C1_metode experimentale

CAPITOLUL 3. Stadiul actual al proceselor de coagulare-floculare

3 Stadiul actual al proceselor de coagulare – floculare

Particulele din apa naturala variaza ca origine, concentratie si marime. Acestea pot sa provina din sol sau din surse atmosferice (argile, organisme patogene, fibre de azbest) sau pot sa fie rezultatul proceselor chimice si biologice care au loc in apa bruta (alge, precipitat de CaCO3, FeOOH, detritus organic acvatic). Dimensiunile particulelor pot varia cu cateva ordine de marime, de la cateva zeci de nanometrii (virusuri) pana la cateva sute de micrometrii (microplancton). Toate aceste particule pot fi eficient indepartate din apa daca procesele de coagulare, sedimentare si filtrare au fost corect proiectate si sunt corect conduse. In figura 3.1 sunt prezentate dimensiunile celor mai frecvente particule din apa, in comparatie cu dimensiunea porilor materialului filtrant.

Figura 3-1. Dimensiuni pe tipuri de particule si tipuri de filtre [1].

Substantele humice reprezinta componenta organica majoritara din apele destinate potabilizarii. Acestea provin atat din sol cat si in urma proceselor chimice si biologice cum ar fi descompunerea vegetatiei. Expresia "materii organice naturale" este utilizata pentru a descrie un amestec complex de materii organice ca: acizi humici, acizi hidrofili, proteine, lipide, aminoacizi prezente in toate sursele de apa potabila. Caracterizarea si indepartarea acestor materii organice naturale conduce la reducerea riscului de formare a subprodusilor de dezinfectie.

1


Materiile organice naturale reprezinta principala sursa de carbon organic dizolvat din apele de suprafata. Acestea reprezinta un amestec de substante cu diferite caracteristici fizice si chimice. Operational, acestea pot fi clasificare in 2 fractiuni: humice si nonhumice. Fractia humica este hidrofoba si cuprinde acizii humici si fulvici [2]. Prin simpla scadere a pH-ului densitatea de sarcina a gruparilor acide (acizi humici sau fulvici) devine mai mica deoarece acestia trec in forma neionizata. In consecinta, cantitatea de substante humice indepartata (adsorbite pe hidroxidul metalic) depinde de disponibilitatea (concentratia) formelor asociate de acizi humici si fulvici.

3.1 Stabilitatea sistemelor coloidale apoase

3.1.1 Stabilitatea electrostatica

Particulele coloidale solide aflate intr-un mediu de dispersie lichid se vor misca in prezenta unui camp electric, ceea ce indica faptul ca particulele sunt incarcate electric. Semnul initial al sarcinii electrice poate fi pozitiv sau negativ; majoritatea coloizilor din apa bruta sau apa uzata au sarcina preponderent negativa. Semnul si marimea sarcinii initiale este frecvent influentata de pH-ul si continutul ionic al fazei lichide.

Sunt evidentiate trei procese importante de producere a acestei sarcini electrice [5]:

gruparile de la suprafata particulelor prin ionizare confera acestora

sarcina electrica:

gruparile de la suprafata particulei pot reactiona cu apa cedand sau

acceptand protoni; de exemplu pentru o particula de silice:

SiOH2+ SiOH + H+ (3-1)

SiOH SiO- + H+ (3-2)

In aceste reactii sarcina superficiala a particulelor depinde de pH-ul solutiei.

o suprafata de natura organica poate contine grupari functionale de tip

carboxil (COOH) sau grupari amino (NH2) care prin ionizare confera

particulelor sarcini electrice:

2


Materiile organice naturale din apa sunt molecule mari cu grupari functionale multiple care afecteaza comportarea electrica a sistemului in functie de pH. Acestea prezinta o densitate de sarcina mai mare de 10 pana la 100 ori decat densitatea de sarcina a particulelor coloidale;

gruparile de la suprafata particulelor pot reactiona in apa cu alti ioni

decat H+;

SiOH + Ca2+ SiOCa2+ + H+ (3-3)

SiOH + HPO42- SiOPO3H- + OH- (3-4)

Formarea complexului de la suprafata particulei implica reactii chimice specifice intre gruparile chimice de la suprafata solidului si cele din solutie; in acest caz, sarcina electrica depinde de compozitia chimica a solutiei.

imperfectiunile din structura cristalina a particulelor

Sarcina electrica poate aparea datorita imperfectiunilor din structura particulei; aceasta este numita inlocuire izomorfa sau substitutie. Aceasta este responsabila de sarcina electrica a multor minerale argiloase (substituirea unui atom de siliciu din reteaua tetraedrica cu unul de aluminiu in timpul formarii retelei, sau inlocuirea unui atom de aluminiu cu unul de Mg sau Fe (II) in reteaua octaedrica duc la aparitia sarcinii negative). Marimea si semnul sarcinii electrice rezultate prin inlocuiri izomorfe sunt independente de compozitia fazei apoase dupa formarea cristalului.

3

R

COO- COOH

R

NH3+

NH3+

R

COO- COO-

R

NH2

NH3+

-H+

+H+

-H+

+H+


3.1.2 Stabilitatea sterica

Stabilitatea sterica poate rezulta prin adsorbtia de polimeri la interfata solid-lichid (apa). Polimerii pot forma segmente adsorbite pe o suprafata solida, cu bucle si segmente care se extind in solutie [3] (figura 3.4). Polimerii adsorbiti pot sa aiba efect stabilizator sau destabilizator, in functie de cantitatea relativa de polimeri si particule solide, de afinitatea polimerului fata de solid si lichid, tipul si concentratia electrolitului si alti factori.

Gregory [4] a descris doua procese care pot genera o forta de respingere cand doua suprafete acoperite cu polimeri interactioneaza, datorita distantei mici dintre ele (figura 3.5). In primul caz, stratele adsorbite pot fi fiecare comprimate datorita coliziunii dintre ele, reducand astfel volumul ocupat de moleculele adsorbite. Rezulta o reducere a entropiei (restrictii in miscarea polimerilor) si aparitia unei respingeri intre particule.

Figura 3-2. Configuratia polimerilor de adsorbtie [3].

In cel de al doilea caz, si cel mai frecvent, stratele adsorbite se intrepatrund in urma coliziunii, conducand la cresterea concentratiei segmentelor de polimeri in zona de amestec. Daca segmentele de polimeri sunt puternic hidrofile, atunci acestea vor reactiona cu solventul si nu cu alte segmente de polimer, un eventual amestec al solutiei ducand la aparitia respingerii intre segmentele de polimeri.

Aceste procese pot apare aditional proceselor de adsorbtie de catre polimeri a sarcinilor particulelor si a fortelor de interactiune Van der Waals. Polimerii cu sarcina electrica (polielectrolitii) pot neutraliza incarcarea particulelor, iar polimerii organici pot reduce energia de interactiune datorata fortelor van de Waals.

4


Stabilizarea sterica este folosita frecvent in procesul de producere a coloizilor industriali, cum ar fi vopselele si ceara. Materialele organice naturale (ex: substante humice) sunt prezente totdeauna in resursele de apa, sub forma de polielectroliti anionici, capabili de adsorbtie la interfata cu lichidul si pot contribui la stabilitatea particulelor prin efecte sterice [6].

