OPTIMIZAREA CHIMICA A PROCESULUI DE COAGULARE …digilib.utcb.ro/repository/ccn/pdf/megelea.pdf · (azbociment si otel neprotejat), nu exista sisteme moderne de curatire si spalare

MINISTERUL EDUCAŢIEI, CERCETĂRII SI TINERETULUI UNIVERSITATEA TEHNICĂ DE CONSTRUCŢII BUCUREŞTI

Facultatea de HIDROTEHNICĂ

Catedra de Inginerie Sanitară şi Protecţia Apelor

Ing. Elena MEGELEA

OPTIMIZAREA CHIMICA A PROCESULUI DE COAGULARE-FLOCULARE IN

POTABILIZAREA APEI CONTRIBUTII PRIVIND PRODUCTIA APEI BIOSTABILE

- TEZĂ DE DOCTORAT -

Conducător ştiinţific

Prof.univ.dr.ing. Marin SANDU

- Bucuresti 2008 -

PREFATA

PREFATA

Lucrarea cu titlul "Optimizarea chimica a procesului de coagulare – floculare in potabilizarea apei" a aparut dintr-o necesitate obiectiva privind optimizarea procesului de coagulare – floculare ca proces independent care influenteaza eficienta treptelor de tratare din aval, in vederea obtinerii unei calitati adecvate a apei tratate cu costuri de productie rezonabile.

Procesul de coagulare reprezinta treapta fundamentala in tratarea apelor in vederea potabilizarii, scopul acestuia fiind, pe langa aglomerarea materiilor in suspensie si a materiilor coloidale, indepartarea cu eficienta ridicata a substantelor de natura organica si obtinerea unei ape care sa-si mentina calitatea in reteaua de distributie.

Multitudinea de coagulati si adjuvanti destinati procesului de coagulare conduce la necesitatea alegerii cu atentie atat a reactivilor cat si stabilirea corecta a conditiilor in care are loc procesul astfel incat eficienta globala sa fie maxima.

Lucrarea are la baza sinteza cercetarilor efectuate pe plan mondial si cercetarile efectuate in colectivele catedrei ISPA (din care autorul a facut parte) din U.T.C.B. in domeniu, in ultimii 10 ani.

Doresc sa imi exprim multumirea si recunostinta fata de domnul prof.univ.dr.ing. Marin SANDU care, in calitate de conducator stiintific mi-a oferit un sprijin deosebit pe parcursul pregatirii si sustinerii examenelor si referatelor de doctorat, precum si in perioada elaborarii tezei de doctorat.

Multumesc tuturor membrilor colectivului coordonat de Prof.dr.ing. Marin Sandu, si in mod deosebit domnului Prof. dr.ing. Gabriel Racoviteanu precum si tuturor celor care pe parcursul elaborarii lucrarii mi-au oferit un sprijin total si dezinteresat.

Familiei mele, parintilor mei, precum si prietenilor apropiati, multumiri si recunostinta pentru intelegerea si sprijinul moral oferite.

Elena Megelea

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor

CUPRINS

CUPRINS 1 Introducere________________________________________________1

2 Stadiul actual al proceselor de coagulare-floculare _________________6

2.1 Stabilitatea sistemelor coloidale apoase ___________________7

2.1.1 Stabilitatea electrostatica__________________________7

2.1.1.1 Teoria stratului dublu electric_____________ 9

2.1.2 Stabilitatea sterica______________________________12

2.2 Destabilizarea sistemelor coloidale ______________________13

2.2.1 Mecanisme de destabilizare a sistemelor coloidale_____ 13

2.2.1.1 Compresia stratului dublu_______________14

2.2.1.2 Neutralizarea sarcinii electrice de suprafata_14

2.2.1.3 Adsorbtia si puntile interparticule ________ 15

2.2.2 Destabilizarea sistemelor coloidale apoase cu saruri metalice hidrolizabile ________________________________ 16

2.2.2.1 Actiunea coagulantilor metalici hidrolizati___20

2.2.2.2 Interpretarea rezultatelor coagularii cu saruri metalice hidrolizabile ___________________________ 24

2.2.3 Diagrame de coagulare __________________________27

2.2.3.1 Reducerea turbiditatii__________________ 27

2.2.3.2 Reducerea culorii______________________29

2.2.3.3 Coagularea materiilor organice naturale____30

2.2.4 Coagularea avansata ____________________________35

2.2.4.1 Efecte secundare ale coagularii avansate___47

3 Sisteme si programe experimentale____________________________52

3.1 Obiectivele cercetarilor experimentale___________________ 52

3.2 Surse si uzine de apa ________________________________53

3.3 Reactivi de coagulare ________________________________54

3.4 Programe de cercetare_______________________________ 56

3.5 Instalatii experimentale_______________________________56

3.5.1 Instalatia pilot Rosu_____________________________56

3.5.2 Instalatia pilot Catedra ISPA – UTCB________________60

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor -i-

CUPRINS

3.6 Program experimental. Criterii de eficienta________________67

4 Rezultatele cercetarilor experimentale _________________________ 68

4.1 Analiza comportarii reactivilor de coagulare in functie de complexul de calitate al apei ________________________________68

4.1.1 Uzina de apa Rosu – sursa raul Arges_______________68

4.1.2 Uzina de apa Arcuda – sursa raul Dambovita _________71

4.1.3 Uzina de apa Pitesti – lacul Budeasa ________________73

4.1.4 Uzina de apa Calarasi – sursa fluviul Dunarea in sectiunea Chiciu____________________________________________ 75

4.1.5 Uzina de apa Braila – sursa fluviul Dunarea __________77

4.1.6 Uzina de apa Brasov – lacul Tarlung________________ 79

4.2 Influenta adjuvantilor de coagulare asupra eficientei proceselor de tratare_______________________________________________ 83

4.2.1 Tipuri de floculanti utilizati in tratarea apei___________83

4.2.1.1 Floculanti naturali_____________________ 83

4.2.1.2 Floculanti sintetici organici______________ 84

4.3 Coagularea avansata_________________________________97

4.3.1 Experimente pe raul Dambovita___________________ 97

4.3.2 Experimente pe sursa Arges _____________________100

4.3.3 Experimentari pe sursa Tarlung – Brasov __________ 103

4.3.4 Experimentari pe sursa Prut – Iasi________________ 105

5 Aplicarea practica a rezultatelor experimentale _________________ 109

5.1 Uzina de apa Targu Mures____________________________109

5.1.1 Calitatea apei brute ____________________________109

5.2 Uzina de apa Chirita Iasi_____________________________117

5.3 Aplicarea procesului de coagulare pentru tratarea apei cu hidrogen sulfurat________________________________________ 124

6 Concluzii________________________________________________134

6.1 Continutul lucrarii__________________________________ 134

6.2 Elemente originale si contributiile autorului______________ 137

6.3 Perspectiva dezvoltarii subiectului _____________________ 138

BIBLIOGRAFIE______________________________________________ 139

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor -ii-

CAPITOLUL 1. INTRODUCERE

1 INTRODUCERE Apa destinata consumului uman este orice tip de apa in stare naturala

sau dupa tratare, folosita pentru baut, gatit, la preparare hranei sau pentru alte scopuri casnice, indiferent de originea ei;

Calitatea apei potabile, conform Directivei Uniunii Europene 98/83/EC [49] transpusa in Romania prin Legea 458/2002 [50], modificata si completata prin Legea 311/2004, trebuie sa fie lipsita de microorganisme sau substante care, prin numar sau concentratii, constituie un pericol potential pentru sanatatea umana.

In cazul apei potabile furnizate prin reteaua de distributie, calitatea apei trebuie sa corespunda valorilor stabilite pentru parametrii de calitate la robinetul consumatorului si la punctul de intrare in cladire.

Obiectivele principale ale Directivei 98/83/EC [49] sunt:

• protejarea sanatatii populatiei de efectele adverse ale oricarui tip de contaminare a apei destinate consumului uman;

• asigurarea ca apa destinata consumului uman este sanogena si curata.

Cerintele principale ale Directivei:

• stabilirea parametrilor de calitate pentru apa destinata consumului uman si valori pentru parametrii relevanti.

• determinarea sectiunilor in care apa trebuie sa fie corespunzatoare valorilor stabilite conform Legii si Directivei.

• monitorizarea reglementata, pe intreaga tara, a calitatii apei destinate consumului uman si informarea adecvata si actualizata a consumatorilor, inclusiv publicarea regulata a rapoartelor si prezentarea lor catre Comisie.

• asigurarea ca toate masurile necesare de remediere sunt luate pentru a se restabili calitatea apei care nu este corespunzatoare valorilor parametrilor de calitate, interzicerea folosirii apei a carei calitate constituie un pericol potential pentru sanatate, acordarea de posibile derogari in conditiile prevazute de directiva si informarea consumatorilor.

• asigurarea ca substantele sau materialele folosite la tratarea sau distributia apei destinate consumului uman nu vor diminua protectia sanatatii publice.

In cazul apei potabile furnizate prin reteaua de distributie, calitatea apei trebuie sa corespunda valorilor stabilite pentru parametrii de calitate la robinetul consumatorului si la punctul de intrare in cladire. In cazul apei potabile furnizate din cisterne, aceasta trebuie sa corespunda parametrilor de calitate normati la punctul de curgere a apei din cisterna. In cazul apei potabile imbuteliate pentru comercializare, aceasta trebuie sa corespunda

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor -1-


parametrilor de calitate normati in punctul de imbuteliere. Pentru apa utilizata in industria alimentara, aceasta trebuie sa corespunda la locul in care apa este preluata in procesul de productie. In cazul apei potabile distribuita prin retea se va considera ca au fost indeplinite obligatiile ce revin producatorului si/ sau distribuitorului daca se constata ca nerespectarea valorilor stabilite pentru parametri se datoreaza sistemului de distributie interioara sau modului de intretinere a acestuia, cu exceptia cazului in care apa este furnizata direct publicului: restaurante, scoli, spitale, institutii socio-culturale, asezaminte sociale si culturale.

Conform ultimului raport de monitorizare a calitatii apei [89] elaborat pe baza datelor aferente anului 2005, pentru 258 orase, rezulta ca:

• 65% din totalul populatiei tarii beneficiaza de apa potabila distribuita prin sistem public, 90% din populatia localitatilor urbane si 33% din populatia localitatilor rurale;

• din totalul probelor prelevate si analizate pe perioada unui an, procentul de probe necorespunzatoare se prezinta astfel:

o parametri microbiologici Coliformi totali si Coliformi fecali au depasit limita de 0/100ml in 1 % si respectiv 1,3% din totalul probelor;

o pentru parametri chimici, procentul de probe necorespunzatoare a fost de 2% , pentru oxidabilitate, 2% pentru amoniu, 1% pentru nitrati, 1% pentru substantele toxice.

Parametrii pentru care se inregistreaza frecvent in unele localitati neconformitati sunt: coliformi totali, coliformi fecali, culoarea, gustul, turbiditatea, oxidabilitatea, amoniac, nitrati, fier, pesticide, metale grele.

Neconformitatile la parametrii bacteriologici se intalnesc frecvent in localitatile sub 10000 de locuitori.

Principalele zone in care se inregistraza cele mai severe neconformitati sunt localizate in judetele: Alba, Botosani, Bacau, Constanta, Dambovita, Maramures, Neamt, Olt, Prahova, Sibiu, Suceava

Costurile aferente investitiilor in statiile de tratare, retele de distributie si realizarea monitorizarii de control, estimate conform Legii nr. 458/2002, modificata si completata de Legea nr. 311/2004, de catre MAI, MSF si MMGA sunt ≈ 5.600 milioane Euro.

Administratia Nationala Apele Romane a analizat 189 de sectiuni de prelevare apa de suprafata in scop potabil. Din aceste sectiuni, conform prevederilor Directivei 75/440/CEE, 78 se incadreaza in categoria A1, 96 in categoria A2 si 15 in categoria A3. Pentru sectiunile analizate s-a constatat ca 19 statii de tratare nu dispun de tehnologii adecvate calitatii apei in sursa. Toate statiile de tratare riverane Dunarii si care folosesc ca sursa de apa fluviul Dunarea nu dispun de tehnologii de tratare pentru inlaturarea pesticidelor si de solutii alternative de aprovizionare cu apa a populatiei.

Evaluarea tehnologiilor de tratare in statiile existente, in raport cu noile cerinte privind calitatea apei, este in curs de realizare la nivelul



autoritarilor locale, in cadrul planurilor de conformare prevazute in Legea nr. 311/2004.

Din datele colectate de catre MSF in vederea elaborarii programului si calendarului implementarii, au rezultat urmatoarele aspecte:

• in Romania exista 1398 de statii de tratare din care:

o 797 statii produc apa potabila pentru un numar de locuitori cuprins intre 50 si 5000;

o 601 statii produc apa in sisteme care aprovizioneaza mai mult de 5000 de locuitori.

• 25% din sistemele publice de apa care aprovizioneaza mai mult de 50 de locuitori si mai putin de 5.000 au apa necorespunzatoare pentru parametri bacteriologici, turbiditate, amoniac, nitriti, fier;

• 10% din sistemele publice care aprovizioneaza mai mult de 5.000 de locuitori distribuie apa necorespunzatoare din punct de vedere al oxidabilitatii, turbiditatii, amoniacului, fierului, nitratilor, gust, miros;

• apa potabila distribuita cu intreruperi mai mari de 8 ore pe zi in 21 % dintre localitatile urbane afecteaza 12,5% din totalul populatiei urbane deservite.

Conform statisticilor MSF la autorizarea anuala a statiilor de tratare, rezulta:

• din totalul producatorilor care trateaza apa de suprafata si distribuie apa la mai mult de 5.000 de locuitori, numai 38,5% dintre producatori realizeaza un control chimic si 9% o verificare microbiologica ;

• din totalul producatorilor care trateaza apa de profunzime (subterana) si distribuie apa la mai mult de 5.000 de locuitori, 9% realizeaza o auto- monitorizare microbiologica si chimica;

• monitorizarea calitatii apei potabile de catre producatorii din mediul rural, in localitatile cu mai putin de 5.000 de locuitori se efectueaza numai pentru parametrii chimici in 5% din statiile de tratare.

La elaborarea planurilor de masuri, trebuie tinuta seama de faptul ca 30-40% din lungimea retelei de distributie pentru apa potabila este veche de peste 50 de ani in multe localitati din Romania; o mare parte din aductiunile si reteaua de distributie sunt realizate din materialele necorespunzatoare (azbociment si otel neprotejat), nu exista sisteme moderne de curatire si spalare a lor. Retelele de distributie sunt deteriorate semnificativ, ceea ce conduce la modificarea a calitatii apei distribuite.

