care sunt separate majoritatea suspensilor şi substanţelor dizolvate, minerale şi organice; împurităţile reţinute, sub formă de nămol, sunt recirculate în bazinul bioreactorului unde sunt supuse din nou tratamentului biologic; efluentul de apă microfiltrată (filtratul) este evacuat către receptor.

Fig. 1.48 Schema de principiu a sistemului cu membrane interne

Sistemul cu membrane interne (vezi figura 1.48) are următoarea structură: un bioreactor, în al cărui bazin sunt cufundate bateriile de membrane, şi o staţie de pompare. Funcţionarea sistemului este următoarea: influentul de apă este introdus în bazinul bioreactorului în care are loc tratarea biologică a acestuia (în diferite condiţii: aerobe, anaerobe sau anoxice); evacuarea efluentului din bioreactor se face sub acţiunea unei pompe, care trece apa tratată biologic prin porii membranelor, pe suprafeţele active ale acestora fiind reţinute, ca şi în cazul anterior, suspensiile solide şi substanţele dizolvate. De menţionat că în acest aranjament presiunea necesară procesului de microfiltrare este mult mai redusă (28 – 56 kPa) iar reţinerile organice de pe membrane sunt atacate direct de biomasa de bacterii din bazinul de reacţie, care formează şi pelicule biologice, pe suprafeţele active ale membranelor (în acest caz, nu mai este nevoie de recircularea reţinerilor, ca la sistemele cu membrane externe, ceea ce se constituie într-un important avantaj).

Pentru a putea face o eventuală alegere între cele două variante de sisteme în continuare sunt prezentate comparativ avantajele şi dezavantajelele acestora, şi anume:

- pentru sistemele cu membrane externe - costuri cu aerarea în bazinele bioreactoarelor reduse (cca. 20% din costurile de la bazinele bioreactoarelor cu membrane interne); costuri mari pentru pomparea apei; suprafaţa necesară redusă pentru plasarea sistemului, curăţare mai frecventă a membranelor; costuri de exploatare mai ridicate, costuri de investiţii mai reduse,

- pentru sistemele cu membrane interne - costuri cu aerarea în bazinele bioreactoarelor ridicate; costuri reduse pentru pomparea apei (cca. 28% din costurile de la sistemele cu membrane externe); suprafaţa necesară pentru plasarea

sistemului mai mare decât la sistemele cu membrane externe, curăţare mai rară a membranelor; costuri de exploatare mai reduse, costuri de investiţii mai ridicate.

1.4.3.2 Eliminarea substanţelor poluante prin osmoză inversă

Osmoza este un fenomen care are loc atunci când două soluţii cu concentraţii diferite sunt separate printr-o membrană semipermeabilă (adică permeabilă numai pentru solvent şi nu pentru substanţa dizolvată), în care solventul trece prin membrana semipermeabilă dinspre soluţia mai diluată către soluţia mai concentrată pănă în momentul în care presiunea hidrostatică care se exercită asupra soluţiei mai concentrate atinge o valoare de echilibru denumită presiune osmotică (vezi schema de principiu din figura 1.51). Presiunea osmotică este o proprietate a soluţiilor şi pentru o anumită soluţie valoarea acesteia depinde de concentraţia substanţei dizolvate şi de temperatură.

Osmoza inversă este un proces care se realizează în sens invers osmozei normale prin care se exercită asupra soluţiei mai concentrate o presiune mai mare decât presiunea osmotică, ceea ce determină o circulaţie inversă a solventului faţă de osmoza normală, adică dinspre soluţia mai concentrată către soluţia mai diluată.

Fig. 1.51 Schema de principiu a osmozei

În tratamentul apelor, osmoza inversă se aplică pentru purificarea avansată, obţinându-se efluenţi cu grad foarte ridicat de epurare (de peste 99%), dar şi pentru eliminarea diferitelor substanţe dizolvate (de exemplu săruri ale unor metale).