Figura 3-3. Doua posibile forme de interactiune a straturilor adsorbite care acopera polimerii, in cazul unui sistem coloidal stabil steric [4].

3.2 Destabilizarea sistemelor coloidale

3.2.1 Destabilizarea sistemelor coloidale apoase cu saruri metalice hidrolizabile

Cei mai utilizati reactivi pentru coagulare sunt sarurile metalelor Fe si Al si anume sulfatii si clorurile. In solutii apoase acesti ioni formeaza legaturi puternice cu atomii de oxigen a 6 molecule de apa, legaturile oxigen – hidrogen din moleculele de apa slabesc in intensitate iar un atom de hidrogen tinde sa treaca in solutie. Acest proces este cunoscut sub numele de hidroliza si are ca rezultat final formarea hidroxidului de aluminiu – figura 3.8 [8]. Moleculele de apa sunt de obicei omise cand se scriu reactiile de hidroliza, dar rolul lor este important in determinarea comportarii speciilor.

5

Al(H2O)63+ ion de aluminiu hidratat

H+

Al(OH)(H2O)52+ specie mononucleara

H+

Al13O4(OH)247+ specie polinucleara

H+

Al(OH)3(s) precipitat

H+

Al(OH)4- ion aluminat


Figura 3-4. Deprotonarea ionului de aluminiu hidratat [8].

Figura 3-5. Produsi de hidroliza ai aluminiului [8].

6


Figura 3-6. Diagrama de solubilitate a hidroxidului de aluminiu [5].

7


pH-ul tinde sa scada

Figura 3-7. Mecanisme de reactie posibile la adaugarea sarurilor pe baza de aluminiu in apa continand materii in suspensie si MON.

Mecanismele C si D

Precipitatul de hidroxid metalic si produsii de hidroliza solubili incep sa se formeze dupa ce necesarul de coagulant pentru mecanismele A si B a fost satisfacut. Edzwald si VanBenschoten [11] au argumentat ca tendinta pentru acest mecanism de reactie depinde de afinitatea relativa a produsilor de hidroliza fata de pozitiile libere de pe suprafata particulelor, de speciile capabile sa lege metale din solutie si de raportul dintre concentratiile efective ale acestora. Cand densitatea pozitiilor care leaga produsii de hidroliza metalici este relativ mica, reactia cu aceste pozitii disponibile si precipitarea hidroxidului au loc simultan. Clark si Srivastava, [16] au aratat ca mecanismul de reactie este influentat semnificativ si de calitatea si intensitatea amestecului.

Cand hidroxidul metalic incepe sa precipite in prezenta materiilor organice naturale, fractiunea din acestea cu masa moleculara mare (hidrofobe) tinde sa se adsoarba si sa acopere microcristalele coloidale (mecanismul C). Aceasta conduce la doze necesare de coagulant mari pentru ape care contin MON adsorbabil. Cand concentratia MON este relativ mare, particulele microcristaline vor avea o sarcina de suprafata negativa si vor ramane stabile si dispersate in solutie, proces denumit peptizare sau stabilizare sterica.

8

MON-COO-AlOH2+

Particule minerale=SiO-AlOH2+

Al(OH)3 + MON adsorbite

Al(OH)3

Specii de aluminiu solubile [Al(OH)4- ]

A

B

C

D

E

Adsorbtie

Precipitare si destabilizare

Precipitare

Flocon Solutie de coagulant pe baza

de Al (III)

Reactie de hidroliza

H+

H+ + HCO3- CO2 + H2O


Daca doza de sare hidrolizabila este crescuta aria suprafetei microcristalelor formate va creste si cantitatea de MON adsorbite pe unitatea de suprafata scade; la doze mari de saruri metalice hidrolizabile nu exista suficiente sarcini negative la suprafata pentru a stabiliza particulele de precipitat cu sarcina pozitiva si suspensia devine instabila formand flocoane care sunt constituite din precipitat de hidroxid metalic si MON adsorbite.

A fost aratat [17], [18] ca doza de sare metalica hidrolizabila necesara pentru a atinge acest punct este proportionala cu concentratia de MON din apa bruta. Edwards [19] a utilizat acest mecanism de adsorbtie a MON pe precipitat ca baza pentru un model de determinare a eficientei de reducere a MON prin coagulare cu saruri metalice hidrolizabile.

La doze de coagulant care depasesc doza necesara, formarea de precipitat conduce la formarea relativ rapida a unor flocoane vizibile. Acesta este numita coagulare prin precipitare sau " coagulare indusa". In multe cazuri viteza de floculare creste proportional cu volumul de precipitat din suspensie. Flocoanele formate prin precipitare implica atat interactiunea particulelor cu precipitatul de hidroxid metalic cat si contactul cu particulele de contaminant.

3.2.1.1 Interpretarea rezultatelor coagularii cu saruri metalice hidrolizabile

Coagularea este influentata de o serie de factori printre care cei mai importanti: alcalinitatea, pH-ul, concentratia MON, solubilitatea hidroxidului metalic format.

In continuare se prezinta un exemplu in care acesti factori sunt prezentati in sensul complicarii procesului de coagulare dar rezultatele pot fi analizate logic avand in vedere interactiile proceselor fizico-chimice care guverneaza procesul de coagulare.

Figura 3.12 reprezinta variatia concentratiei de aluminiu (mg/l) in functie de pH. Figura prezinta 2 curbe de titrare A si B suprapuse peste 4 curbe care redau cantitatea de precipitat de hidroxid de aluminiu proaspat.

9


Figura 3-8. Variatia concentratiei de hidroxid de aluminiu si aluminiu adaugat in functie de pH [5].

Pentru realizarea curbelor din figura 3.12 s-au folosit constantele din tabelul 3.2 si s-a presupus ca sulfatul de aluminiu are aciditatea de 0.111 mechiv/mg Al. Pentru curba de titrare A pH-ul initial a fost 8.7 iar alcalinitatea 3.5 mechiv/l iar pentru curba B pH = 7.5 si alcalinitatea 0.25 mechiv/l. In acest exemplu s-a presupus ca apa contine o cantitate de MON moderata (cca. 5 mg C/l) cu IAS (indice de adsorbtie specifica) relativ mare si cu o cantitate neglijabila de materii in suspensie. Figura 2.13 (a – d) arata variatia concentratiei de carbon organic, a turbiditatii, concentratiei de aluminiu rezidual si pH-ului in functie de doza de coagulant pentru conditiile de titrare corespunzatoare curbei A din figura 3.12.

Zonele I si II.

Doze de aluminiu mai mici de 1 mg Al/l au efect neglijabil asupra reducerii concentratiei de carbon organic total si a turbiditatii prin filtrare. In intervalul de dozare I (doze mai mici de 0.5 mg Al/l) produsul de solubilitate al hidroxidului de aluminiu nu a fost depasit, consecinta fiind ca intreaga concentratie de aluminiu dozat se gaseste ca aluminiu dizolvat in apa tratata. La doze mai mari de 0.5 mg Al/l (pana la 1 mg/l) se depaseste valoarea produsului de solubilitate al hidroxidului de aluminiu si incepe formarea de microcristale de hidroxid de aluminiu. In aceasta faza precipitatul de Al(OH)3 este o suspensie coloidala stabila de microcristale acoperite cu MON. Deoarece particulele nu sunt filtrabile turbiditatea incepe sa creasca si

10


reducerea COD este neglijabila. La doze de pana la 1 mg Al/l (12.8 mg Al 2(SO4)3*14 H2O/l) intreaga cantitate de aluminiu dozat se regaseste in apa tratata (solubil si sub forma microcristalina) – fig 3.13 c.