Apa potabila este contaminata cu produsi de coroziune si impuritati rezultate din frecventele avarii care apar in retelele de distributie. Distributia apei este frecvent intermitenta, in multe din localitati constituind un alt factor de deteriorare a calitatii apei, inclusiv a parametrilor microbiologici.



Pentru indeplinirea cerintelor privind calitatea apei potabile la robinetul consumatorului (15 ani calendaristici dupa intrarea in vigoare a Directivei) va fi necesara schimbarea instalatiilor interioare de catre proprietarii cladirilor a caror instalatii interioare nu asigura conservarea calitatii apei.

Cresterea exigentei consumatorilor, reflectata in indicatorii de calitate tot mai severi impusi de legislatia in vigoare, in conditiile in care calitatea apelor de suprafata destinate potabilizarii s-a deteriorat fata de situatia in care au fost proiectate actualele statii de tratare a apei in sensul cresterii incarcarii cu materii de natura organica, impune retehnologizarea si dezvoltarea filierelor de productie a apei potabile.

Schimbarile din ultimii ani si necesitatea alinierii la tehnicile, conceptele si normele Uniunii Europene impun:

• stabilirea solutiilor pentru cresterea sigurantei si diminuarea riscului in sistemele de alimentare cu apa, concomitent cu cresterea numarului de utilizatori pentru satisfacerea necesarului de servicii de apa la un numar sporit de oameni;

• abordarea pe baze stiintifice a lucrarilor de reabilitare si dezvoltare a statiilor de tratare a apei pentru: reducerea costurilor, a consumului specific de energie;

• introducerea celor mai avansate tehnologii si materiale in reabilitarea/ extinderea statiilor de tratare a apei.

Procesul de coagulare reprezinta treapta fundamentala in tratarea apelor in vederea potabilizarii, scopul acestuia fiind, pe langa aglomerarea materiilor in suspensie si a materiilor coloidale, indepartarea cu eficienta ridicata a substantelor de natura organica si obtinerea unei ape care sa-si mentina calitatea in reteaua de distributie (apa biostabila).

In acest context abordarea subiectului acestei lucrari a aparut dintr-o necesitate obiectiva privind optimizarea procesului de coagulare – floculare ca prim proces care influenteaza eficienta treptelor de tratare din aval, in vederea obtinerii unei calitati adecvate a apei tratate cu costuri de productie rezonabile.

Multitudinea de coagulati si adjuvanti destinati procesului de coagulare conduce la necesitatea alegerii cu atentie atat a reactivilor cat si stabilirea corecta a conditiilor in care are loc procesul astfel incat eficienta globala sa fie maxima.

Obiectivele cercetarilor din lucrarea prezenta:

• adoptarea unor filiere performante pentru conformarea uzinelor de tratare a apei;

• elaborarea bazelor tehnico - stiintifice pentru proiectarea si operarea proceselor de coagulare – floculare;

• elaborarea metodologiilor si principiilor pentru alegerea, utilizarea si implementarea tehnicilor utilizarii reactivilor de coagulare-floculare,



adaptati tipului de apa in scopul eliminarii riscului asupra calitatii apei produse.

Lucrarea are la baza sinteza cercetarilor efectuate pe plan mondial si cercetarile efectuate in colectivele catedrei ISPA (din care autorul a facut parte) din U.T.C.B. in domeniu, in ultimii 10 ani.


CAPITOLUL 2. STADIUL ACTUAL AL PROCESELOR DE COAGULARE-FLOCULARE

2 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 2.1 sunt prezentate dimensiunile celor mai frecvente particule din apa, in comparatie cu dimensiunea porilor materialului filtrant.

Figura 2-1. 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.

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.

2.1 Stabilitatea sistemelor coloidale apoase

Sistemele coloidale apoase pot fi clasificate ca stabile sau instabile. Coloizii stabili se mai numesc si coloizi reversibili si sunt stabili din punct de vedere energetic si termodinamic. Ca exemplu se pot enumera structurile ordonate de molecule de sapun sau detergent (numite si micele), proteinele, polimerii mari si unele substante humice. Coloizii care nu sunt stabili coaguleaza si se mai numesc si coloizi ireversibili. Exemple de astfel de particule instabile din punct de vedere termodinamic includ: argile, oxizi metalici si microorganisme, practic toate particulele solide prezente in apa naturala.

Coloizii ireversibili pot sa coaguleze incet sau rapid. Termenii de stabil sau instabil sunt folositi de cele mai multe ori pentru a caracteriza coloizii ireversibili, avand astfel o semnificatie cinetica si nu termodinamica sau energetica. Un coloid stabil cinetic este o suspensie ireversibila (sau instabila termodinamic) care coaguleaza foarte incet. Un coloid instabil cinetic este un coloid ireversibil care coaguleaza rapid.

In tratarea apei, procesul de coagulare este folosit pentru a favoriza agregarea si pentru a transforma o suspensie stabila in una instabila. Procesul de coagulare trebuie astfel condus incat sa se poata schimba si controla natura starii sistemelor coloidale.

Fortele importante care actioneaza asupra particulelor sunt fortele Van der Waals, fortele electrostatice produse de moleculele adsorbite si fortele hidrodinamice. Fortele de atractie van der Waals si fortele hidrodinamice actioneaza in permanenta. Fortele care provin din polimerii adsorbiti actioneaza numai cand aceste molecule sunt prezente. Materia naturala organica (in principal substantele humice) este adsorbita de particulele coloidale, contribuind astfel la stabilitatea particulelor in multe ape naturale. Stabilitatea datorata adsorbtiei de catre polimeri este denumita stabilitate sterica.

2.1.1 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+ (2-1)

≡SiOH ⇔ ≡SiO- + H+ (2-2)

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:

R

COO- COOH

R

NH3+

NH3+

R

COO- COO-

R

NH2NH3+

-H+

+H+

-H+

+H+

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+ (2-3)

≡SiOH + HPO42- ⇔ ≡SiOPO3H- + OH- (2-4)



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.

2.1.1.1 Teoria stratului dublu electric

Un sistem coloidal (amestec de faza solida si lichida) nu are o sarcina electrica (este neutru pe ansamblu), astfel incat sarcina initiala a particulelor trebuie sa fie neutralizata de faza lichida. Ca urmare, la interfata dintre orice particula si lichid se va forma un strat dublu electric. Acest strat dublu este format din sarcina particulei si excesul echivalent de ioni de sarcina contrara care se acumuleaza in apa langa suprafata particulei, datorita atractiei electrostatice. Are loc astfel cresterea concentratiei, iar agitatia termica aleatoare poate duce la desprinderea acestor ioni de pe suprafata particulei si la difuzia lor in solutie, unde concentratia este mai scazuta. Aceste doua procese diferite (difuzie si atractie electrostatica) conduc la difuzia sarcinii in lichidul din jurul unui strat difuz.

In figura 2.2 se prezinta un exemplu de particula coloidala, cu evidentierea stratului dublu electric si al potentialului zeta.

Concentratia de ioni de semn contrar in exces este mai mare adiacent la suprafata si scade cu cresterea distantei fata de interfata solid-lichid (figura 2.3a). Cand solutia contine o concentratie ridicata de ioni, statul difuz este mai compact, ocupa un spatiu mai mic si nu se extinde mult in solutie.

Datorita existentei sarcinii initiale, exista un potential electrostatic intre suprafata particulei si masa solutiei. Acest potential electric poate fi interpretat ca presiunea electrica care trebuie aplicata pentru a aduce o sarcina unitara de acelasi semn cu sarcina initiala la o distanta data fata de suprafata particulei. Potentialul are o valoare maxima la suprafata particulei si scade cu cresterea distantei (figura 2.3b). Aceasta descrestere este afectata de caracteristicile dublului strat, si deci de numarul si tipul de ioni din solutie. In cazul unei concentratii mari de ioni, potentialul electric descreste la zero dupa o mica distanta. In functie de originea sarcinii initiale, potentialul suprafetei poate de asemenea sa descreasca odata cu cresterea concentratiei de ioni.

Cand doua particule coloidale similare se apropie una de alta, stratele difuze ale acestora se suprapun si interactioneaza. Aceasta interactiune



electrostatica dintre particule se va manifesta printr-o forta de respingere. Astfel apare un potential de respingere VR care creste pe masura ce distanta dintre particule scade (figura 2.3c,d).

Figura 2-2. Particula electro-negativa, stratul dublu difuz si potentialul zeta [5].

Intre orice tip de particule, indiferent cat de diferite sunt, exista forte de atractie van der Waals. Aceste forte de atractie determina agregarea in cazul multor sisteme coloidale. Marimea lor depinde de tipul de atomi care formeaza particulele coloidale si de densitatea particulelor. Spre deosebire de fortele electrostatice de respingere, marimea fortelor van der Waals este total independenta de compozitia solutiei. Intensitatea fortelor van der Waals dintre doua particule descreste odata cu cresterea distantei de separatie dintre ele. Ca urmare a acestor forte rezulta o energie potentiala de atractie VA, a carei valoare descreste de asemenea cu cresterea distantei de separatie (figura 2.3 c,d).

Insumand fortele de atractie VA si de respingere VR rezulta energia neta de interactiune dintre doua particule. Aceasta suma, cu semnul corespunzator, este reprezentata schematic functie de distanta de separatie in figurile 2.3



c,d. In cazul tariilor ionice mici, predominanta este respingerea electrostatica. Aceasta forta neta de respingere, poate fi considerata ca o bariera de energie care trebuie sa fie depasita pentru a se putea produce agregarea; marimea acesteia depinde de sarcina particulei si de compozitia ionica a solutiei. In cazul tariilor ionice mari aceasta bariera de energie poate sa dispara. Particulele solide dintr-un sistem coloidal se afla in continua miscare, deci dispun de energie cinetica. In orice moment, exista o anumita distributie a energiei cinetice, unele particule avand o energie cinetica foarte mare, suficienta pentru a depasi bariera de energie descrisa mai sus. Viteza de coagulare, este deci dependenta de bariera de energie si de energia cinetica a particulelor coloidale. Sistemele coloidale ireversibile care au o energie de activare (bariera de energie) mare si/ sau o energie cinetica mica vor coagula foarte incet. Coloizii cu o energie de activare mica, respectiv o energie cinetica mare, vor coagula rapid.

Figura 2-3. Reprezentarea schematica a dublului strat (a); (b) potentialul electric al dublului strat; (c,d) energia de interactiune in cazul unui sistem coloidal [5].



Unul dintre parametrii care analizeaza mecanismele diminuarii fortelor de respingere electrostatice este potentialul zeta, definit prin relatia:

E

vZεπη4

= (2-5)

In care: Z – potentialul electrocinetic (zeta);

E – gradientul de potential;

η - vascozitate dinamica;

ε - constanta dielectrica

v – mobilitatea electroforetica intr-un camp electric.

Anularea potentialului zeta corespunde situatiei optime la care se pot desfasura reactiile de coagulare - floculare.

2.1.2 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 2.4). 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 2.5). 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 2-4. 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.

Figura 2-5. Doua posibile forme de interactiune a straturilor adsorbite care acopera polimerii, in cazul

unui sistem coloidal stabil steric [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].

2.2 Destabilizarea sistemelor coloidale

2.2.1 Mecanisme de destabilizare a sistemelor coloidale

Coagularea este un proces complex prin care particulele coloidale cu dimensiuni reduse sunt agregate in particule cu greutate suficienta pentru a fi indepartate. Se poate considera ca procesul de coagulare include: injectia coagulantului, destabilizarea chimica a particulelor si contactul fizic dintre particule si are ca rezultat procesul global de agregare a particulelor din apa care se trateaza. Procesul de coagulare se realizeaza de obicei in doua tipuri de unitati amplasate in serie: unitate de amestec rapid in care se realizeaza dozarea coagulantului si destabilizarea particulelor si unitatea de floculare in care se realizeaza contactul interparticule. Procesul fizic prin care se realizeaza contactul dintre particule (agregarea) se numeste floculare.

In functie de reactivii folositi, destabilizarea sistemelor coloidale se poate produce in diferite moduri. In continuare sunt prezentate principalele 4 mecanisme asociate destabilizarii:



• compresia stratului dublu;

• adsorbtia care are ca rezultat neutralizarea sarcinii electrice a particulelor;

• transformarea in precipitat;

• adsorbtia care are ca rezultat formarea de punti intre particule.

2.2.1.1 Compresia stratului dublu

Unele saruri simple (NaCl) sunt denumite si "electroliti indiferenti". Acesta inseamna ca ionii din solutie (in cazul de fata Na+ si Cl-) au incarcari punctiforme si nu prezinta caracteristici chimice, cum ar fi reactiile de hidroliza si adsorbtie care apar in timpul coagularii. Modelul electrostatic al lui Derjaguin, Landau, Verwey si Overbeek prezinta o descriere a coagularii folosind astfel de saruri. Rezultatele inregistrate in urma folosirii unor astfel de coagulanti au fost concretizate de Hardy in 1900 in regula Schulze-Hardy. Astfel s-a aratat ca destabilizarea unui coloid prin intermediul unui electrolit indiferent se realizeaza prin intermediul ionilor de sarcina contrara coloidului si ca eficienta coagularii creste odata cu sarcina ionilor folositi. De exemplu concentratiile de Na+, Ca2+ si Al3+ necesare pentru a destabiliza un coloid de sarcina negativa variaza aproximativ cu raportul 1:10-2:10-3.

Interactiunea dintre astfel de coagulanti indiferenti si particulele coloidale este de natura exclusiv electrostatica; ionii de aceeasi sarcina cu sarcina initiala a coloidului sunt respinsi iar ionii de sarcina contrara se ataseaza de coloid. Destabilizarea se produce prin compresia stratului difuz care inconjoara particula. O concentratie ridicata de electrolit in solutie (tarie ionica mare sau concentratie mare de substante solide dizolvate) duce la o concentratie ridicata a ionilor de semn contrar in stratul difuz. Volumul stratului difuz necesar pentru a mentine electroneutralitatea se micsoreaza si activitatea (puterea) acestuia este micsorata. Zona de respingere dintre particulele coloidale similare descreste, fortele de atractie Van der Waals sunt dominante, activitatea barierei de energie poate dispare si stabilitatea electrostatica poate fi eliminata.

Destabilizarea sistemelor coloidale prin compresia stratului dublu electric nu este o metoda practica pentru tratarea apei, fiind un important mecanism de destabilizare in cateva sisteme naturale [6].