În scopul realizării tratamentului prin osmoză inversă influentul de apă brută este trecut sub presiune (vezi figura 1.52) printr-o celulă de în care sunt dispuse spiralat mai multe membrane osmotice, care sunt ansambluri cu următoarea componenţă: membrana semipermeabilă care pe o parte are situată o folie perforată care se constituie într-un strat (cavitate) de alimentare cu apă brută, iar pe cealaltă parte o folie din material poros care absoarbe filtratul care parcurge membrana osmotică. Acest ansamblu este izolat pe ambele părţi cu folii impermeabile. Influentul de apă brută sub presiune este introdus printr-una din extremităţile laterale ale celulei de osmoză şi ajunge pe suprafeţele active ale membranelor osmotice prin intermediul cavităţilor de alimentare. După de parcurge membranele osmotice, filtratul este absorbit de straturile din material poros care îl conduce şi îl descarcă într-un tub central perforat de unde este evacuat sub formă de efluent de apă tratată printr-o conductă centrală. Substanţele reţinute pe suprafeţele active ale membranelor osmotice sunt antrenate de curenţii de apă brută, care nu traversează membrana osmotică, parcurg pe direcţie longitudinală cavităţile de alimentare şi părasesc celula de osmoză pe la cealaltă extremitate laterală, sub formă de soluţie concentrată.

1.4.3.3 Eliminarea substanţelor poluante prin electrodializă

Electrodializa este un procedeu de separare prin membrane a unei soluţii ionizate, prin care ionii din soluţie sunt transportaţi prin membrane semipermeabile, sub acţiunea unei potenţial electric. Membranele utilizate sunt anion sau cation selective, adică aceste membrane permit în timpul procesului de electrodializă trecerea doar a ionilor pozitivi, respectiv a ionilor negativi. Membranele cation-selective sunt realizate din polielectroliţi încărcaţi negativ care resping ionii negativi şi permit trecerea numai a ionilor pozitivi, în timp ce membranele anion-selective resping ionii pozitivi şi permit trecerea numai a ionilor negativi (vezi figura 1.58, în care este prezentata procesul de electrodializă pentru o aplicaţie tipică care este tratamentul de desalinizare a apelor sărăturate).

Fig. 1.58 Schema procesului de desalinizare prin electrodializă

Instalaţiile de desalinizare sunt constituite dintr-o multitudine de membrane cation şi anion selective plasate alternativ într-un bazin se creează o diferenşă de potenţial electric. În coloanele care se formează între membranele succesive se introduce influentul de apă sărăturată, şi apare o circulaţie de ioni astfel încât în anumite coloane ionii de sare sunt îndepărtaţi din apă care se desalinizează, în timp ce în alte coloane concentraţia de sare în apă creşte. Soluţia cu concentraţie crescută de sare este supusă procesului până la o valoare a concentraţiei de sare care face posibilă precipitarea acesteia, moment în care această soluţie este evacuată din instalaţie. De menţionat că în timpul procesului de electrodializă se acţionează doar asupra substanţelor ionizate, în timp cele care nu au sarcină electrică nu sunt afectate. De menţionat că membranele utilizate în instalaţiile de desalinizare prin electrodializă sunt fabricate din polistiren sulfonat pentru membranele cation-selective şi din polistiren cu amoniu cuaternar pentru membranele anion-selective. De asemenea se menţionează că pentru buna desfăşurare a procesul de desalinizare prin electrodializă influentul de apă sărăturată este supus unor tratamente preliminare (absorbţie pe carbon activ, floculare sau filtrare) pentru îndepărtarea suspensiilor solide cu dimensiuni mai mari de 10 μm, care pot înfunda pori membranelor iono-selective sau pentru îndepărtarea anionilor organici, coloizilor şi oxizilor de fier şi mangan, substanţe care neutralizează efectul iono-selectiv al membranelor.

Procedeul de electrodializă se mai aplică în tratamentul apelor uzate şi la eliminarea ionilor de amoniu sau a ionilor de metale.