Zona III

Cuprinde doze de aluminiu intre 1 si 10 mg Al/l; in acest interval aria suprafetei particulelor de precipitat incepe sa creasca, densitatea MON adsorbite pe suprafata incepe sa scada devenind mai mica decat cantitatea necesara pentru a stabiliza particulele microcristaline si suspensia incepe sa floculeze. Concentratia de carbon organic total, turbiditatea si concentratia de aluminiu rezidual din apa tratata incep sa scada. Daca MON au greutate moleculara mare, speciile hidrofobe cu tendinta puternica de a se adsorbi pe suprafata precipitatului de hidroxid metalic, concentratia de carbon din apa tratata scade brusc (fig. 3.13a). Daca MON din apa au o distributie variata a masei moleculare si afinitate diferita fata de precipitatul metalic reducerea concentratiei COD va fi gradata si nu se va ajunge la concentratii foarte mici nici chiar la doze mari de coagulant. Doza de aluminiu care initiaza reducerea semnificativa a carbonului organic este proportionala cu concentratia de carbon organic initiala.

pH-ul scade cu cresterea dozei de aluminiu in zona III (fig. 3.13). Cu cat pH-ul tinde spre 6 (pH-ul minimei solubilitati a hidroxidului de aluminiu) concentratia de aluminiu rezidual din apa scade devenind minima in jurul valorii pH-ului de 6 (fig. 3.13c).

Zona IV

Corespunde la doze de aluminiu mai mari de 10 mg Al/l. Prin cresterea dozei pH-ul trece de valoarea 6 (scade brusc) si filtratul se concentreaza in aluminiu rezidual datorita formarii speciilor solubile de aluminiu. Sarcinile in exces pot stabiliza particulele si pot conduce la dispersarea acestora. Aceste schimbari in solubilitatea precipitatului pot conduce la eficiente scazute de reducere a turbiditatii si carbonului organic.

In cazul apelor cu alcalinitate initiala mica (curba de titrare B) cantitatea de precipitat formata la pH-ul minimei soluilitati a hidroxidului de aluminiu (pH = 6) este mai mica decat cea necesara reducerii MON. In plus, datorita formarii unor microcristale care nu ajung la stadiul de flocoane cantitatea de aluminiu introdusa in apa se va regasi in apa tratata. In asemenea situatii, pentru imbunatatirea performantelor coagularii este necesara fie cresterea acalinitatii utilizand o baza fie utilizarea de reactivi bazici (policlorura bazica de aluminiu).

11


Figura 3-9. Evolutia concentratiei de carbon organic total (a), turbiditatii (b), concentratiei de aluminiu rezidul (c), pH-ului (d) pentru proba filtrata in functie de doza de sulfat de

aluminiu intr-un test de coagulare-floculare [5].

3.2.1.2 Coagularea materiilor organice naturale

Substantele humice sunt omniprezente in sursele de apa de suprafata si se regasesc in multe dintre apele subterane. Ele sunt de origine naturala, fiind derivate din sol si din materiale vegetale intrate in putrefactie sau produse in apele de suprafata si sedimente din procesele biologice. Acestea pot cauza probleme in statiile de tratare a apei. Printre acestea:

(1) formarea de trihalometani si alti compusi organici halogenati la adaugarea clorului pentru dezinfectie,

(2) prezenta culorii in apa,

12

0

10

20

30

40

50

60

1 10 100 1000

Doza sulfat de aluminu (mg/l)

Cu

loa

rea

filt

rat

(un

ita

ti P

t-C

o) Apa bruta - 50 unit Pt-Co


(3) epuizarea rapida a capacitatii de adsorbtie a stratului de carbune activ,

(4) posibilitatea transportului unor poluanti organici si anorganici si a complecsilor humici prin instalatiile de tratare a apei.

In prezent, interesul in domeniul indepartarii COD din sursele de apa s-a extins in domenii de concentratii mai reduse ale COD, iar aceste diferente pot conduce la schimbari in tehnologia de tratare.

Rezultatele unui test de coagulare-floculare pentru o apa din New York sunt prezentate in in cele ce urmeaza [5]. Apa bruta a avut urmatoarele caracteristici:

Tabel 3-1. Caracteristicile apei brute utilizate in experiment [5].Caracteristici AB U.M. Valoare

pH unitati 7.6Alcalinitate mechiv/l 1TDS mg/l 190Turbiditate NTU 0.9Culoare unit. Pt - Co 50TOC mg/l 9

S-a folosit pentru coagulare sulfatul de aluminiu [(Al2SO4)3.18H2O] de puritate analitica, doza fiind exprimata in mg produs/l. Efectul dozei de coagulant asupra reducerii MON a fost determinat prin filtrarea unei parti din supernatant printr-o membrana cu dimensiunea porilor de 0.45 µm. Sedimentarea nu a fost eficienta datorita turbiditatii mici a apei brute care a condus la flocoane cu densitate mica greu sedimentabile.

Figura 3.16 arata variatia culorii filtratului in functie de doza de coagulant. Culoarea a fost redusa cu 20% prin filtrarea pe membrana fara adaugarea coagulantului. Este evident faptul ca o reducere semnificativa necesita o doza de coagulant de 40 mg sulfat de aluminiu/l (3.2 mg Al/l). Culoarea nu a putut fi determinata la valori mai mici de 5 unit. Pt – Co.

13


Figura 3-10. Efectul dozei de sulfat de aluminiu asupra culorii filtratului [5].

In studiu a fost determinata concentratia de aluminiu rezidual si turbiditatea pe probe de apa filtrata. Evolutia acestor parametrii in functie de doza de sulfat de aluminiu este prezentata in figura 3.18. Pentru doze de sulfat de aluminiu pana la 25 mg/l cea mai mare parte a aluminiului adaugat se regaseste in apa tratata. Cresterea turbiditatii cu doza de sulfat de aluminiu sugereaza faptul ca aluminiul este prezent sub forma coloidala. La doze de cca. 30 mg/l sulfat de aluminiu (2.4 mg Al/l) turbiditatea si concentratia de aluminiu din apa filtrata scad brusc ceea ce indica faptul ca incepe formarea de flocoane filtrabile. La doze mai mari de 100 mg/l sulfat de aluminiu concentratia de aluminiu din apa filtrata incepe sa creasca; aceasta comportare poate fi atribuita solubilitatii hidroxidului de aluminiu la valori scazute ale pH-ului indicate in figura 3.19.

14


Figura 3-11. Variatia turbiditatii filtratului si a concentratiei de aluminiu din filtrat cu doza de sulfat de aluminiu [5].