2.2.1.2 Neutralizarea sarcinii electrice de suprafata

Destabilizarea prin neutralizarea sarcinii electrice de suprafata implica reducerea sarciniilor electrice de suprafata a particulelor coloidale. Astfel, sarcina electrica neta scade, grosimea stratului dublu electric se reduce si energia necesara pentru a pune in contact doua particule coloidate se diminueaza.



In realizarea mecanismului de neutralizare a sarcinii electrice sunt implicate doua procese:

• adsorbtia compusilor coagulantului de semn contrar pe suprafata particulelor coloidale – coagulantii trebuie sa aiba o tendinta de adsorbtie pe suprafata particulelor foarte mare (este cazul polielectrolitilor organici naturali si sintetici si a produsilor de hidroliza formati prin hidroliza coagulantilor metalici); tendinta acestor compusi de a se adsorbi la suprafata este atribuita pe de o parte interactiunii slabe dintre solvent si coagulant si pe de alta parte afinitatii chimice a coagulantului sau a compusilor coagulantului pentru suprafata particulelor coloidale

• neutralizarea sarcinii electrice de suprafata.

In situatiile in care sarcina electrica de suprafata a particulelor coloidale este data de ionizarea gruparilor functionale existente la suprafata, ajustarea pH-ului in sensul scaderii sau cresterii acestuia poate conduce la destabilizare.

In cazul unui ion (de semn contrar particulei) monovalent, diferenta de potential dintre acesta si particula este de 100 mV, ceea ce da nastere la o forta de atractie electrostatica de numai 9.6 kJ/mol. Deoarece in cazul legaturilor covalente energia legaturii este de 200-400 kJ/mol (chiar si in cazul legaturilor de hidrogen aceasta energie este de ordinul a 20 kJ/mol) de cele mai multe ori interactiunea coagulant-coloid este predominanta in comparatie cu efectul electrostatic in procesul de destabilizare al coloizilor. Valorile relative ale acestor energii indica importanta proceselor chimice mult mai ridicata fata de importanta efectelor electrostatice.

2.2.1.3 Adsorbtia si puntile interparticule

Polimerii sintetici organici (cationici, anionici sau nonionici) au inceput sa fie folositi in tratarea apei acum mai bine de 20 de ani. LaMer [7] si colaboratorii sai au dezvoltat teoria puntilor, care reda o descriere folositoare a abilitatii polimerilor cu masa moleculara mare de a destabiliza dispersiile coloidale. Un sumar recent al acestei teorii a fost realizat de Gregory [4]. Destabilizarea prin mecanismul puntilor se produce atunci cand segmente din lantul polimerului adsorb mai mult de o particula, realizand asadar legarea particulelor la un loc.

Cand molecula unui polimer intra in contact cu o particula coloidala, o parte din molecula este adsorbita la suprafata particulei iar restul se poate extinde in solutie (figura 2.4). Daca o a doua particula, care nu are epuizata capacitatea de absorbtie vine in contact cu partea din molecula care s-a extins in solutie, atunci cele doua particule se vor atasa una de cealalta, dupa cum se poate observa in figura 2.6.

Astfel, se formeaza un agregat particula-polimer-particula, in care polimerul serveste ca punte de legatura. Pentru ca aceste legaturi sa fie eficiente este necesar ca polimerul adsorbit sa se extinda destul de departe



de suprafata particulei astfel incat sa se poata atasa si de alte particule, si de asemenea particulele sa aiba suprafata libera care sa poata absorbi segmentele de polimer. Daca se adauga polimer in exces, prin adsorbtia acestuia are loc restabilizarea particulelor prin saturarea suprafetei.

Figura 2-6. Reprezentarea schematica a mecanismului puntilor de legatura in cazul destabilizarii coloizilor de catre polimeri.

2.2.2 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 2.8 [8]. Moleculele de apa sunt de obicei omise cand se scriu reactiile de hidroliza, dar rolul lor este important in determinarea comportarii speciilor.



Figura 2-7. Deprotonarea ionului de aluminiu hidratat [8].

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 2-8. Produsi de hidroliza ai aluminiului [8].

Chimia reactiilor de hidroliza ale aluminiului si fierului si a produsilor de hidroliza este complexa. Conform reactiilor de hidroliza, daca in sistem exista o cantitate suficienta de ion metalic se formeaza specii mononucleare care pot forma specii polinucleare complexe conducand la formarea unui precipitat de hidroxid metalic. Produsii de hidroliza se pot adsorbi (si continua sa hidrolizeze) pe suprafata multor tipuri de particule. Pe de alta parte acestia tind sa reactioneze cu fractiuni de materii organice naturale cu



masa moleculara mare, legandu-se de gruparile functionale ale materiilor organice naturale si formand particule mici microcristaline cu sarcina pozitiva care pot fi stabilizate prin adsorbtia substantelor organice naturale cu sarcina negativa [9], [10].

Solubilitatea precipitatului de hidroxid metalic este un factor care trebuie sa fie considerat in maximizarea eficientei coagulantului si minimizarea concentratiei de aluminiu (sau Fe) rezidual din apa tratata. La pH scazut, dizolvarea precipitatului de hidroxid metalic conduce la produsi de hidroliza solubili pozitivi si la ioni metalici hidratati in timp ce la pH ridicat se formeaza produsi solubili negativi de tipul Al(OH)4

-, respectiv Fe(OH)4- in

cazul fierului. Aceste specii sunt coordinate in sistem tetraedic, nu octaedric, neputandu-se realiza deprotonarea lor. pH-ul solubilitatii minime a hidroxidului de aluminiu la 25 0C este aproximativ 6.3 (figura 2.9) in timp ce pentru hidroxidul feric este aproape de 8 (figura 2.10). pH-ul solubilitatii minime creste cu scaderea temperaturii astfel incat la 4 0C pH-ul de solubilitate minima a hidroxidului de aluminiu proaspat este 6,8 [11].

Diagramele de solubilitate din figurile 2.9 si 2.10 au fost realizate utilizand constantele de formare (βx,y) si constantele de solubilitate date in tabelul 2.1. Taria ionica a solutiei a fost presupusa 0,001 M. Constantele de formare din tabelul 2.1 se obtin prin aplicarea legii actiunii maselor la ecuatii de forma:

x M3+ + y H2O Mx(OH)y(3x-y)+ + y H+ (2-6)

( )[ ][ ]

x

yyxyx

yx MHOHM

][ 3

)3(

, +

++−

=β (2-7)

respectiv:

M(OH)3(s) + 3 H+ M3+ + 2 H2O (2-8)

3

3

][][

+

+

=HMKsp (2-9)

O serie de cercetatori au presupus ca cele mai importante specii de hidroliza mononucleare sunt: Al(OH)2+, Al(OH)2

+, Al(OH)3 si Al(OH)4- [10].

Altii au raportat ca efectul pH-ului asupra solubilitatii precipitatului de hidroxid de aluminiu proaspat poate fi cu acuratete determinat numai daca sunt considerate ca specii mononucleare de hidroliza Al(H2O)6

3+ ; Al(OH)2+ si

Al(OH)4- [12], [13], [11]. Aceasta presupunere a fost utilizata pentru a

realiza diagrama din figura 2.9.

Liniile punctate din figura 2.9 indica concentratia fiecarei specii de aluminiu cand aceasta este in echilibru cu precipitatul de hidroxid de aluminiu. Ecuatiile pentru fiecare linie punctata au fost obtinute prin combinarea relatiilor 2.6 si 2.8 si utilizand constanta de echilibru



corespunzatoare corectata pentru taria ionica respectiva. De exemplu, ecuatia pentru log[Al(OH)2+], cand taria ionica este I = 0,001M va fi:

( )[ ] pH257.5Hlog2KloglogOHAllog sp1,12 −=++β= ++ (2-10)

Figura 2-9. Diagrama de solubilitate a hidroxidului de aluminiu [5].

Figura 2-10. Diagrama de solubilitate a hidroxidului de fier [5].



Tabel 2-1. Constantele de formare si constantele de solubilitate utilizate la realizarea diagramelor de solubilitate pentru hidroxidul de aluminiu amorf, T = 25 0C si I = 0.001 M.

Produs de hidroliza

pβx,y pKsp Referinta

Al(OH)2+ 4.99 5.07 Ball, Nordstrom, and Jenne, 1980

Al(OH)4- 23.00 23.12 Ball, Nordstrom, and Jenne,

1980 Al(OH)3 (s) - 10.5 10.64 Ball, Nordstrom, and Jenne,

1980

Spectroscopia de rezonanta magnetica nuclera a pus in evidenta existenta cu certitudine a speciei polinucleare de hidroliza Al13O4(OH)24

7+ [10]. In aceste specii polinuclere atomii metalici sunt interconectati prin duble legaruri metal – hidroxid, legaturi care sunt greu de desfacut. De aceea in situatia in care aceste specii polinucleare sunt transferate din solutia in care s-au format intr-o solutie in care nu se pot forma (sistem coloidal apos), trecerea acestora in alte specii poate sa aiba loc dar cu viteza foarte scazuta, prin urmare aceste specii au tendinta sa persiste. De aceea diagramele de coagulare pentru reducerea MON sau a particulelor solide s-au realizat avand la baza existenta acestor specii polinucleare de hidroliza.

Speciile polinucleare s-au detectat la concentratii totale mari de aluminiu (> 1x10-3M) si la valori ale pH-ului cuprindse intre 7 (in dreapta) si curba de formare a hidroxidului de aluminiu in stanga (figura 2.9). Speciile polinuclere nu pot fi detectate in prezenta concentratiilor ridicate de anioni multivalenti de tipul sulfatului sau in solutii cu mineralizare ridicata.

2.2.2.1 Actiunea coagulantilor metalici hidrolizati

Figura 2.11 ilustreaza mecanismele prin care produsii de hidroliza pot actiona cand o sare metalica hidrolizabila este adaugata unei ape care contine particule si materii organice naturale. Daca doza de coagulant este suficienta si conditiile fizice sunt favorizante, prezenta produsilor de hidroliza poate conduce la formarea de flocoane. In continuare se vor descrie procesele asociate fiecarui mecanism din figura 2.11.

Mecanismele A si B – reprezinta reactiile produsilor de hidroliza metalici pe suprafata particulelor (minerale, microorganisme) si poate include procesul prin care produsii de hidroliza solubili se leaga cu compusii organici naturali solubili. Unii cercetatori [11], [14], [15] au argumentat ca legarea produsilor de hidroliza solubili cu materiile organice naturale solubile nu reprezinta un mecanism semnificativ in reducerea MON din apa; procesul care controleaza reducerea MON in toate situatiile este adsorbtia MON pe suprafata precipitatului.

Daca legaturile disponibile la suprafata particulelor sunt relativ abundente fata de concentratia produsilor de hidroliza si au o afinitate



pentru acestia, toti produsii de hidroliza formati vor reactiona ireversibil cu aceste suprafete si nu vor mai fi disponibili pentru a forma hidroxizi.

In cazul particulelor cu sarcina electrica negativa (argile, microorganisme) sarcinile pozitive ale produsilor de hidroliza pozitivi legati de suprafetele particulelor pot neutraliza sarcina de suprafata a altor particule si suspensia va fi destabilizata. Aceasta este asa-numita coagulare prin neutralizarea sarcinii.

pH-ul tinde sa scada

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

Figura 2-11. Mecanisme de reactie posibile la adaugarea sarurilor pe baza de aluminiu in apa continand materii in suspensie si MON.

De exemplu, pentru o particula de silice cu sarcini negative pe suprafata:

Al3+ + ≡SiO- → ≡SiO-Al(OH)2+ + 2H+ (2-11)

O particula de silice dupa tratare cu o sare de aluminiu si cu un numar egal de grupari ≡SiO- si ≡SiO-Al(OH)2

+ va avea o sarcina neta de suprafata 0 si in acord cu principiul stabilitatii sistemelor coloidale sistemul va fi destabilizat prin neutralizarea sarcinii de suprafata.

In uzinele de apa care utilizeaza filtrarea directa si nu sunt implicate cantitati mari de namol care sa sedimenteze, destabilizarea prin neutralizarea sarcinii este suficienta. Cantitatea de sarcini pozitive pentru neutralizare este proportionala cu densitatea de sarcina de la suprafata particulei si cu suprafata totala a particulelor din suspensie. Cand se utilizeaza destabilizarea prin neutralizarea sarcinii pentru suspensii diluate, viteza de floculare este mai mica decat viteza obtinuta cand se formeaza un precipitat voluminos de hidroxid de aluminiu.



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.

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.

Este posibil (in special la pH< 6,5 si in solutii diluate) ca precipitatul microcristalin sa se stabilizeze cu sarcini pozitive si sa ramana dispersat in solutie. In acest caz indepartarea acestora devine imposibila. Anionii multivalenti ca sulfatul sau fosfatul, dar si materiile organice naturale tind sa se adsoarba pe suprafata precipitatului incarcat pozitiv sa reduca sarcina neta de suprafata si sa destabilizeze suspensia. Prin urmare daca apa contine cantitati semnificative de anioni multivalenti sau acestia se adauga



din sulfatul de aluminiu sau acidul sulfuric, se poate evita restabilizarea la valori mici ale pH-ului.

In tratarea apelor diluate (cu concentratie scazuta de materii coloidale) la pH scazut, destabilizarea prin neutralizarea sarcinii se poate realiza la doze relativ scazute de coagulant.

Mecanismul E

Mecanismul E din figura 2.11. reprezinta procesul prin care sarurile metalice hidrolizabile formeaza specii de hidroliza solubile. Pentru o doza data de coagulant, cantitatea de hidroxid metalic care precipita este dependenta de pH-ul final al solutiei, timpul de reactie, temperatura. pH-ul final de reactie depinde de pH-ul si alcalinitatea apei brute, de cantitatea de coagulant adaugat si de aciditatea acestuia.

In momentul adaugarii solutiilor de coagulanti metalici hidrolizabili in apa care urmeaza sa fie tratata, are loc reactia de hidroliza din care rezulta ioni de hidrogen care scad alcalinitatea si tind sa scada pH-ul apei.