Din cele aratate anterior se poate concluziona ca unul din factorii care influenteaza semnificativ eficientele de reducere prin coagulare a particulelor coloidale si a materiilor organice naturale este pH-ul, acesta determinand de fapt mecansimul prin care are loc destabilizarea sistemului. In sectiunea urmatoare se vor prezenta concluziile unor studii care au avut la baza procesul de coagulare la pH controlat – "coagularea avansata".

3.2.2 Coagularea avansata

Procesul cunoscut sub denumirea de "coagulare avansata" a aparut ca urmare a necesitatii obiective de reducere a materiilor organice naturale (MON) in filierele de tratare. Analiza sistematica a substantelor care conduc la formarea subprodusilor de reactie la tratarea cu clor, Stevens [40], respectiv Edzwald [41] au demonstrat existenta unei relatii liniare intre continutul de carbon organic din apa si cantitatea de subprodusi formati in urma aplicarii dezinfectantului. De asemenea, Edwards [19] elaboreaza o relatie liniara intre DOC si subprodusii organo-clorurati.

(3-5)

unde:

THMFP (g/l) – potential de formare a trihalometanilor;

15


TOC (mg/l) – concentratie de carbon organic total.

Reducerea concentratiei substantelor organice aflate in apa inainte de aplicarea dezinfectantului poate sa conduca la o scadere a concentratiei de subprodusi rezultati. Experimente realizate in numeroase statii de tratare din lume au demonstrat ca alegerea riguroasa a punctului de introducere al clorului, controlul procesului de coagulare pentru o reducere avansata a MON, independent sau impreuna, pot conduce la reducerea substantiala a formarii subprodusilor.

Reglementarea privind dezinfectantul/subprodusii de dezinfectie (D/DBP1

Rule) propusa de USEPA (Agentia de protectie a mediului din SUA) solicita implementarea coagularii avansate ca strategie de reducere a materiior organice naturale, aceasta asigurand limitarea formarii tuturor subprodusilor de dezinfectie, nu numai a trihalometanilor ci si acizilor haloacetici pentru care este propus nivelul maxim de contaminare. Reglementarile propuse se aplica statiilor de tratare conventionale care trateaza ape de suprafata sau subterane aflate sub influenta apelor de suprafata.

Statiile care ating concentratia reziduala a TOC sub 2 mg/l inainte de aplicarea continua a dezinfectantului se considera a fi in concordanta cu modelul coagularii avansate.

Agentia pentru Protectia Mediului din Statele Unite a recunoscut coagularea (respectiv dedurizarea) avansata si adsorbtia pe carbune activ ca cele mai bune tehnologii pentru controlul precursorilor de formare a trihalometanilor [56]. Coagularea avansata a fost selectata ca prim pas in alegerea tehnologiilor deoarece aceasta poate fi implementata in cea mai mare parte a uzinelor de apa utilizand infrastructura existenta

Reglementarea privind coagularea avansata are ca scop obtinerea unei reduceri semnificative a TOC-ului cu cheltuieli minime de investitie. Deoarece reducerea procentuala a TOC este mai putin dificila in cazul unei concentratii initiale mai ridicate, cerinta privind procentul cu care trebuie redus TOC, creste odata cu cresterea concentratiei initiale a TOC. Coagularea optima a materiilor organice naturale folosind sulfatul de aluminiu se produce la valori ale pH-ului cuprinse intre 5 si 6. Pentru a ajunge la aceasta valoare optima a pH-ului, uzinele de apa care trateaza apa bruta cu alcalinitate ridicata vor avea nevoie de mai mult reactiv (costuri mai ridicate) decat cele care trateaza apa cu alcalinitate mai scazuta. Din acest motiv procentul necesar de reducere a TOC din tabelul 3.4 scade odata cu cresterea alcalinitatii apei brute. Reducerea TOC se poate realiza prin dozarea in apa numai a coagulantului, sau a coagulantului si a unei solutii acide.

Tabel 3-2. Conditia 1: Reducerea procentuala a TOC [5], [26].TOC Alcalinitatea apei brute – mg/l CaCO3

1 D/DBP – Disinfectants/Disinfection By-Products

16


mg C/dm3 0-60 60-120 >1202.0-4.0 35% 25% 15%4.0-8.0 45% 35% 25%

>8.0 50% 40% 30%

Un studiu cu rezultate de incredere privind coagularea avansata pe doua surse de apa bruta folosite pentru alimentarea cu apa a 15 milioane de locuitori: S1 (Colorado River Water) si S2 (California State Project Water) este prezentat in [42]. Ambele surse contin apa de buna calitate, fara poluanti industriali. Turbiditatea, carbonul organic total (TOC), UV254 sunt mai ridicate in cazul sursei S2. Alcalinitatea si duritatea sunt mai ridicate in cazul sursei S1. Parametrii de calitate pentru cele doua surse sunt prezentati in tabelul 3.5.

Tabel 3-3. Parametrii de calitate pentru cele 2 surse de apa bruta.

Parametru de calitate Apa bruta – S2

Apa bruta - S1

Turbiditate (NTU) 1.1-3.5 0.64 – 1.7

Mobilitate electroforetica (µm, s-1, V-1,cm)

-1.13 .. –1.51 -0.84 .. –1.29

pH 7.85 – 8.2 8.13 – 8.34

TOC (mg C/l) 3.79 – 3.94 2.41 – 2.68

THMFP (µg/l) 378 – 403 100 – 127

Alcalinitate ( mg/l CaCO3) 74 – 75 132 – 135

Duritate ( mg/l CaCO3) 106 – 112 287 – 293

Absorbtie UV la 254 nm (1/cm) 0.115 – 0.119 0.033 – 0.038

Bromuri (mg/l) 0.3 0.07

Nota: THMFP – potentialul de formare trihalometani.

Experimentele s-au efectuat pe o instalatie pilot si a fost adoptata filiera tehnologica prezentata in figura 3.26.

acid sulfuric pentru ajustare pH

17UNITATE DE AMESTEC RAPIDG = 300s-1, t = 2 min.


sulfat de aluminiu polimer cationic

0 – 60 mg/l 1 – 2 mg/l

Q = 0.28 l/s

Q = 0.28 l/s

poliacrilamida nonionica (0.02 mg/l)

Figura 3-12. Filiera de tratare [71].

S-au efectuat analize pe urmatoarele probe de apa:

- apa bruta – probele s-au recoltat inainte de adaugarea reactivilor in apa. S-au efectuat analize zilnice pentru: pH, turbiditate si saptamanale pentru: TOC, UV254, THMFP;

- apa coagulata – s-au determinat urmatorii parametri: pH, turbiditate;

- apa filtrata – s-au determinat urmatorii parametrii: pH, turbiditate, TOC, UV254 si THM.

Pentru comparatie, experimentele s-au realizat atat la pH-ul natural al apei brute cat si la pH=5.5. Valoarea pH=5.5 a rezultat in urma jar-testelor preliminare, care au indicat ca aceasta valoare este optima pentru reducerea TOC care sa evite formarea trihalometanilor [71].

Din punct de vedere al reducerii turbiditatii apei filtrate s-a constatat ca la doze mai mari de 20 mg/l sulfat de aluminiu se obtin valori sub 0.1NTU, mecanismul principal fiind prin precipitare indiferent de pH-ul de coagulare adoptat.