H+ + HCO3- H2CO3 (CO2 + H2O) (2-12)

Cantitatea de acid tare sau aciditatea solutiilor de coagulant comerciale depinde de bazicitatea produsilor prehidrolizati si de cantitatea de acid a produsilor cu acid suplimentar. Letterman, Chappell si Mates [20] au aratat ca aciditatea efectiva a unui coagulant poate fi estimata folosind expresia:

( ) ( )MCA

AWBmetalmgmechivefectivaAciditatea

7.52)(1003300/ +

−= (2-13)

in care:

B – bazicitatea produsilor prehidrolizati (%);

A – procentul gravimetric de acid sufuric in coagulantii cu acid sulfuric suplimentar;

AW – greutatea atomica a metalului;

MC – concentratia metalului in solutia de produs (% gravimetrice);

Formula se bazeaza pe presupunerea ca produsii de hidroliza predominanti prezenti dupa adaugarea coagulantului sunt hidroxizii metalici Al(OH)3 respectiv Fe(OH)3 cu un raport molar OH/metal egal cu 3. Deoarece este probabil ca producatorii nu vor adauga acid suplimentar la solutiile prehidrolizate se poate presupune ca daca B > 0 atunci A = 0 iar cand A > 0, B = 0.

In tabelul 2.2 sunt date ca exemple aciditatile efective calculate pentru cativa coagulanti. Aciditatea efectiva a coagulantilor poate fi utilizata pentru estimarea pH-ului dupa floculare.



Tabel 2-2. Aciditatea efectiva calculata pentru diferite produse de coagulare comerciale [5]*.

Solutia de coagulant

Bazicitatea (%)

Continut de acid sulfuric

(% acid sulfuric 93%)

Concentratia de metal in solutia de produs (%

gravimetrice)

Aciditatea calculata

(mechiv/ mg M**)

Sulfat de aluminiu 0 0 4.3 0.111

Policlorura de aluminiu

75 0 12.3 0.028

Sulfat feric 7 0 12 0.051

* Caracteristicile solutiilor utilizate in calcul au fost preluate din fisele tehnice ale produselor comerciale; ** M - aluminiu sau fier

2.2.2.2 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 2.12 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.

Figura 2-12. Variatia concentratiei de hidroxid de aluminiu si aluminiu adaugat in functie de pH [5].



Pentru realizarea curbelor din figura 2.12 s-au folosit constantele din tabelul 2.2 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 2.12.

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 reducerea COD este neglijabila. La doze de pana la 1 mg Al/l (12.8 mg Al2(SO4)3*14 H2O/l) intreaga cantitate de aluminiu dozat se regaseste in apa tratata (solubil si sub forma microcristalina) – fig 2.13 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. 2.13a). 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. 2.13). 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. 2.13c).



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).

Figura 2-13. 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].



2.2.3 Diagrame de coagulare

Diagramele de coagulare sunt folosite pentru a defini doza de reactiv relativ la pH-ul solutiei pentru: (1) reducerea turbiditatii, (2) reducerea culorii, (3) filtrare directa si (4) selectarea dispozitivelor folosite pentru amestecul rapid. Principiul acestor diagrame consta in asocierea conditiilor chimice cu diferite mecanisme de coagulare, din acest motiv diagramele constituind si un instrument important pentru planificarea, analiza, si interpretarea rezultatelor jar test si a studiilor pe statiile pilot.

2.2.3.1 Reducerea turbiditatii

Diagramele pentru aluminiu (figura 2.14) au fost dezvoltate prin suprapunerea conditiilor chimice In prezenta carora are loc coagularea peste diagrama de stabilitate termodinamica a (figura 2.9). Diagramele

de coagulare sunt valabile in principiu pentru temperaturi cuprinse intre 15-25oC si trebuie folosite cu atentie in cazul apelor reci. Pentru dezvoltarea diagramei de coagulare a aluminiului [23,27], au fost reprezentate pe o singura diagrama rezultatele obtinute de cativa cercetatori in termeni de log[Al] in moli pe litru functie de pH-ul solutiei. Acesta diagrama a fost suprapusa peste diagrama de solubilitate termodinamica. Pe baza acestor date si a altor studii, Amirtharajah si Mills [23] au dezvoltat diagrama de coagulare a aluminiului pentru reducerea turbiditatii, diagrama prezentata in figura 2.14. Coagularea se produce cand speciile solubile de hidroliza (ex.

)s()OH(Al 3

+2AlOH ) sau hidroxid solid de aluminiu interactioneaza cu particulele coloidale. Punctul isoelectric (iep) pentru hidroxidul de aluminiu se gaseste in domeniul de pH 7.0-9.0, functie de ionii din solutie (de obicei anioni). Datele prezentate, se bazeaza pe faptul ca hidroxidul de aluminiu are un (iep) la pH 8.0. Interactiunea dintre hidroxidul de aluminiu (incarcat pozitiv) si particulele coloidale (incarcate negativ) produce doua puncte de potential zeta zero, la valori ale pH-ului de 4.8 si 6.8, punctele D si E din figura 2.14. O coagulare favorabila se poate produce la oricare din aceste valori ale pH-ului. Intre aceste doua valori, coloidul acoperit cu coagulant se restabilizeaza datorita adsorbtiei in exces a speciilor incarcate pozitiv.

Regiunea (sub forma de coroana) din jurul zonei de restabilizare are un potential zeta zero si indeplineste conditiile chimice care sunt favorabile filtrarii directe.

Stoechiometria aplicata in cazul coagularii la un pH fix (de exemplu pH=6.0) implica o relatie liniara intre doza de coagulant si concentratia coloizilor si va avea ca rezultat liniile din figura 2.14 (ex. A, B, C) care definesc limita orizontala inferioara a zonei de restabilizare pentru o concentratie crescanda de coloizi. Aceste linii ofera o relatie directa privind doza necesara de aluminiu pentru coagulare. Precipitarea poate fi catalizata prin intermediul unor complecsi (sfere la exterior) de tipul . +

42 SO)OH(Al



Daca doza de sulfat de aluminiu creste spre 30 mg/L (10-4M) la un pH de 7.0-8.0, precipitarea hidroxidului de aluminiu solid tinde sa devina evidenta, si mecanismul de coagulare prin precipitare devine predominant. Pe baza demonstratiilor teoretice si a rezultatelor empirice, s-a definit o regiune aproximativa pentru conditii optime de coagulare prin precipitare (figura 2.14).

Neutralizarea sarciniila poten¡ial zeta zero cu

)s()OH(Al/)OH(Al 3nYX+

Zonå de restabilizare

Precipitare optimå

Coagulare prin precipitare

)s()OH(Al 3

+2)OH(Al

4208 )OH(Al +

To talA l−4)OH(Al

iep (punct izoelectric)Coloidneacoperit

Coloid acoperit cu

iep

D E

+n 3 )s()OH(Al

A

B

C

2 4 6 8 10 12

+

0

-

-4

-5

-6

POT

ENº

IAL

ZET

A

0.3

1

3

10

30

100

LOG

[A

l] (

mo

l/L)

Zona de neutralizare a sarcinii (poten¡ial zeta zero)folosind )s()OH(Al 3

Al+3

pH

Figura 2-14. Diagrama de coagulare a sulfatului de aluminiu si relatia cu potentialul zeta.

Pentru folosirea diagramelor de coagulare trebuie considerate trei aspecte importante:

• Zona de restabilizare din figura 2.14 este functie de suprafata coloidului. Zona este prezentata pentru doze de sulfat de aluminiu de la 2 la 30 mg/L si valori ale pH-ului intre 5.0 si 6.8. Aceste domenii sunt aplicabile pentru ape cu concentratii scazute ale coloizilor, ape care sunt in general folosite ca surse pentru statiile de tratare. In cazul unor coloizi cu suprafata sensibil mai mare, limita inferioara a zonei de



restabilizare se va deplasa spre doze mai mari de aluminiu, reducand astfel zona de restabilizare.

• Concentratii ridicate de anioni, cum ar fi fosfatii ( −34PO ), silicatii

[ −33)(OH ] sau sulfatii )( 2

4−SO pot cauza restabilizarea. Prezenta in apa

bruta a ionilor de sulfat in concentratii mai mari de 10 -14 mg/l ca sulfat, tinde sa elimine schimbarea sarcinii electrice a coloidului.

SiO

• Concentratia semnificativa a materiilor organice naturale poate sa influenteze puternic doza de aluminiu necesara pentru coagulare, si sa schimbe semnificativ zonele de coagulare din diagrama.

2.2.3.2 Reducerea culorii

Definirea conditiilor chimice necesare pentru reducerea culorii (datorata substantelor humice) se poate face folosind tot diagrama de coagulare a aluminiului [28]. In figura 2.15 sunt prezentate regiunile pentru care se poate reduce eficient culoarea pentru doua concentratii initiale de acid humic. Pentru concentratii mici ale culorii (culoare initiala=100 CU sau TOC=4 mg/l) se definesc doua regiuni distincte pentru reducerea culorii. Aceste regiuni pot fi asociate cu doua mecanisme de reducere a culorii.

90% reducere pentru 100 c.u.

pH-ul SOLUºIEI AMESTECATE

2 4 6 8 10 12-8

-7

-6

-5

-4

-3

-2

+2)OH(Al

4208 )OH(Al +

−4)OH(Al

totalAl

90% reducerepentru 450 c.u.

80% reducerepentru 100 c.u.

Figura 2-15. Domeniile de reducere a culorii figurate pe digrama de coagulare a aluminiului pentru o cantitate initiala de 4 mg/l de acid humic ca TOC (100CU) si 20 mg/l ca TOC (450CU) cu o turbiditate

egala cu zero.

LOG

(A

l) -

mo

0.3

1

3

10

30

100

300

l/L

Al 3+



In domeniul de pH 6...8 exista conditii pentru formarea rapida de solid amorf, si reducerea se produce probabil prin adsorbtia

acidului humic de catre precipitatul de . In intervalul de pH cuprins

intre 4 si 5.5, se poate aproxima ca acidul humic este precipitat intr-o faza insolubila sau incipient solida a hidroxidului de aluminiu care poate conduce la un precipitat de aluminat humic prin interactiuni chimice. La concentratii initiale mai mari ale culorii (450 UC) cele doua zone de inlocuire fuzioneaza formand o singura zona de reducere a culorii (figura 2.15). Aceasta generalizare a mecanismului de reducere a culorii cu ajutorul sulfatului de aluminiu a fost sugerata si validata de catre Dempsey [29, 30] si altii. Domeniile de reducere a culorii din figura 2.15 se aplica la mase moleculare mari (>50.000) ale acizilor humici (Aldrich). Pentru substante humice naturale, fractiunile cu masa moleculara mai mica (<10.000) nu sunt indepartate cu aceeasi eficienta prin coagulare. Astfel, pentru indepartarea acestor fractiuni cu masa moleculara mica, trebuie luate in considerare alte procese cum ar fi adsorbtia. Rezultatele din figura 2.15 ilustreaza faptul ca o reducere optima a culorii se produce la un pH mai mic decat cel optim pentru reducerea turbiditatii. In acest sens se poate compara zona optima de actiune din figura 2.14 cu zonele de indepartare a culorii din figura 2.15.

3)(OHAl3)(OHAl

2.2.3.3 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,

(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 2-3. Caracteristicile apei brute utilizate in experiment [5]. Caracteristici AB U.M. Valoare

pH unitati 7.6 Alcalinitate mechiv/l 1 TDS mg/l 190

Turbiditate NTU 0.9 Culoare unit. Pt - Co 50 TOC 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 2.16 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.

0

10

20

30

40

50

60

1 10 100

Doza sulfat de aluminu (mg/l)

Cul

oare

a fil

trat

(uni

tati

Pt-C

o)

1000

Apa bruta - 50 unit Pt-Co

Figura 2-16. Efectul dozei de sulfat de aluminiu asupra culorii filtratului [5].

Pentru masurarea fractiei de MON din COD in coagularea cu saruri metalice hidrolizabile se utilizeaza coeficientul IAS (indice de absorbtie specifica) definit prin relatia:

100DOCUV

IAS 254 ×= (2-14)



In care: IAS–indice de absorbtie specifica (dm3/mg,cm);

UV254–absorbanta razelor UV cu lungimea de unda 254nm(cm-1);

COD – carbon organic dizolvat (mg/dm3).

0

0.05

0.1

0.15

0.2

0.25

0.3

0.35

0.4

1 10 100 1000


UV

254n

m (c

m-1

)

Apa bruta - 0.310 cm-1

Figura 2-17. Efectul dozei de sulfat de aluminiu asupra absorbantei UV la 254 nm prin proba filtrata [5].

In figura 2.17 este prezentata evolutia absorbantei la 254 nm a probelor filtrate in functie de doza de sulfat de aluminiu. Se observa ca o reducere efcienta a absorbantei necesita doze de sulfat de aluminiu de cel putin 30 mg/l (2.4 mg Al/l). De asemenea se poate observa ca eficienta maxima de reducere a fost inregistrata la 100 mg/l sulfat de aluminiu si ca cca. 12 % din MON nu pot fi indepartate prin coagulare. Curba evidentiaza o scadere brusca a absorbantei (determinata de scaderea MON) cu cresterea dozei de sulfat. Aceasta comportare este specifica MON cu masa moleculara mare si compozitie omogena. In cazul maselor moleculare mici si distributie extinsa a masei moleculare a acestora, reducerea MON se face gradual cu cresterea dozei de sulfat de aluminiu.

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 2.18. 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 2.19.



Figura 2-18. Variatia turbiditatii filtratului si a concentratiei de aluminiu din filtrat cu doza de sulfat de

aluminiu [5].

3

4

5

6

7

8

1 10 100 1000


pH fi

ltrat

(uni

tati)

pHapa bruta = 7.6

Figura 2-19. Variatia pH-ului cu concentratia de sulfat de aluminiu [5].

In acest caz sedimentarea nu este un proces eficient de separare insa datorita faptului ca dozele pentru reducerea MON sunt in domeniul 30 – 40 mg/l sulfat de aluminiu, nici filtrarea directa nu poate fi un proces fezabil. Rezultatele au sugerat ca flotatia cu aer dizolvat poate fi considerata ca metoda de separare.

Unele cercetari [34, 35] au demonstrat ca materiile humice pot fi precipitate de polielectroliti cationici organici de natura sintetica folositi



singuri sub forma de coagulanti. In multe din aceste cazuri, componentele solide formate din materialele humice si un polielectrolit sintetic organic nu sunt sedimentabile, dar, cand se aplica doza de polimer corespunzatoare, sunt totdeauna filtrabile. Toate aceste cercetari au demonstrat o relatie stoechiometrica intre concentratia materiilor humice tratate si doza de polielectrolit cationic necesara pentru coagularea efectiva, urmata de sedimentare si filtrare. O indepartare eficienta se obtine la o mobilitate electroforetica a precipitatului apropiata de zero, sau chiar egala cu zero, cu procent de indepartare scazut la un dozaj de polielectrolit mai mare sau mai mic. Supradozarea a produs restabilizarea precipitatului prin formarea unor particule incarcate pozitiv.