Reducerea absorbtiei UV254 si a continutului TOC functie de doza de coagulant a fost mai mare in cazul sursei S2 fata de sursa S1 (figurile 3.27 si 3.28). Acest comportament se datoreaza proportiei mai mari de substanta humica in apa S2, substanta humica fiind indepartata prin coagulare mult mai eficient decat componenta non-humica a materiei organice naturale [72, 73].

18

BAZIN DE FLOCULARE3 trepte: 70s-1, 20s-1, 10s-1, t = 10 min.

BAZIN DE SEDIMENTARE

FILTRU 2- 50 cm antracit, d=1.0 mm- 20 cm nisip cuartos, d=0.6 mm- 8 cm pietrisih = 14.7 m3/h,m2

FILTRU 3 - 50 cm antracit, d=1.0 mm- 20 cm nisip cuartos, d=0.6 mm- 8 cm nisip, d=0.22 mm- 5 cm pietrisih = 14.7 m3/h,m2

FILTRU 1 - 50 cm antracit, d=1.0 mm- 20 cm nisip cuartos, d=0.6 mm- 8 cm pietrisih = 14.7 m3/h,m2

0

10

20

30

40

0 10 20 30 40 50 60


Efi

cie

nta

de

re

du

ce

re T

OC

(%

)

pH naturalpH = 5.5

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efi

cien

ta d

e re

du

cere

UV

(%

)pH naturalpH = 5.5

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efi

cie

nta

de

re

du

ce

re T

OC

(%

)

pH naturalpH = 5.5

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efi

cien

ta d

e re

du

cere

UV

(%

)

pH naturalpH = 5.5


Valorile IAS obtinute (297 dm3/mg,cm pentru S2 si 149 dm3/mg,cm pentru S1) confirma teoria de mai sus cu privire la componenta substanta humica. Deoarece absorbtia UV de catre apa bruta indica gradul de aromaticitate a materiei organice naturale, IAS reflecta cantitatea de materie organica considerata a fi substanta humica. Este unanim recunoscut faptul ca sursele de apa bruta cu un coeficient IAS ridicat contin cantitati (procente) importante de substante humice.

a. b.

Figura 3-13. Eficienta de reducere a TOC (a) si UV254 (b) in functie de doza de sulfat de aluminiu la pH natural si pH = 5.5 pentru sursa S1.

Valoarea optima a pH-ului pentru reducerea MON prin coagulare este cuprinsa in intervalul pH=5.0-6.0. Rezultatele obtinute de unii cercetatori indica clar imbunatatirea reducerii MON prin coborarea pH-ului coagularii la pH=5.5. In cazul unor doze scazute de coagulant (<10 mg/l sulfat de aluminiu) efectul favorabil al coagularii la pH=5.5 se explica prin formarea complecsilor insolubili aluminiu-humati.

Pentru doze de sulfat de aluminiu >20 mg/l coagularea favorabila se explica prin cresterea adsorbtiei MON de catre precipitatul amorf de hidroxid de aluminiu.

19


a. b.

Figura 3-14. Eficienta de reducere a TOC (a) si UV254 (b) in functie de doza de sulfat de aluminiu la pH natural si pH = 5.5 pentru sursa S2.

3.2.2.1 Efecte secundare ale coagularii avansate

Implementarea coagularii avansate necesita modificari de proces pentru uzinele de apa. Aceste modificari pot avea efecte secundare care pot fi pe de o parte benefice (imbunatatirea dezinfectiei la pH redus) sau negative (producerea unor cantitati mai mari de namol) [25].

Problemele legate de efectele secundare ale implementarii coagularii avansate pot fi reduse daca inainte se evalueaza aceste efecte prin studii la nivel de laborator si pe instalatii pilot. Aceste studii vor considera problemele legate de: coroziune, indepartarea particulelor, concentratia reziduala a metalelor din apa tratata, dezinfectia si subprodusii de dezinfectie, alte probleme specifice de la caz la caz.

Evaluarea implementarii coagularii avansate trebuie sa tina seama de toate problemele care pot sa apara la scara industriala.

Coagularea avansata poate afecta controlul contaminantilor anorganici: fier, mangan, aluminiu, sulfati, cloruri, sodiu. Tehnicile prin care acesti contaminati pot fi mentinuti sub limitele maxim admise pentru apa potabila in cazul implementarii coagularii avansate pot conduce la rezultate favorabile.

Aluminiu

Concentratii de aluminiu pot trece prin filtre si pot determina o serie de probleme in sistemul de distributie. Aluminiul poate precipita dupa filtrare conducand la o turbiditate a apei filtrate, se poate depune in sistemul de distributie conducand la reducerea capacitatii de transport . Aluminiul este frecvent gasit in depozitele din conductele principale si de serviciu reducand dizolvarea metalului in apa. Concentratia maxima de aluminiu in apa potabila a fost stabilita la 0.2 mg/l pentru a preveni precipitarea in reteaua de distributie.

Concentratia de aluminiu poate fi controlata in apa potabila prin:

controlul pH-ului inaintea filtrarii incat acesta sa fie in domeniu de minima solubilitate (6.2 – 6.8);

optimizarea procesului de filtrare;

controlul concentratiei de aluminiu din var.

20


Solubilitatea minima a aluminiului se realizeaza in domeniul de pH 6.2 – 6.5. Uzinele de apa care opereaza la valori ale pH-ului mai mici de 6 si care nu regleaza valoarea acestuia inainte de filtrare se pot confrunta cu probleme datorate unei concentratii mari de aluminiu dizolvat in apa filtrata. Solubilitatea aluminiului creste remarcabil la valori ale pH-ului mai mari de 8.

Aluminiul coloidal poate trece prin filtre in cazul in care acestea nu functioneaza la parametri optimi. Pentru inlaturarea acestui neajuns se pot adauga adjuvanti de coagulare de tipul polimerilor organici.

Cantitati semnificative de aluminiu pot fi introduse in apa cu introducerea varului pentru reglarea pH-ului, dat fiind faptul ca varul poate contine aluminiul ca impuritate. In cazul ajustarii pH-ului cu apa de var dupa filtrare acesta ajunge direct in sistemul de distributie.

Daca se opereaza la pH optim, filtrele functioneaza in conditii optime, varul are concentratie mica de contaminanti, si totusi concentratia de aluminiu rezidual din apa tratata depaseste limitele admise se poate recurge la schimbarea sulfatului de aluminiu cu reactivi pe baza de fier, respectiv a varului cu hidroxid de sodiu.

Mangan

Concentratii de mangan peste limita maxim admisa pot determina probleme legate de culoarea apei. Indepartarea manganului din apa se realizeaza de regula prin oxidare – coagulare – filtrare. Oxidarea are drept scop transformarea speciilor de mangan solubil in mangan insolubil (MnO2) insa nu trebuie sa se ajunga la specii de MnO4

- solubile. Viteza de oxidare a manganului creste cu cresterea pH-ului. Coagularea avansata implica reducerea pH-ului. Prin urmare daca manganul este oxidat complet inainte de coagulare reducerea pH-ului nu are influenta asupra reducerii manganului, in schimb daca oxidarea se face dupa coagulare (interoxidare) pH-ul scazut poate afecta indepartarea acestuia.

O alta sursa de contaminare cu mangan o reprezinta sarurile de fier pentru coagulare utilizate in doze ridicate.