Edzwald si altii [36] au demonstrat ca polielectrolitii cationici pot fi folositi in filtrarea directa a apelor cu continut de substante humice, producand mici particule destabilizate care sunt filtrabile. Spre deosebire de aceasta, atunci cand pentru eliminare este folosita sedimentarea, coagulantul este necesar pentru cresterea particulelor in procesul de floculare.

Asa cum s-a prezentat anterior, substantele humice pot fi eliminate din solutii de catre sarurile de fier (III) si aluminiu prin doua mecanisme. Ambele implica o relatie stoichiometrica intre concentratia de COD si doza de coagulant, si ambele sunt foarte dependente de pH. Semmens si Field [37] au indicat faptul ca eliminarea substantelor organice naturale din sursele de apa cu un continut ridicat de COD (10 pana la 16 mg/l COD) cu ajutorul sulfatului de aluminiu, la valori ale pH-ului de 6.0 si mai mare s-a realizat prin adsorbtia substantelor organice pe precipitat de Al (OH)3, si au considerat ca eliminarea la valori ale pH-ului de 5 si mai scazute se face in principal prin precipitarea moleculelor organice solubile cu ajutorul speciilor de aluminiu solubil, care sunt probabil polimeri de aluminiu cationic. In domeniul de pH cuprins intre 5.0 si 6.0, aceste procese au loc simultan. Dozele de aluminiu necesar pentru eliminarea substantelor organice din aceste ape variaza cu pH-ul, si sunt mai mici la pH 5.0.

Aceste rezultate prezentate de Semmens si Field [37] sunt sustinute calitativ de alte cercetari mai recente [29,30,38] pe ape cu un continut scazut de COD. Pentru tratarea substantelor humice cu saruri de aluminiu, Dempsey si colaboratorii sai [29,30] au indicat ca la pH mai mic de 5, eliminarea substantelor humice are loc prin precipitare directa cu monomeri si polimeri mici de aluminiu. La pH mai mare de 7, eliminarea se face prin adsorbtia substantelor humice pe precipitatul de Al(OH)3. Ambele procese pot avea loc in domeniul de pH cuprins intre 5 si 7, depinzand de anumiti factori cum ar fi: concentratia de COD, doza de aluminiu, tipul de coagulant de aluminiu (sulfat de aluminiu, PACl). La concentratii scazute ale COD (si dozaj scazut de aluminiu corespunzator) formarea precipitatelor de humati de aluminiu poate fi favorizata prin adsorbtia substantelor humice pe un precipitat Al(OH)3. Rezultatul este ca in tratarea surselor de apa cu continut mare de TOC, precipitarea hidroxidului de aluminiu este favorizata cinetic fata de formarea precipitatelor de humati de aluminiu dozele de coagulant



cresc, filtrarea directa este eliminata ca optiune de tratare, si cantitatea de namol rezultat este mai crescuta [39].

Cand sunt folosite sarurile de fier drept coagulant pentru eliminarea COD, pot fi facute observatii similare referitoare la mecanismul de eliminare si la factorii implicati in proces, exceptie facand faptul ca limitele de pH sunt oarecum mai scazute.

Edzwald si colaboratorii [36] au determinat o reducere a precursorilor THM din apele de suprafata cu aproximativ 60% prin filtrare directa cu sulfat de aluminiu si prin coagulare conventionala si sedimentare [39]. Desi aceste rezultate nu se aplica la toate apele, ele constituie o estimare folositoare a eficacitatii sarurilor de aluminiu si fier (III) in reducerea substantelor organice naturale din apele de suprafata.

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".

2.2.4 Coagularea avansata

Procesul cunoscut sub denumirea de "coagulare avansata" a aparut ca urmare a necesitatii obiective de reducere a materiilor organice naturale (MON) în 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 între continutul de carbon organic din apa si cantitatea de subprodusi formati în urma aplicarii dezinfectantului. De asemenea, Edwards [19] elaboreaza o relatie liniara între DOC si subprodusii organo-clorurati.

Chapra, Canale si Amy (1997) [24], utilizand date pentru apa subterana si ape de suprafata au aratat ca exista o corelatie stransa (r2 = 0.936, n = 133) intre potentialul de formare a trihalometanilor si concentratia de carbon organic total din apa bruta.

248.1TOC78.43THMFP = (2-15)

unde:

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

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

Reducerea concentratiei substantelor organice aflate în apa înainte de aplicarea dezinfectantului poate sa conduca la o scadere a concentratiei de subprodusi rezultati. Experimente realizate în 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 împreuna, 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 înainte de aplicarea continua a dezinfectantului se considera a fi în 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

In tabelul 2.4 sunt prezentate cerintele reducerii TOC si alcalinitatea apei brute, care trebuie îndeplinita (Conditia 1) pentru a se putea considera ca se asigura conditiile realizarii coagularii avansate [5]. 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 în 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 între 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 1.4 scade odata cu cresterea alcalinitatii apei brute. Reducerea TOC se poate realiza prin dozarea în apa numai a coagulantului, sau a coagulantului si a unei solutii acide.

Tabel 2-4. Conditia 1: Reducerea procentuala a TOC [5], [26].

Alcalinitatea apei brute – mg/l CaCO3 TOC mg C/dm3 0-60 60-120 >120

2.0-4.0 35% 25% 15% 4.0-8.0 45% 35% 25% >8.0 50% 40% 30%

1 D/DBP – Disinfectants/Disinfection By-Products



Unele uzine de apa folosesc apa bruta în compozitia careia intra substante organice naturale care nu pot fi îndepartate prin coagulare. In acest caz, costurile pentru realizarea prevederilor din tabelul 2.4 sunt mari. Pentru aceste situatii se aplica un alt criteriu privind cantitatea de TOC care trebuie îndepartata din apa. Se stabileste un punct denumit PECA2 [5], [22] care corespunde dozei de sulfat de aluminiu determinata în urma jar testului pentru care reducerea TOC ar fi mai mica de 0.3 mg/l daca s-ar mai mari doza de reactiv cu 10 mg/l. O uzina de apa care foloseste o apa bruta cu continut de substanta organica naturala care nu poate fi îndepartata prin coagulare, trebuie sa realizeze procentul de reducere a TOC-ului corespunzator Criteriului PECA, stabilit în urma jar-testului.

Rezultatele unui studiu efectuat de White si Thompson [42] privind coagualrea avansata se prezinta in figura 2.20; apa a avut continut moderat de TOC (4-8 mg/l) si alcalinitate scazuta.

In figura 2.20, se poate observa ca la coagularea cu sulfat de aluminiu se reduce cu mai mult de 50% continutul de TOC. La doze reduse de reactiv, se observa aparitia unei zone plate care se caracterizeaza prin faptul ca valorile TOC raman neschimbate prin marirea dozei de coagulant. Cresterea turbiditatii si scaderea concentratiei de carbon organic dizolvat (DOC) în cazul unor doze mici de sulfat de aluminiu indica faptul ca materia organica dizolvata se afla sub o forma nesedimentabila.

Dupa depasirea zonei initiale, se observa ca valorile TOC scad odata cu cresterea dozei de sulfat, mai accentuat la început si cu o tendinta de atenuare pe masura ce creste doza de coagulant. Prin cresterea în continuare a dozei de reactiv se ajunge în situatia cand cantitatea de TOC îndepartata din apa creste foarte putin sau ramane chiar constanta. In cazul apei analizate, a fost necesara o doza de sulfat de aluminiu de 20 - 25 mg/l pentru a destabiliza particulele si a începe scaderea continutului de TOC si a turbiditatii. Pentru doze de reactivi mai mari de 40 mg/l cresterea procentului de reducere a TOC este nesemnificativa. In cazul acestei ape, datorita alcalinitatii scazute, a fost necesara adaugarea unei solutii bazice concomitent cu sulfatul de aluminiu, pentru a nu permite scaderea pH-ului sub valoarea pH=5.5.

Pentru a îndeplinii conditiile din tabelul 2.2 (reducere cu 45% a TOC) a fost necesara o doza de 35 mg/l sulfat de aluminiu. In aceeasi figura este prezentata si o dreapta cu panta de 0.3 mg TOC/10 mg Al2(SO4)3 pentru a pune în evidenta doza de reactiv corespunzatoare Criteriului PECA. Aceasta doza a fost estimata la 40 mg/l.

In figura 2.21 este prezentat un profil jar-test pentru coagulare avansata în cazul unei ape cu continut scazut de TOC (2-4 mg/l) si alcalinitate scazuta. In cazul acestei ape, pentru satisfacerea Conditiei 1 privind reducerea TOC (cu 35%) este necesara o doza de 20 mg/l, cu 5 mg/l

2 PECA – Punctul de Eficienta a Coagularii Avansate (Point of diminishing return)



mai mult decat doza necesara pentru a îndeplini conditiile PECA. Reducerea TOC corespunzatoare Criteriului PECA a fost de 34%.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 10

Doza de sulfat de aluminiu (mg/l)

Ca

rbon

or

0

ga

nic

tota

l (m

g C

/l)

Condi¡ii in¡iale: TOC = 7.5 mg C/l Alcalinitate = 17 mg/l C hidrofob = 50%

IAS = 3.7 dm3/mg,cm

Panta = 0.3/10

PECA

Conform Condi¡iei 1

Figura 2-20. Reprezentarea dozelor de reactiv necesare pentru a îndeplini conditia 1 privind coagularea avansata si conditia PECA [42].

0

1

2

3

4

0 10 20 30 40 50 60 70 80 90 10

Doza de sulfat de aluminiu (mg/l)

Ca

rbon

org

ani

c (m

g C

/l)

0

TOC DOC

Panta = 0.3/10

PECA Conform Condi¡iei 1

TOC<2 mg/dm3

Condi¡ii in¡iale: TOC=3.6 mg C/l Alcalinitate =6 mg/l C hidrofob = 49%

IAS = 3.9 dm3/mg,cm

Figura 2-21. Profil jar test pentru o apa bruta cu concentratie scazuta de TOC si alcalinitate redusa[42].

O serie de cercetatori [42] au observat ca exista o relatie stoechiometrica între concentratia substantelor organice a apelor care contin substanta humica si doza de coagulant necesara pentru reducerea turbiditatii si a TOC.



Corelatia dintre concentratia TOC a apei brute si doza de sulfat de aluminiu necesara pentru a initia reducerea turbiditatii si a TOC-ului pentru ape din surse diferite este prezentata în figura 2.22. Apele cu o concentratii ridicate de TOC necesita doze mai mari de sulfat de aluminiu pentru initierea reducerii turbiditatii si a TOC-ului. Coagularea materiilor organice naturale dizolvate se poate produce prin diferite mecanisme la diferite valori de pH; la valori mici ale pH-ului are loc precipitarea compusilor humici si fulvici ai aluminiului iar la valori ridicate ale pH-ului se produce adsorbtia acestora de catre flocoanele de hidroxid de aluminiu. Pentru domenii diferite de pH, vor exista relatii stoechiometrice diferite între cantitatea necesara de coagulant pentru începerea reducerii TOC si cantitatea de TOC din apa bruta.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 5 10 15 20 25 30

Concentra¡ia TOC pentru apa brutå (mg C/l)

Doz

a d

e su

lfat d

e a

lum

iniu

(m

g/l

)

Coeficient de corela¡ie R2=0.79

Figura 2-22. Doza de sulfat de aluminiu necesara pentru a initia reducerea TOC si a turbiditatii [42].

0

10

20

30

40

50

60

70

80

0 5 10 15 20 25 30

Concentra¡ia TOC pentru apa brutå (mg C/l)

Doz

a d

e su

lfat d

e a

lum

iniu

(m

g/l

)

pH = 5.3-6.0 pH=6.0-7.0

R2=0.98(pH=5.3-6.0)

R2=0.77(pH=6.0-7.0)

Figura 2-23. Doza de sulfat de aluminiu necesara pentru a initia reducerea TOC si a turbiditatii pentru ape coagulate la pH=5.3-6.0 si pH=6.0-7.0 [42].



In figura 2.23 este prezentata independent corelatia pentru doua intervale de pH: 5.3-6.0 si 6.0-7.0. Pentru intervalul de pH=5.3-6.0, corelatia este foarte buna (R2=0.98) iar dreapta de regresie rezultata are o panta de 2.2 mg sulfat/mg TOC.

Aceste corelatii includ toate categoriile de ape analizate (cu continut scazut sau ridicat de substanta humica), indicele IAS variabil de la 2.1 la 5.6 (dm3/mg,cm). Pentru intervalul de pH=6.0-7.0 corelatia este mai slaba (R2=0.77), panta dreptei de regresie rezultata fiind în acest caz de 3.4 mg sulfat/mg TOC. Pentru intervalul de pH 7.0-8.0 nu exista o corelatie între cantitatea necesara de coagulant pentru începerea reducerii TOC-ului si cantitatea de TOC din apa bruta.

Materia organica hidrofoba este îndepartata din apa prin coagulare mai usor decat cea hidrofila. In figura 2.24 este prezentata relatia dintre procentul de îndepartare din apa bruta prin coagulare a materiei organice hidrofobe si procentul maxim de reducere a carbonului organic dizolvat (realizat la doze ridicate de coagulant, pentru care se realizeaza si procentul maxim de reducere a TOC). Se poate observa ca reducerea substantei organice în cazul apelor cu continut relativ ridicat de materie organica hidrofoba este mult mai mare decat în cazul celor cu continut scazut de materie hidrofoba. Procentul total de reducere a DOC este mai ridicat decat cel de reducerea a DOC hidrofob, ceea ce indica faptul ca, numai o parte din DOC hidrofil poate fi îndepartat prin coagulare.

Se presupune ca valorile ridicate ale indicelui de adsorbtie specifica IAS reflecta prezenta în apa respectiva a unei concentratii ridicate de materie humica hidrofoba si deci se preteaza mai bine la coagulare avansata decat cele cu un coeficient IAS redus.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

20 30 40 50 60 70

Con¡inutul DOC hidrofob (%)

Red

ucer

ea m

axi

må

a D

OC

(%

) Coeficient de corela¡ie R2=0.59

Figura 2-24. Efectul continutului de substanta organica hidrofoba asupra dozei maxime de DOC

îndepartat din apa bruta [42].



In figura 2.25 sunt prezentate valorile calculate pentru IAS (functie de DOC rezidual si UV254) pentru 5 ape brute analizate [42].

Se poate observa ca la apele brute cu o valoare IAS ridicata (20 - 110 dm3/mg,cm) apare o reducere semnificativa în urma coagularii cu sulfat de aluminiu, datorita reducerii substantiale a componentelor materiei organice care adsorb razele ultraviolete.

20

30

40

50

60

70

80

90

100

110

0 20 40 60 80 100 120 140 160 180Doza de sulfat de aluminiu (mg/l)

IAS

(l/m

g,cm

)

Manatee, FlaCharleston,S.C.Huston, TexasGroton, ConnEBMUD, Calif.

Figura 2-25. Variatia indicelui de absorbtie specifica IAS cu doza de coagulant pentru diferite calitati de

apa bruta [42].

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 si bromatii sunt mai ridicate în cazul sursei S2. Alcalinitatea si duritatea sunt mai ridicate în cazul sursei S1. Parametrii de calitate pentru cele doua surse sunt prezentati în tabelul 2.5.

Tabel 2-5. 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



Parametru de calitate Apa bruta – S2 Apa bruta - S1

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 2.26.

acid sulfuric pentru ajustare pH

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 2-26. Filiera de tratare [71].

S-au efectuat analize pe urmatoarele probe de apa:

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

UNITATE DE AMESTEC RAPID G = 300s-1, t = 2 min.

BAZIN DE FLOCULARE 3 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 pietris ih = 14.7 m3/h,m2

FILTRU 1 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 pietris ih = 14.7 m3/h,m2

- 50 cm antracit, d=1.0 mm - 20 cm nisip cuartos, d=0.6 mm - 8 cm pietris ih = 14.7 m3/h,m2



- 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 în 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 în cazul sursei S2 fata de sursa S1 (figurile 2.27 si 2.28). Acest comportament se datoreaza proportiei mai mari de substanta humica în apa S2, substanta humica fiind îndepartata prin coagulare mult mai eficient decat componenta non-humica a materiei organice naturale [72, 73].

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.

0

10

20

30

40

0 10 20 30 40 50 60


Efic

ient

a de

redu

cere

TO

C (%

)

pH naturalpH = 5.5

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efic

ient

a de

redu

cere

UV

(%)

pH naturalpH = 5.5

a. b. Figura 2-27. 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 în intervalul pH=5.0-6.0. Rezultatele obtinute de unii cercetatori



indica clar îmbunatatirea 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.

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efic

ient

a de

redu

cere

TO

C (%

)

pH naturalpH = 5.5

0

10

20

30

40

50

60

0 10 20 30 40 50 60


Efic

ient

a de

redu

cere

UV

(%)

pH naturalpH = 5.5

a. b. Figura 2-28. 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.

Pentru o apa de calitatea sursei S1 reglementarea D/DBP prevede o reducere a TOC cu 15%. Aceasta reducere se poate realiza, conform testelor anterioare cu o doza de 10 mg/l sulfat de aluminiu la pH = 5.5 respectiv cu o doza de 35 mg/l la pH –ul natural al apei.

Pentru sursa S2 reglementarea D/DBP prevede o reducere de 25% a concentratiei de carbon organic total. Aceasta se poate realiza cu 20 mg/l sulfat de aluminiu la pH = 5.5 respectiv cu 35 mg/l sulfat de aluminiu la pH-ul natural ala pei.

Din cele prezentate reiese faptul ca reducerea pH-ului la 5.5 inainte de introducerea coagulantului conduce la eficiente mai mari de reducere a incarcarii organice.

In cazul ambelor conditii de pH, coeficientul IAS în cazul sursei de apa S2 a scazut cu cresterea dozei de coagulant, indicand reducerea preferentiala a componentei humice din MON (figura 2.29).

In cazul sursei S1, variatia coeficientului IAS la pH=5.5 a fost foarte mica, pentru ca la pH-ul natural valoarea acestuia sa ramana neschimbata. Acest rezultat sugereaza faptul ca în cazul apei S1 materia organica naturala nu se poate reduce prin coagulare chimica, iar coagularea avansata nu poate reduce subprodusii rezultati în urma dezinfectiei.



0

50

100

150

200

250

300

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65

Doza de sulfat de aluminiu (mg/dm3)

IAS

(dm

3 /mg

,cm

)

pH 5.5, S1 pH natural, S1


S2

S1

Figura 2-29. Variatia indicelui de absorbtie specifica IAS a apei filtrate în functie de doza de sulfat de

aluminiu.

Pentru evaluarea reducerii THM s-au folosit doua metode:

M1- SDS-THM – simularea formarii THM într-o retea de distributie;

M2- THMFP – potentialul de formare a THM.

Cele doua metode difera prin perioada de reactie (3 ore pentru metoda M1 si 7 zile pentru metoda M2) si prin doza de clor aplicata (doza mai mare în cazul metodei M2). Asadar în cazul metodei M2 se asteapta formarea unei cantitati mai mari de THM.

Cantitatile totale de trihalometani (ca suma a CHCl3, CHBrCl2, CHClBr2 si CHBr3) formati functie de doza de reactivi folosita si de pH-ul coagularii sunt prezentate în figura 2.30 (folosind metoda M1) si figura 2.31 (folosind metoda M2).

Reducerea cantitatii de THM se datoreaza reducerii precursorilor de formare a THM si depinde de doza de coagulant folosita. O reducere mai accentuata a THM se observa în cazul coagularii avansate la pH=5.5; procentul de reducere creste doza de sulfat de aluminiu.

La pH=5.5 folosind o doza redusa de sulfat de aluminiu, îndepartarea din apa a precursorilor de formare a THM se datoreaza formarii de complecsi insolubili de aluminiu-humati. Chiar daca acesti complecsi insolubili sunt de dimensiuni reduse pot fi retinuti prin filtrare. Prin cresterea dozei de sulfat de aluminiu, în apa se formeaza atat specii de aluminiu hidrolizat cat si precipitatul de hidroxid de aluminiu, si ambele mecanisme de coagulare pot actiona simultan. In cazul dozelor de sulfat de aluminiu mai mari de 20 mg/l, mecanismul pricipal de coagulare este cel de adsorbtie pe precipitatul de hidroxid de aluminiu.



0

20

40

60

80

100

120

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65


THM

tota

l (μg

/l)



S2

S1

Figura 2-30. Cantitatea totala de THM în apa filtrata în functie de doza de sulfat de aluminiu determinata prin metoda M1.

La pH-ul natural al apei brute, formarea complecsilor aluminiu-humati nu este semnificativa datorita concentratiei reduse a speciilor (cu sarcina electrica pozitiva) de hidroliza ale aluminiului. In acest caz mecanismul predominant de reducere a precursorilor THM este cel de adsorbtie pe precipitatul de hidroxid de aluminiu.

0

50

100

150

200

250

300

350

400

450

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65


THM

tota

l (μg

/l)



S2

S1

Figura 2-31. Cantitatea totala de THM în apa filtrata în functie de doza de sulfat de aluminiu determinata prin metoda M2.

Rezultatele testelor efectuate folosind metoda M2 pot fi folosite pentru a estima care este eficienta cu care coagularea avansata reduce potentialul de formare a THM si care sunt conditiile necesare pentru a putea respecta Conditia 1 si Reglementarea D/DBP. Apa bruta din sursa S1 are o valoarea THM determinata prin metoda M1 mai mica decat valoarea limita propusa de



D/DBP de 40 µg/l. Potentialul redus de formare a THM în cazul apei S1 se datoreaza procentului scazut de substanta humica, dupa cum rezulta si din valoarea redusa a valorii UV254. Este acceptat ca procentul de substanta humica din MON este cel care contribuie semnificativ la formarea THM. Potentialul de formare a THM în cazul apei S2 este substantial, dupa cum dealtfel sugera si valoarea ridicata UV254 masurata.

2.2.4.1 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.

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

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 2-6. Efectele modificarii unor parametrii de calitate ai apei ca urmare a coagularii avansate asupra coroziunii [25].

Impact Parametru

Efectul coagularii avansate Pb Cu Fe

Pb 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 2.6 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.

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 2.4 pot efectua teste la nivel de laborator si pe instalatii pilot privind posibilitatea incadrarii in limitele impuse prin modificarea dozelor de 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 2.4 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.

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

Figura 2-32. Etapele conformarii la cerintele coagularii avansate


CAPITOLUL 3. SISTEME SI PROGRAME EXPERIMENTALE

3 SISTEME SI PROGRAME EXPERIMENTALE 3.1 Obiectivele cercetarilor experimentale

Datele din literatura si studiile intreprinse in tara noastra in ultimii 10 ani au pus in evidenta:

• comportarea diferita a fiecarui tip de apa, caracterizata de particularitatile bazinului hidrografic al sursei in procesul de tratare cu un reactiv chimic;

• progresele tehnologice impun dozarea unor cantitati de reactiv exacte, erori de peste 2 – 3% putand conduce la deteriorarea calitatii apei tratate;

• aparitia si dezvoltarea conceptului de apa biostabila care impune eficiente mari in reducerea turbiditatii (sub 1 NTU), a carbonului organic total (sub 2.5 mg/l) si reducerea totala a continutului biologic si bacteriologic din apa;

• dezvoltarea si diversificarea productiei de reactivi de coagulare – floculare cu domeniu larg de actiune si in special cu riscuri privind calitatea apei potabile in sanatatea umana.

• se remarca diversificarea si multiplicarea indicatorilor de calitate care trebuie monitorizati intre vechile si noile acte normative si in special reducerea valorilor maxim admise pentru cei mai multi dintre acestia; aceasta se datoreaza atat dezvoltarii continue a metodelor de analiza cat si datelor toxicologice de ultima ora privind actiunea diferitilor compusi chimici asupra sanatatii umane;

• este de remarcat faptul ca in stabilirea normelor pentru apa potabila in ceea ce priveste substantele cancerigene, EPA (Agentia pentru Protectia Mediului din Statele Unite ale Americii) are un rol deosebit in legatura cu metodologia de lucru adoptata pentru estimarea riscului individual si a populatiei supuse riscului. Conform SDWA (Safe Drinking Water Act) exista 4 grupe de indicatori (100 compusi):

o chimici anorganici - 20;

o chimici organici – 57;

o microbiologici – 6;

o dezinfectanti si subprodusi de dezinfectie – 8.

Atat in cadrul normelor OMS (Organizatia Mondiala a Sanatatii) cat si in cele americane se remarca numarul mare de compusi organici (de sinteza si volatili) impunandu-se valori limita pentru fiecare in parte si nu pe clase de compusi (ex. pesticide). Se acorda o deosebita atentie dezinfectantilor si subprodusilor de dezinfectie.



Autorul lucrarii a participat in ultimii 7 ani la un program derulat de Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor privind analiza tehnologiei a 8 uzine de apa prin care s-a urmarit:

• compatibilitatea matricei de calitate a apei sursei cu reactivii de

coagulare-floculare utilizati;

• stabilirea prin cercetari "in situ" a reactivilor care conduc la cele mai

bune eficiente;

• influenta diferitilor reactivi de coagulare – floculare asupra eficientei

proceselor tehnologice;

Cercetarile au fost efectuate pe instalatii pilot care simuleaza in totalitate parametrii tehnologici ai proceselor din filierele de tratare.

3.2 Surse si uzine de apa

Determinarile experimentale au fost efectuate pentru mai multe surse de apa, dupa cum urmeaza:

• raul Arges – sursa de apa pentru Uzina de Apa Rosu – Bucuresti;

• raul Dambovita - sursa de apa pentru Uzina Arcuda – Bucuresti;

• lacul Budeasa – sursa de apa pentru Uzina Budeasa Pitesti;

• fluviul Dunarea, sectiunea Calarasi – sursa de apa pentru uzina de apa Calarasi;

• fluviul Dunarea, sectiunea Braila – sursa de apa pentru uzina de apa Braila;

• lacul Tarlung – sursa de apa pentru Uzina Tarlung Brasov;

• raul Prut – sursa de apa pentru uzina de apa Chirita Iasi;

• raul Mures – sursa de apa pentru uzina de apa Targu Mures.

Calitatea apei brute din aceste surse in perioada efectuarii experimentelor este prezentata in tabelul 3.1.

Datele din tabel pun in evidenta:

• calitatea apei din sursa este deteriorata in special in ceea ce priveste continutul de substante organice: valori CCO-Cr de peste 20 mg O2/l, carbon organic total (COT) curent peste 10 mg/l si in unele situatii peste 20 mg C/l;

• apele sunt relativ limpezi: turbiditati reduse datorita acumularilor hidroenergetice existente pe cursul raurilor;

• continutul de azotati relativ mare (intre 5 – 10 mg/l);

• continut redus de bicarbonati.



Tabel 3-1. Calitatea apei brute (valori medii).

Uzina de apa

Indicator U.M Rosu Arges

Arcuda Dambovi

ta Brasov Tarlung

Iasi Prut

Pitesti Budeasa

Calarasi Dunarea

Tg. Mures Mures

Braila Dunarea

Turbiditate NTU 21.3 - 210

20 - 35 4.1 – 5.2 15 – 26 3.5 – 32 20 - 35 8 – 25 18 – 22

pH 7.82 - 8.206

7.6 – 8.1 8.05 – 8.32

8.08 – 8.15

6.88 – 7.58 6.08 - 8 7.6 – 8.3 7.77 – 8.2

Substante organice mg KMnO4/l

12.15 - 14.589

15.8 – 19.28

5.68 – 14.28

12.95 – 18.92

3.3 – 10.42

15.8 – 19.28

14 – 29.64

20.52 – 21.85

CCO - Cr mg O2/l 10.23 - 15.984

12 – 22.2 - 12.88 – 13.44 - 18.65 -

21.2 10.12 –

24 19.23 – 20.15

Carbon organic total mg C/l 6.113 –

12.95 - - 17.92 4.5 – 6.12 15.62 -

22.8 18.65 -

Alcalinitate mechiv/l 1.448 – 2.25

2.9 – 3.7 2.7 – 2.8 3 – 3.4 1.1 – 1.3 2.9 – 3.7 1.3 – 1.5 3.4 – 3.8

Conductivitate μS/cm 286 - 305

302 - 365 536 - 562 235 - 252 405 - 436 235 – 258 421 – 438

TDS mg/l 158 - 162

152 - 181 305 - 315 118 – 125.7 226 - 252 150 - 162 232 – 245

Duritate 0d 5.019 – 7.12

10.9 – 12.32

5.38 – 6.02

11.2 – 12.32 4.4 – 5.6 12.3 –

13.12

Calciu mg/l 30.261 - 56

40.2 – 52.12

48 – 53.71 28 - 30 56 - 62 20 – 24 52 – 60

Magneziu mg/l 3.429 – 12.3

4.62 - 20.9 – 24.3

14.23 – 14.8

14.58 – 15.62 5.6 – 9.7 12.12 –

14.32

Bicarbonati mg/l 88.328 - 121

164.7 – 170.8 183 – 207 70 – 79.3 189 –

225.7 83 – 95 207.4 – 231.8

Cloruri mg/l 16.059 – 21.5

24.8 - 30 8.87 – 10.65

28.4 – 31.25 21 – 27.5 25.6 - 30

Azotati mg/l 4.73 – 6.35

5.2 - 6.8 3.2 – 6.7 2.5 – 2.85 8.1 – 10.2 4.2 – 7.5 6.2 – 9.23

Azotiti mg/l 0.0111 – 0.032

0.001 - 0.009

0.039 – 0.057

0.001 – 0.018

0.018 – 0.21

0.041 – 0.175

0.012 – 0.056

Amoniu mg/l 0.032 – 0.25

0.025 – 0.12 0.2 – 0.34 0.14 –

0.21 0.33 – 0.45

0.07 – 0.139

0.21 – 0.36

Sulfati mg/l 32.2 - 42

90 - 92 36 - 57 35 - 42 13 - 20 32 - 36

3.3 Reactivi de coagulare

Cercetarile experimentale privind optimizarea chimica a procesului de coagulare – floculare au avut in vedere urmatoarele aspecte:

• evidentierea influentei calitatii apei sursei asupra tipului de reactiv de

coagulare. In acest sens s-au efectuat teste de coagulare – floculare

pe mai multe surse de apa cu o gama de coagulanti prezentati in

tabelul 3.2. Reactivii utilizati sunt saruri metalice pe baza de aluminiu

si fier cu concentratie mica de metale grele si cu bazicitate ridicata

incat sa nu conduca la scaderi importante ale pH-ului.