Sulfati, cloruri, sodiu, fier

Indepartarea clorurilor, sulfatilor si a sodiului din apa nu este fezabila din punct de vedere economic. Limita maxim admisa pentru apa potabila atat pentru concentratia de cloruri cat si pentru concentratia de sulfati este de 250 mg/l din motive de coroziune. Daca concentratiile pot depasi aceste limite ca urmare a implementarii coagularii avansate se poate recurge la utilizarea de coagulanti si/ sau acizi alternativi.

Concentratia de fier poate creste in apa tratata in cazul utilizarii sarurilor de fier pentru coagulare daca nu se respecta domeniul de solubilitate minima pentru fier.

Controlul coroziunii

21


Parametrii de calitate ai apei care au impact asupra coroziunii sistemului de distributie sunt: pH, alcalinitate, TOC, aluminiu, sulfati, cloruri, duritatea, oxigenul dizolvat, concentratia de dezinfectant rezidual. Toti acesti parametrii se pot schimba daca se recurge la coagulare avansata.

Tabel 3-4. Efectele modificarii unor parametrii de calitate ai apei ca urmare a coagularii avansate asupra coroziunii [25].

ParametruEfectul

coagularii avansate

Impact

Pb Cu FePb din aliaje

Beton

TOC Θ 1 2 Θ Θ

Alcalinitate

Aluminiu Θ

1 2

pH Θ

Sulfati Θ

Θ

Cloruri Θ

Θ

Nota:1 – se aplica pentru cupru; 2 – se aplica pentru subprodusii cuprului; – creste; – scade;Θ - ramane neschimbat; – efect necunoscut.

Tabelul 3.6 poate fi utilizat pentru analiza initiala a problemelor care pot sa apara daca se doreste implementarea coagularii avansate. De exemplu, daca apa bruta contine cantitati importante de cloruri si exista antecedente privind coroziunea, atunci trebuie evitati coagulantii care introduc cloruri. De asemenea, avand in vedere ca procesul de coagulare avansata conduce intotdeauna la o reducere a pH-ului trebuie considerata ajustarea pH-ului apei tratate.

Influenta coagularii avansate asupra dezinfectiei

Implementarea coagularii avansate influenteaza dezinfectia prin schimbarea pH-ului si a necesarului de dezinfectant. Reducerea pH-ului conduce la imbunatatirea dezinfectiei in cazul clorului si ozonului dar la o scadere a efcientei dioxidului de clor.

22


In cazul dezinfectiei cu clor, implementarea coagularii avansate conduce atat la marirea eficientei datorita reducerii pH-ului cat si la scaderea dozei de clor necesare datorita reducerii avansate a concentratiei de materii organice naturale din apa.

In cazul utilizarii ozonului pentru oxidare, diminuarea pH-ului necesar coagularii avansate si reducerea concentratiei de carbon organic total conduce la scaderea necesarului de ozon si la reducerea vitezei de descompunere a acestuia.

Oxidarea cu dioxid de clor poate fi afectata de reducerea pH-ului in procesul de coagulare avansata.

Reducerea particulelor si organismelor patogene

Flocoane obtinute in coagularea avansata, de obicei sunt mai usoare si mai fragile ceea ce conduce la trecerea acestora din decantor in filtre conducand la colmatarea acestora si la spalari mai frecvente.

Reducerea pH-ului aplicand doze de coagulant mari poate avea ca rezultat restabilizarea particulelor si cresterea turbiditatii apei decantate. Apele care pun aceasta problema sunt cele la care mecanismul de destabilizare a particulelor este prin neutralizarea sarcinii, deoarece dozele optime de coagulare sunt diferite pentru particulele coloidale si TOC (44).

Implementarea coagularii avansate poate conduce, de asemenea la o mai buna reducere a microorganismelor patogene de tipul G. lamblia si G. parvum.

Coagularea avansata conduce la o scaderea a cantitatii de namol rezultat datorita micsorarii dozei de coagulant prin reducerea pH-ului, la cresterea concentratiei de substante organice din acesta prin reducerea avansata a TOC dar si la o crestere a umiditatii acestuia.

Studiile din literatura au aratat ca gradul de reducere a carbonului organic dizolvat din apa este dependent de conditiile de coagulare, matricea de calitate a apei si procesul de tratare. Comparativ cu coagularea conventionala, coagularea avansata (la pH redus) si coagularea optimizata (prin alegerea optima a reactivilor) pot conduce la reduceri aditionale de 30 – 35% pentru DOC respectiv 20 – 25% pentru BDOC. Pentru apele cu continut moderat si mare de substante humice optimizarea procesului de coagulare poate sa fie o solutie eficienta si ieftina de control a MON. Pentru ape cu continut scazut de carbon organic dizolvat si alcalinitate ridicata procesul de optimizare a coagularii nu conduce la o crestere semnificativa a eficientei de reducere a MON fiind necesare procese aditionale de tratare.

Uzinele de apa care sunt expuse cresterii concentratiei de trihalometani in apa potabila sunt cele care trateaza apa de suprafata dar si cele care trateaza apa subterana aflata sub influenta directa a apei de suprafata.

Uzinele de apa care nu se incadreaza prin tehnologia aplicata in conditiile impuse in tabelul 3.4 pot efectua teste la nivel de laborator si pe instalatii pilot privind posibilitatea incadrarii in limitele impuse prin modificarea dozelor de

23

Colectare date calitate apa bruta si apa tratata

Evaluare conformitate cu criteriile coagularii avansate sau cu criterii alternative

Conformare

Procentul de TOC indepartat este mai mare decat cel impus la coagulare avansata

Evaluare capacitate de conformare la cerintele privind reducerea TOC

Poate sistemul sa realizeze cerintele de reducere a TOC?

Dezvoltare strategie pentru implementare coagulare avansata la scara industriala

Realizare teste pe instalatii pilot

Implementare coagulare avansata

Teste de laborator pentru a stabili alternative de reducere a TOC

Cerere aprobare % de reducere alternativ

DA

NU

DA

NU

NU

DA

DA

% TOC indepartat mai mare decat cerinta

NU

DA


coagulant. Daca prin modificari de doza nu se ajunge la reducerea concentratiei de carbon organic total in procent cel putin egal cu cel din tabelul 3.4 este necesara implemantarea coagularii avansate.

Exista situatii in care calitatea apei brute nu permite reducerea corespunzatoare a concentratiei de materii organice nici prin aplicarea coagularii avansate. In aceste situatii se poate trece la optimizarea procesului de coagulare-floculare prin schimbarea reactivilor sau prin aplicarea combinatiilor de reactivi de coagulare – floculare.

Conform DBP Rule o concentratie de carbon organic total mai mare de 2 mg/l in apa tratata conduce la necesitatea implementarii coagularii avansate.

In figura urmatoare sunt prezentate etapele pentru conformarea la criteriile coagularii avansate.

24


Figura 3-15. Etapele conformarii la cerintele coagularii avansate.

3.3 Reactivi utilizati in procesul de coagulare-floculare

Alegerea coagulantului este determinata de natura apei care va fi tratata, rezultatele care se doresc a se obtine (eliminarea culorii sau a turbiditatii) si de costul acestuia.