Tabel 3-2. Reactivi de coagulare utilizati.

Nr.crt. Reactiv Concentratie de metal (%)

Raport molar

[OH/Al]

Greutate specifica (g/cm3)

Bazicitate (%) Observatii

1 Al2(SO4)3x18 H2O 8.10 - - 3 -

2 FeCl3 (pur) 34 - - - -

3 PAX 14 7.2 0.60 1.33 41 policlorura de aluminiu

4 PAX 16 7.90 30 - 40 policlorura de aluminiu

5 PAX 18 9.10 0.40 1.36 30 - 40 policlorura de aluminiu

6 PAX XL 1 5.3 2.45 1.24 70 policlorura de aluminiu

7 PAX XL 3 4.90 2.54 - 70 policlorura de aluminiu

8 PAX XL 30 4.60 2.19 - 30 - 70

policlorura de aluminiu cu

polimer organic

9 PAX XL 31 8.30 - - 30 - 70


polimer organic

10 PAX XL 32 5.3 2.49 1.23 30 - 70


polimer organic

11 PAX XL 36 7.90 - - 30 - 70


polimer organic

12 PAX XL 33 Al - 5.7 Fe - 0.5 1.55 - 30 - 70


polimer organic

13 PAX XL 60 7.5 1.54 1.3 40 polisilico-clorura de aluminiu

14 PIX 111 Fe - 13.4 1.00 1.41 1.5 policlorura ferica

15 PIX 115 Fe - 11.5 0.44 - - policlorura ferica

16 UPAS 420 3.90 polisulfat de aluminiu






3.4 Programe de cercetare

Cercetarile au urmarit:

• influenta tipului de reactiv asupra eficientei retinerii suspensiilor, substantelor organice pentru diferite surse;

• imbunatatirea procesului de coagulare cu diferiti coagulanti prin adaosul de polimeri; in acest sens au fost efectuate teste de coagulare atat la nivel de laborator cat si pe instalatiile pilot; au fost testati polimeri specifici pentru tratarea apelor in vederea potabilizarii dar si polimeri obtinuti prin iradiere cu electroni accelerati si microunde; trebuie mentionat ca adaosul de polimer s-a utilizat in special cu coagulant - sulfatul de aluminiu; testele preliminare au pus in evidenta faptul ca adaosul de polimeri la celelalte tipuri de reactivi de coagulare a condus la rezultate nesemnificative;

• s-a avut in vedere, deasemenea evidentierea influentei pH-ului asupra procesului de coagulare cu diferite tipuri de reactivi; in acest sens s-au efectuat teste de coagulare avansata la diferite valori ale pH-ului comparativ cu coagularea la pH-ul natural al apei; testele de coagulare avansata s-au realizat utilizand coagulanti sulfatul de aluminiu si clorura ferica; testele de laborator au pus in evidenta faptul ca pentru ceilalti reactivi testati ajustarea pH-ului nu influenteaza semnificativ eficientele de coagulare;

3.5 Instalatii experimentale

3.5.1 Instalatia pilot Rosu

Instalatia pilot Rosu este constituita din urmatoarele obiecte tehnologice:

• linie completa preparare-dozare reactivi de coagulare-floculare;

• decantor cu strat dinamic;

• filtru rapid de nisip cu baleiaj;

• instalatie preparare-dozare hipoclorit de sodiu;

• reactor de ozon, inclusiv instalatia de preparare O3;

• filtre cu carbune activ granular (2 unitati);

• bazin contact clor.

Apa necesara functionarii statiei pilot este preluata din doua rezervoare de stocare prin intermediul pompelor ce alimenteaza bazinul de nivel constant al turnul de lansare al decantorului pulsator.

Linia completa de preparare-dozare reactivi asigura introducerea reactivilor de coagulare-floculare in turnul de acumulare-lansare al



decantorului. Coagulantul este introdus in bazinul de nivel constant al turnului de lansare, in apropierea punctului de injectie al apei brute.

Introducerea floculantului este prevazuta a se face prin doua prize. Una dintre ele este amplasata la partea inferioara a bazinului de acumulare lansare, iar cealalta este in turnul de lansare, sub planseul bazinului. Alegerea prizei de introducere a floculantului se determina in functie de timpul optim de disociere a coagulantului, timp ce depinde de tipul coagulantului si amprenta apei.

Decantorul cu strat dinamic are rolul de a asigura limpezirea apei in strat suspensional dinamic. Introducerea apei in decantor se face intermitent, cu ajutorul unui sifon autoamorsant amplasat in partea superioara a turnului de acumulare-lansare. Apa lansata patrunde in partea inferioara a decantorului (floculator) prin intermediul unor conducte de lansare. Conductele de lansare asigura distributia debitului pe radierul floculatorului astfel incat sa se realizaze autospalarea acestuia.

La partea superioara a floculatorului este amplasat modulul lamelar inferior, prevazut cu deflectori, inclinat la 520. Modulul inferior asigura variatia parametrilor cinematici ai miscarii (viteza, nr. Reynolds) prin ingustarile si largirile bruste de sectiune formate de deflectori.

Pe portiunea dreapta din continuarea modulului lamelar inferior a fost prevazut concentratorul de namol. Acesta este un recipient adiacent decantorului in care se realizeaza acumularea namolului in exces din apa de tratat.

In zona urmatoare a decantorului este amplasat modulul lamelar superior. Acesta are rolul de a laminariza curgerea apei, ceea ce duce la cedarea suspensiei floculate. Este alcatuit din profil casetat tip perete inalt. Colectarea apei decantate se face la partea superioara a decantorului.

Filtrul de nisip asigura procesul de filtrare rapida pe nisip a apei in cadrul instalatie pilot. Admisia apei decantate de realizeaza in partea superioara a filtrului. Aproximativ 97% din debitul de apa decantata intra in cuva prin deversare, restul de 3% fiind admis prin orificiile de baleiaj. Orificiile de baleiaj sunt amplasate la partea inferioara a buzunarului de admisie.

Inaltimea stratului de apa este de 1.20 m, iar filtrarea se face cu nivel constant si debit variabil. Stratul de nisip are inaltimea de 1.20 m. Drenajul acestui filtru este format dintr-un planseu de sustinere al stratului de nisip, planseu in care sunt montate crepinele.

Spalarea filtrului se efectueaza cu aer si apa simultan in prima faza, iar in faza a doua numai cu apa. Apa de spalare parcurge in sens ascendent stratul de nisip si deverseaza in buzunarul de colectare apa de la spalare, de unde este evacuata. Nivelul apei in faza de spalare se situeaza practic la nivelul jgheabului de evacuare apa de la spalare. In aceasta etapa intregul debit de apa decantata este introdus in filtru prin intermediul orificiilor de baleiaj, care creaza un curent ce matura suprafata apei. Un element



important al acestui tip de filtru este faptul ca admisia apei decantate nu se intrerupe in momentul spalarii.

Reactorul de ozon este alcatuit dintr-o coloana cu sectiunea circulara din otel inoxidabil. Accesul apei filtrate in coloana se face la partea superioara, iar colectarea apei post-ozonata se face la partea inferioara. Injectarea ozonului se face la partea inferioara a coloanei prin intermediul unui difuzor poros. Ozonul rezidual este colectat la partea superioara si este evacuat la distructorul de ozon.

Treapta de filtrare pe carbune activ granular este formata din doua coloane de filtru care pot fi utilizate atat in serie cat si in paralel. Accesul apei in coloana se face la partea superioara, colectarea apei filtrate fiind realizata in prtea inferioara a acesteia. Planseul drenant este prevazut cu crepine. Spalarea se face in contracurent, apa de la spalare fiind colectata la partea superioara a coloanei intr-un buzunar, de unde este evacuata.

Apa filtrata pe CAG este introdusa intr-un bazin de contact clor. Dezinfectia se realizeaza cu solutie de hipoclorit de sodiu preparata si dozata cu ajutorul unor recipiente de diluare dotate cu pompe dozatoare. Timpul de contact este de 30 de minute.

In figurile 3.1 – 3.3 sunt prezentate elemente de ansamblu si detalii ale statiei pilot.

Figura 3-1. Ansamblul statiei pilot.



a. b. Figura 3-2. Instalatia pilot Rosu (a – decantor cu viteza ascensionala variabila; b – filtru rapid cu nisip cu

baleiaj la spalare).

a. b.

Figura 3-3. Instalatia pilot Rosu (a – coloana post-ozonare si filtru CAG; b – sIstem dozare reactivi).



3.6 Instalatia pilot Catedra ISPA - UTCB

Instalatia experimentala din carul Catedrei ISPA a fost conceputa sa asigure o flexibilitate ridicata, pentru un debit nominal Q = 0.36 - 0.72 m3/h si este constituita din urmatoarele obiecte tehnologice:

• bazin de pre-oxidare, cu inaltimea coloanei de apa de 4 m, care asigura un timp de contact 8 – 15 min.; se pot utiliza ca agenti de oxidare ozonul, clorul, hipocloritul de sodiu;

• treapta de decantare asigurata cu doua tehnologii alternative: o decantor cu viteza ascensionala variabila cu modul lamelar in

curent ascendent; o decantor cu camere de reactie rapida si lenta si cu modul

lamelar tip "Δ"; • filtru rapid pe nisip, cu o inaltime de strat H=1.2 m; • bazin de contact post-oxidare, cu caracteristici similare bazinului de

contact pre-oxidare; • filtre de carbune activ granular (2 unitati) cu inaltime activa de

strat H = 2 x 1.2 m, cu posibilitatea de montaj in serie sau in paralel, care asigura un timp de contact de 15 – 30 min.;

• generator de ozon din oxigen; • instalatii de dozare reactivi care cuprind pompe dozatoare si bazine

de stocare reactivi; • instalatii de dozare clor cu vacuum, care cuprind butelii de clor,

pompa de circulatie, injector si dozatorul propriu-zis; • instalatii de repompare cu rezervor si pompa submersibila; • instalatie de apa spalare filtre constituita din rezervor cu volumul

V=300 dm3 si pompa apa spalare; • compresor aer spalare filtre; • rezervor stocare apa bruta cu pompe de recirculare si de

alimentare; • instalatie de ultrafiltrare complet automatizata; • aparatura de laborator si de proces.

Cele doua instalatii pilot sunt concepute si dotate cu legaturi amovibile astfel incat:

• asigura by-passul fiecarui proces;

• permite functionarea in serie a unor procese;

• asigura un domeniu larg de parametrii tehnologici: incarcari, timpi de reactie, debite, spalari;

• sunt prevazute dotari pentru recoltarea probelor atat in fazele finale ale proceselor cat si in fazele intermediare;

In figura 3.11 se prezinta o schema tehnologica.



Figura 3-4. Schema Pilot de Tratarea Apei, Laborator Alimentari cu Apa – U.T.C.B. Legenda: 1. Bazin de stocare apa bruta; 2. Bazin contact pre-oxidare; 3. Decantor cu viteza ascensionala variabila; 4. Decantor cu camere de reactie

si modul lamelar "Δ"; 5. Filtru rapid de nisip; 6. Bazin de contact post-oxidare; 7. Filtre de carbune activ granular; 8. Filtre speciale; 9. Generator de ozon; 10. Instalatii preparare-dozare reactivi; 11. Instalatie golire si evacuare namol; 12. Pompa recirculare namol; 13. Treapta de repompare; 14.

Compresor; 15; Rezervor si pompa apa spalare filtre; 16. Instalatie preparare-dozare clor. 17. Instalatie de filtrare pe membrane.



Figura 3-5. Vedere de ansamblu Statia Pilot de Tratare a Apei – U.T.C.B.

Figura 3-6. Vederi Pilot de Tratarea Apei, Laborator Alimentari cu Apa – U.T.C.B.



Figura 3-7. Decantor cu viteza ascensionala variabila cu modul lamelar in curent ascendent.

Figura 3-8. Filtru rapid de nisip, filtre de carbune activ granular.



Instalatia pilot de ultrafiltrare a fost pusa la dispozitie de catre firma Zenon kft. Ungaria prin intermediul unui protocol de colaborare incheiat cu UTCB.

Componentele de baza ale unitatii pilot ZeeWeed® 10 Bench Test Unit sunt urmatoarele:

• pompa de alimentare (2,4 l/h);

• pompa de proces VEM motor K21R 63 K 20 (0,2-1,4 l/min);

• pompa de recirculare;

• modulul cu membrana ZeeWeed (OCP) MF, suprafata specifica 0,93 m3;

• suflanta de aer;

• pompa de eliminare efluent filtrat;

• pompe de alimentare NaOCl sau acid;

• tablou de comanda - automatizare proces.

In figura 3.9 se prezinta elementele componente ale instalatiei pilot.

Figura 3-9. Instalatia pilot de bioreactor cu membrane ZW-10.