3.3.1 Sarurile de aluminiu

Sulfatul de aluminiu

25


Formula Al2 (SO4)3 x18H2O (masa moleculara = 666 g/mol)

Forme disponible: solid sau lichid

Doze uzuale de tratare: de la 10 la 100 g/m3, sub forma de solutii la 100 - 200 g/ m3,

Domeniu de pH:de la 5,7 la 7,5

Generalitati, caracteristici, performante :

o unul dintre cei mai utilizati coagulanti in producerea apei potabile.

o produs acid dar putin periculos.

o foarte eficace mai ales in ceea ce priveste eliminarea turbiditatii si materiilor organice (eficiente de pana la 70 -80 %)

o reduce puternic pH-ul si alcalinitatea apei.

La introducerea sulfatului de aluminiu in apa, are loc reactia de hidroliza, pe baza alcalinitatii naturale a apei data de bicarbonati (HCO3

-) si carbonati (CO32-), care

decurge conform ecuatiei:

Al2(SO4)3 + 3 Ca(HCO3)2 + 6 H2O 2 Al (OH)3 + 3 CaSO4 + 6 CO2 + 6 H2O (3-6)

pH-ul la care are loc reactia este 6,5-7.0 (la care solubilitatea hidroxidului de aluminiu este minima).

Aluminatul de sodiu

Formula: Al2O3. Na2O x nH2O

Forme disponibile: solid sau lichid

Doze uzuale de tratare: de la 10 la 40 g/m3 de NaAlO2

Generalitati, caracteristici, performante:

o utilizat in producerea apei potabile.

o preferat sulfatului de aluminiu atunci cand apa tratata este acida.

o mareste pH-ul apei.

Policlorura bazica de aluminiu (PCBA) sau polihidroxiclorura de aluminiu

Formula: Aln (OH)p (Cl)3n-p

Forme disponibile: lichid

26


Doze uzuale de tratare: 10 la 60 g/m3 si pentru un domeniu de pH relativ extins.


o se utilizeaza in doze mici in raport cu sulfatul de aluminiu.

o rezerva se prepara in situ la marile instalatii.

o nu modifica semnificativ pH-ul si alcalinitatea deoarece in momentul hidrolizei sale este prepolimerizat.

o reactioneaza foarte rapid.

o asigura o eficienta buna in eliminarea materiilor organice.

Polihidroxiclorosulfati de aluminiu sau policlorosulfati bazici de aluminiu

Formula: Alm(OH)n (SO4)k (Cl)3m - n - 2k

Forme disponibile: lichid

Doze uzuale de tratare: 10 la 60 g/m3, pentru o gama importanta de pH , de la 6 la 9 (utilizarea lor conduce adesea la o doza de tratare inferioara celei de sulfat de aluminiu, exprimata in mol de Al).


o sunt mai putin acizi decat sarurile de aluminiu clasice; conduc la reduceri nesemnificative ale pH-ului pentru ca sunt prepolimerizati.

Continutul de aluminiu rezidual sau remanent, in apa tratata variaza in fucntie de doza de sulfat adaugata, de pH.

Pentru apa potabila se admite un continut de 0,2 mg/l Al3+ conform Legii 458/2002 privind calitatea apei potabile.

3.3.2 Sarurile de fier

Clorura ferica

Formula: FeCl3 x 6H2O (solida) ; Fe Cl3 35 % (solutie)

Forme disponibile: lichida, solida

Doze uzuale de tratare: 5 - 60 g/m3, sub forma de solutie comerciala sau diluata la 20%, la pH cuprins intre 5 si 8,5


o produs acid si coroziv.

27


o clorura ferica are o afinitate mai mare pentru substantele humice comparativ sulfatul de aluminiu si este mai eficienta in procesul de indepartare a culorii.

Clorosulfatul feric

Formula: FeClSO4 (187 g/mol)

Forme disponibile: lichida

Doze uzuale de tratare: asemanatoare cu cele de clorura ferica (exprimate in fier), la pH cuprins intre 5 si 8,5


o produsul este acid.

o se utilizeaza in general o doza inferioara celei de sulfat de aluminiu.

Sulfatul feric

Formula :Fe2(SO4)3, 9H2O (masa molara : 562 g/mol)

Forme disponibile : lichida, solida

Doze uzuale de tratare : 10 la 100 g/m3


o produs coroziv.

Sulfatul feros

Formula: FeSO4. 7H2O (masa molara : 278 g/mol)

Forme disponibile: lichida

Doze de tratare:10 la 40 g/m3, cu solutii de 200 g/l.


o produs acid, putin periculos.

o utilizat pentru apele cu pH mai mare de 7,8.

o manganul este principala impuritate pe care o contine (pana la 3 g/l); trebuie deci aplicata o doza de tratare care sa nu antreneze o concentratie de mangan mai mare de 50 µg/l.

28


3.3.3 Adjuvanti de coagulare

Adjuvantii de coagulare sunt substante naturale sau de sinteza utilizate in scopul imbunatatirii performantelor procesului de coagulare, in sensul obtinerii unor flocoane mari cu rezistenta la forfecare mai mare.

Primii adjuvanti de coagulare utilizati au fost silicea activa (de natura minerala) si amidonul respectiv alginatii (de natura organica). Dezvoltarea polimerilor sintetici pentru tratarea apei a condus la eficiente de coagulare mult imbunatatite.

Dozele de adjuvanti de coagulare trebuie determinate cu precizie prin teste de coagulare-floculare si daca este necesar prin teste pe namolul obtinut (sedimentare si determinare coeficient de coeziune). O influenta semnificativa asupra eficientelor induse de adaosurile de polimeri o are intervalul de timp dintre injectia coagulantului si injectia adjuvantului de coagulare; polimerii pot conduce la eficiente ridicate numai daca sunt injectati dupa ce faza de micro-floculare este completa. Acest interval de timp este influentat de, compozitia apei si de temperatura si este necesar sa fie stabilit prin determinari experimentale pentru fiecare caz in parte.

Utilizarea floculantilor conduce pe langa cresterea eficientei procesului de coagulare, la volume de namol mai mici.

3.3.3.1 Tipuri de floculanti utilizati in tratarea apei

3.3.3.1.1 Floculanti naturali

Silicea activa

Utilizarea silicei active in tratarea apei a condus la rezultate bune in special combinata cu sulfatul de aluminiu in cazul apelor reci. Dozele uzuale sunt de 0.5 – 4 mg/l SiO2. Principala problema in utilizarea silicei active este instabilitatea acesteia ceea ce face necesara prepararea imediat inainte de utilizare prin neutralizarea partiala a alcalinitatii silicatului de sodiu cu acid sulfuric la pH controlat. Nerespectarea conditiilor de pH si concentratie conduce la polimerizarea acesteia si colmatarea instalatiei de preparare, dozare.

Alti aditivi minerali

aluminosilicati;

aditivi care nu actioneaza ca floculanti dar conduc la cresterea marimii si densitatii flocoanelor: bentonita, caolin, nisip fin, carbune activ pudra (care actioneaza si ca adsorbant).

3.3.3.1.2 Floculanti sintetici organici

29


Acestia sunt macromolecule cu lanturi foarte lungi obtinute prin polimerizarea monomerilor sintetici si cu cu masa moleculara mare care conduc la eficiente ridicate din punct de vedere al densitatii flocoanelor.

Din punct de vedere al sarcinii electrice acestia pot fi:

anionici – sunt in general copolimeri acrilamida – acid acrilic;

neutri – poliacrilamide;

cationici – copolimeri pe baza de acrilamida si un monomer cationic (dimetilamino etil metacrilat)

Floculantii sintetici se pot utiliza sub urmatoarele forme:

solida;

emulsii (polimer in solvent organic);

solutie (concentratie 20 g/l in apa neutra).

In tratarea apei in vederea potabilizarii se utilizeaza in special floculanti anionici si foarte rar neionici sau cationici. Dozele uzuale aplicate sunt in domeniul 0.05 – 0.5 g/m3.

Trebuie mentionat faptul ca in cazul utilizarii polimerilor in coagulare – floculare trebuie determinata concentratia de acrilamida (monomer) in apa tratata.

Stabilirea eficientei induse de utilizarea adjuvantilor de coagulare se efectueaza prin teste de coagulare – floculare (jar teste) si prin teste pe namolul rezultat (determinarea coeficientului de coeziune).

Coeficientul de coeziune (K) caracterizeaza coeziunea namolului si furnizeaza informatii valoroase in cazul decantoarelor suspensionale.

Un strat de namol ocupa un volum aproximativ proportional cu viteza unui curent ascendent de apa care-l strabate.

Experimentarea propriu-zisa consta in trecerea unui curent ascendent de apa decantata (supernatantul – in cazul jar-testului) printr-un tub transparent si gradat la baza caruia s-a introdus un volum de namol.

Instalatia pentru determinarea coeficientului de coeziune a namolului este prezentata in figura 3.33.

Reprezentand grafic viteza ascensionala a apei in tub (m/h) in functie de volumul de namol expandat (figura 3.34) se obtine coeficientul de coeziune K.

(3-7)

30

-1

0

1

2

3

0 50 100 150 200 250

V (ml)

v (m

/l)

K

K


Figura 3-16. Instalatie pentru determinarea coeficientului de coeziune a namolului.

31


Figura 3-17. Masurarea coeficientului de coeziune a namolului.

Pentru namoluri coezive coeficientul K are valori cuprinse in intervalul 0.8 – 1.2 in timp ce pentru namoluri care retin cantitati mari de apa K are valori de cel mult 0.3.

Gradul de coeziune a namolului influenteaza semnificativ atat procesul de decantare cat si procesul de filtrare (cresterea coeficientului de coeziune conduce la cresterea ciclului de filtrare).

Pentru a pune in evidenta influenta polimerilor asupra procesului de coagulare au fost efectuate teste de coagulare – floculare utilizand coagulant sulfatul de aluminiu si polimeri destinati tratarii apei in scop potabil dar si o serie de polimeri obtinuti prin iradiere cu electroni accelerati si microunde din acrilamida si acid acrilic dar si cu polimeri utilizati la scara industriala in tratarea apei [46].

3.3.4 Stabilirea dozelor optime de reactivi de coagulare

3.3.4.1 Determinarea dozelor optime de reactivi de coagulare prin Jar Test

Deoarece dozele de reactivi de coagulare sunt influentate de caracteristicile de calitate a apei sursei in ansamblu, este necesar sa se stabileasca tipul de reactiv optim pentru sursa respectiva precum si dozele necesare prin experimentari in laborator.

Procedeul de stabilire a dozelor de reactivi este cunoscut sub denumirea de procedeu J ar-test . Dispozitivele utilizate sunt constituite din agitatoare mecanice montate pe suporturi pentru 5-8 pahare de 1 l (uzual 6). In figura 3.37 este prezentat un dispozitiv de determinare a dozelor optime de reactivi de coagulare-floculare. Procedeul consta in introducerea apei de studiat bine omogenizata (apa bruta) in fiecare pahar, adaugarea in fiecare a unor cantitati cunoscute de solutie, corespunzatoare unor doze prestabilite. Se amesteca probele prin pornirea agitatorului. La inceput se realizeaza un amestec rapid (150-400 rot./minut) si apoi se continua cu o turatie redusa (20-60 rot/minut) timp de 10-15min. Agitarea lenta are rolul de a favoriza ciocnirea microflocoanelor formate in timpul fazei de agitare rapida cu scopul de a forma flocoane coezive capabile sa sedimenteze. Dupa oprirea

32


agitatorului, probele se lasa sa sedimenteze timp de 20-30 de minute. Se noteaza aspectul flocoanelor formate si se masoara turibiditatea, pH-ul, concentratia de substante organice, etc.

Prelevarea apei pentru aceste determinari se efectueaza prin extragerea cu o seringa de 100 ml astfel incat sa nu se produca agitarea probei, din stratul de apa limpezita (5-10 cm sub oglinda apei).

Incercarile de floculare trebuie efectuate: La fiecare variatie importanta a urmatorilor parametrii ai apei brute:

o temperatura;

o pH-ul ;

o turbiditatea si mineralizarea (dupa fiecare precipitatie si in timpul cresterii sau descresterii cursului de apa);

o consumul chimic de oxigen (in cazul poluarilor accidentale).

La fiecare modificare semnificativa a filierei de tratare sau ale conditiilor de functionare ale uzinei:

Atunci cand controalele analitice pun in evidenta o degradare a calitatii apei decantate sau tratate:o depasirea continua a valorilor unor indicatori normati determinati prin

analize de laborator; o depasirea valorilor parametrilor normati ai apei potabile ca de

exemplu: continutul in aluminiu, fier, mangan, caracteristici microbiologice.

33


Figura 3-18. Instalatie pentru determinarea dozelor optime de reactivi de coagulare.

Mod de lucru pentru determinarea dozelor optime de reactivi de coagulare-floculare

Se preleveaza volumul necesar de apa bruta (~ 10 l) pentru efectuarea tuturor testelor prevazute avand in vedere ca temperatura apei sa se pastreze cat mai apropiata de cea a sursei.

Etapele testului Se omogenizeaza apa bruta inainte de umplerea fiecarui vas. Se umple fiecare vas cu 1 litru de apa bruta masurata cu cilindrul gradat. Se regleaza agitarea rapida intre 150 si 400 rot/min. Se adauga in fiecare pahar doza de coagulant dorita cu ajutorul seringilor

sau pipetelor. Se mentine agitarea rapida timp de 1-3 minute. Se reduce viteza de agitare la 25-50 rot/min. Se mentine agitarea lenta timp de 15 minute. Se opreste agitarea, se indeparteaza agitatoarele. Se lasa sa sedimenteze timp de 15-30 minute. Se recolteaza din fiecare vas 100 pana la 200 ml de apa decantata, de la 5-6

cm sub nivelul liber al apei si se efectueaza analizele mai sus mentionate.

Interpretarea rezultatelorInterpretarea are drept scop determinarea dozei optime de coagulant, stabilind

graficele de variatie a urmatorilor parametrii in functie de doza de coagulant folosita: turbiditatea apei decantate; consumul chimic de oxigen al apei decantate; aluminiul dizolvat in apa decantata si filtrata; evolutia pH-ului.

34


35

Documents

C1_metode experimentale