Sistemul de curatare a membranelor presupune o aerare continua care vibreaza membranele si o spalare periodica in contra-curent cu permeat (backpulse). Membranele sunt in mod obisnuit spalate in contra-curent cu permeat timp de 30 secunde la fiecare 10 minute (figura 3.10). Rezervorul cu permeat este umplut in mod automat pentru a asigura necesarul pentru spalarea in contra-curent. La un anumit numar de cicluri (uzual o data pe zi) se realizeaza o spalare chimica, prin dozarea unei solutii de hipclorit de sodiu NaOCl in fluxul de permeat pentru spalare, pentru dezinfectare si impiedicarea dezvoltarii bacteriilor in interiorul membranei, fapt ce ar determina o colmatare a membranei.

In timpul operarilor zilnice este necesara o curatare de intretinere, când membranele sunt spalate cu NaOCl.

PARTICULE

PERMEAT PERMEAT

PARTICULE

Figura 3-10. Modul de functionare al membranelor.

Stanga: Procesul de filtrare. Dreapta: Procesul de spalare (backpulse).



REZERVOR APA BRUTA < 2 mg/dm3 O3 (ClO2) coagulant acid polimer

<1.5 mg/l O3

apa de var (0.13% CaO)

>0.5 mg/l Cl2

Figura 3-11. Filiera de tratare.

FILTRARE RAPIDA PE NISIP

POST-OXIDARE Tc = 8 – 12 min.

ADSORBTIE vF=5 - 10 m/h, Tc=8 -15

min.

BAZIN CONTACT CLOR

PRE-OXIDARE

COAGULARE - FLOCULARE

DECANTARE ih = 2 – 10 m3/h,m2

CORECTIE pH



3.7 Program experimental. Criterii de eficienta

Pentru realizarea programului experimental au fost stabilite criterii de eficienta pentru turbiditate si substante organice in functie de consumul de reactivi de coagulare – floculare.

Astfel, au fost stabilite urmatoarele criterii:

A1 - Turbiditate reziduala la doza optima τ < 1.0 NTU;

- Concentratia in aluminiu introdusa la doza optima CAl<0.75 mg/l.

A2 - Turbiditate reziduala la doza optima 1.0 NTU < τ < 2.0 NTU;


A3 - Turbiditate reziduala la doza optima τ > 2.0 NTU


B1 - Turbiditate reziduala la doza optima τ < 1.0 NTU;

- Concentratia in aluminiu introdusa la doza optima CAl>0.75 mg/l.

B2 - Turbiditate reziduala la doza optima 1.0 NTU < τ < 2.0 NTU;

- Concentratia in aluminiu introdusa la doza optima CAl > 0.75 mg/l.

C1 - Reducerea substantei organice la doza optima RSO > 30%.

C2 - Reducerea substantei organice la doza optima 10% < RSO < 30%.

C3 - Reducerea substantei organice la doza optima RSO < 10%.


CAPITOLUL 4. REZULTATELE CERCETARILOR EXPERIMENTALE

4 REZULTATELE CERCETARILOR EXPERIMENTALE 4.1 Analiza comportarii reactivilor de coagulare in functie de

complexul de calitate al apei

Se va prezenta in continuare analiza rezultatelor experimentale pentru fiecare sursa de apa. Au fost utilizati reactivi diferiti reactivi de coagulare pe baza de aluminiu si fier comparativ cu sulfatul de aluminiu. S-a analizat procesul de coagulare atat din punct de vedere al limpezirii apei cat si din punct de vedere al retinerii incarcarii organice prin determinarea concentratiei de substante organice pe probe de apa decantata.

Reactivii utilizati sunt reactivi de tip policlorura de aluminiu, policlorura ferica respectiv polisulfat de aluminiu, polisulfat feric cu concentratii scazute de aluminiu respectiv fier dar cu sarcina mare a speciilor de aluminiu care conduc la necesar scazut de produs.

4.1.1 Uzina de apa Rosu – sursa raul Arges

Cercetarile s-au efectuat in doua etape:

• etapa I – toamna;

• etapa II – primavara – vara.

Principalii indicatori de calitate ai apei sunt prezentati in tabelul urmator.

Tabel 4-1. Calitate apa raul Arges.

Nr. crt. Parametru Etapa I Etapa a II a 1 Turbiditate (NTU) 20 ... 35 20 ... 35 2 Temperatura (oC) 4 ... 5 17 ... 18 3 pH 7.58 ... 8.0 7.61 ... 7.81 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 15.80 ... 19.28 10.74 ... 13.27 5 Alcalinitate (mval/l) 2.9 ... 3.7 1.9 ... 2.0

Rezultatele cercetarilor experimentale au fost analizate in raport cu sulfatul de aluminiu pe clase de reactivi utilizati.

In figura 4.1 sunt prezentate rezultatele testelor de coagulare efectuate cu reactivi din clasa policlorura de aluminiu (PAX) comparativ cu sulfatul de aluminiu.

S-au inregistrat turbiditati mai mici in cazul coagularii cu reactivi tip PAX decat in cazul coagularii cu sulfat de aluminiu dar la doze de aluminiu mai mari de 1.5 mg/l, turbiditatea reziduala este practic in jurul valorii de 1 NTU indiferent de reactivul utilizat. In ceea ce priveste reducerea

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie Sanitara si protectia Apelor -68-


0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de Al*18 H2O (8.1%Al)PAX 18 (9.1%Al)PAX 14 (7.36%Al)PAX 16 (7.9%Al)

0

0

0

Do za (mg Al3+/l)

Do za (mg s ulfa t/l)

Do za (mg P AX 18/l)


5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de Al

PAX 18

concentratiei de substante organice, cea mai scazuta concentratie s-a inregistrat in cazul reactivului PAX 14 la o doza de 24 mg/l (7.58 mg KMnO4/l fata de 10.74 mg KMnO4/l pentru apa bruta – reducere de 29.5% fata de 13% la doza optima de sulfat de aluminiu).

PAX 16

PAX 14

0 5 10 15 20 25 30 35


Figura 4-1. Rezultate comparative – uzina de apa Rosu.

Reactivii de tip PAX XL 30 (clorura de aluminiu cu polimer organic) au condus la rezultate semnificativ mai bune pentru doze mici de reactiv. Astfel, la concentratii de Al de 1 mg/l turbiditatea reziduala a fost de 1.5 NTU pentru reactivii tip PAX XL 30 fata de 3 NTU pentru sulfatul de aluminiu.

Din punct de vedere al incarcarii organice, reactivul PAX XL 32 a condus la o reducere cu 33% a concentratiei de substante organice la o doza de 1.17 mg Al/l.

Reactivii care au indicat cele mai favorabile rezultate au fost UPAS 820 si UPAS 1220. Acestia sunt reactivi tip polisulfat de aluminiu cu o concentratie foarte redusa de aluminiu (3.9% Al). Turbiditatile reziduale rezultate in urma tratarii cu cei doi reactivi sunt apropiate de valoarea 0.5 NTU. Se remarca dozele foarte reduse (exprimate in Al3+) comparativ cu sulfatul de aluminiu, pentru care turbiditatile reziduale coboara sub 1.0 NTU. De asemenea se pune in evidenta faptul ca o crestere a dozei de reactiv peste 1.0 mg Al3+/l nu conduce la o imbunatatire semnificativa a turbiditatii reziduale. Din punct de vedere al substantelor organice eficientele au fost de 25 - 28% pentru reactivii UPAS fata de 13 – 15% pentru sulfatul de aluminiu.




0

00.5

11.5

22.5

33.5

44.5

55.5

6

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te r

ezid

uala

(NTU

)

Sulfat de A l 18 H O (8.1%Al)UPAS 820 (3.9%Al)UPAS 420 (3.85%Al)

00

0

Doza (mg Al3+/l)


Do za (mg UP AS 820/l)


5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

S ulfa t de Al

UP AS 820

UP AS 420

35 40

45 50 55 60

45 50 55 60 65 70

65 70

75

75

1

2

3

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

4

5

6

7Sulfat de Al 18 H O (8.1%Al)

PAX XL 32 (4.9%Al)PAX XL 36 (7.9%Al)

PAX XL 30 (4.6%Al)

Sulfat de Al

0

0

Doza (mg Al3+/l)

Doza (mg sulfat/l)

Doza (mg PAX XL 30/l)


5 10 15 20

5 10 15 20 25 30 35 40

PAX XL 32

25

0 5 10 15 20Doza (mg PAX XL 36/l)

PAX XL 36

PAX XL 30

0 5 10 15 20 25 30 35 40



Determinarile de aluminiu rezidual efectuate pe probe de apa filtrata au pus in evidenta faptul ca pentru toate probele analizate concentratia acestuia a fost sub 0.2 mg/l.


4.1.2 Uzina de apa Arcuda – sursa raul Dambovita

Calitatea apei in perioada experimentelor este prezentata in tabelul urmator. Tabel 4-2. Calitate apa raul Dambovita.

Nr. crt. Parametru Etapa I Etapa a II a 1 Turbiditate (NTU) 10 - 13 20 - 27 2 Temperatura (oC) 15 - 17 15 - 18 3 pH 7.5 – 7.65 8 – 8.25 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 7.2 – 7.8 9.1 – 9.3 5 Alcalinitate (mval/l) 2 2

In figura 4.4. sunt prezentate comparativ cu sulfatul de aluminiu, rezultatele obtinute utilizand reactivi tip policlorura de aluminiu (PAX). Se poate observa ca nu exista o diferenta semnificativa intre rezultatele obtinute cu sulfat de aluminiu si reactivii tip PAX. Nici in ceea ce priveste incarcarea organica nu s-au inregistrat diferente semnificative. Eficientele de reducere au fost de 18 – 25% pentru toata gama de reactivi utilizati la doze de Al peste 2 mg/l.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX 18 (9.1%Al)PAX 14 (7.36%Al)PAX 16 (7.9%Al)

0

0

0

Do za (mg Al3+/l)




5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de A l

PAX 18

PAX 16

PAX 14

0 5 10 15 20 25 30 35


Figura 4-4. Rezultate comparative – uzina de apa Arcuda.

Comportarea reactivilor din gama PAX XL este prezentata in figura 4.5. La doze mici de aluminiu (< 1 mg/l) reactivii PAX XL 3 si PAX XL 60 conduc la turbiditati mai mici decat sulfatul de aluminiu datorita speciilor de aluminiu cu sarcina electrica mare. La doze de aluminiu peste 1 mg/l nu s-au inregistrat diferente din punct de vedere al turbiditatii (valorile au fost sub 1 NTU). Si din punct de vedere al incarcarii organice reactivii analizati au condus la rezultate similare, eficientele de reducere a incarcarii organice



fiind de 18% pentru 1.76 mg Al/l PAX XL3 respectiv 25% pentru 1.4 mg Al/l PAX XL 60.

0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfa t de a luminiu (8.1%Al)P AX XL 60 (7%Al)P AX XL 30 (4.6%Al)P AX XL 3 (4.9%Al)

0

0

0

Do za (mg Al3+/l)


Do za (mg P AX XL 60/l)


5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de Al

PAX XL 60

PAX XL 3

PAX XL 30


35 40

45 50 55 60

0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60


00.5

11.5

22.5

3

3.54

4.55

5.56

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te r

ezid

ualå

(NTU

)

Sulfat de Al 18 H O (8.1%Al)UPAS 1220 (3.9%Al)UPAS 420 (3.85%Al)

0

0

Doza (mg Al3+/l)

Doza (mg sulfat/l)Doza (mg UPAS 1220/l)

5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de Al

45 50 55 60 65 70

0 Doza (mg UPAS 420/l)5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70 75

UPAS 420

UPAS 1220


Pentru uzina de apa Arcuda (figura 4.6), reactivii cu cele mai bune rezultate au fost UPAS 420 (3.95% Al) si UPAS 1220 (3.9% Al). Astfel, reactivul UPAS 420 a condus la turbiditati sub 1.0 NTU la doze sub 0.5 mg



Al3+/l in comparatie cu sulfatul de aluminiu care pentru atingerea acelorasi performante a indicat o doza de aproximativ 3 ori mai mare (1.62 mg Al3+/l). Din punct de vedere al incarcarii organice rezultatele nu au fost mai bune fata de sulfatul de aluminiu dar pentru aceeasi eficienta de reducere dozele de Al3+ au fost mult mai mici. Se remarca concentratiile in aluminiu foarte reduse ale celor doi reactivi tip UPAS in raport cu sulfatul de aluminiu.

Din cele de mai sus se poate concluziona ca reactivii de tip polisulfat de aluminiu sunt cei care sunt compatibili cu matricea de calitate a apelor raurilor Arges si Dambovita.

4.1.3 Uzina de apa Pitesti – lacul Budeasa

Principalii parametrii de calitate ai apei sursei lacului Budeasa in perioada desfasurarii cercetarilor experimentale sunt prezentati in tabelul 4.3. Apa a fost foarte limpede (2.1 – 3 NTU) cu concentratie de substante organice relativ ridicata (8.21 – 9.48 mg KMnO4/l) si alcalinitate foarte scazuta (0.9 mechiv/l); aceste caracteristici conduc la dificultati de coagulare.

Tabel 4-3. Calitate apa lac Budeasa.

Nr. crt. Indicator Valoare 1 Turbiditate (NTU) 2.1 - 3 2 Temperatura (oC) 8 – 10 3 pH 7.7 – 7.77 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 8.21 – 9.48 5 Alcalinitate (mval/l) 0.9

Testele efectuate cu reactivi de tip PAX au pus in evidenta (ca si in cazul sursei Arges) o comportare nefavorabila a acestora comparativ cu sulfatul de aluminiu. Cu exceptia reactivului PAX 14 (7.36% Al) ceilalti reactivi testati au condus la turbiditati in jurul valorii de 1 NTU fata de 2.1 NTU pentru apa bruta (figura 4.7). Se observa ca dozele de aluminiu necesare sunt in domeniul 1 – 1.5 mg Al/l, doze mai mari conducand la degradarea calitatii apei decantate.

Reducerea substantelor organice a fost de 30% la o doza de 16 mg sulfat de aluminiu/l in timp ce pentru ceilalti reactivi a fost in domeniul 20 – 23% pentru doze de 20 – 25 mg/l reactiv.

In figura 4.8 sunt prezentate rezultate comparative obtinute prin coagularea cu reactivi de tip PAX XL (concentratii de 4.6 – 5% Al). Eficiente de reducere a turbiditatii mai bune decat in cazul coagularii cu sulfat de aluminiu s-au obtinut utilizand reactivul PAX XL 30 la doze de 1 mg Al/l. Din punct de vedere al incarcarii organice eficienta de reducere a fost de 22% (de la 9.48 mg KMnO4/l pentru apa bruta la 7.58 mg KMnO4/l pentru o doza de 1.032 mg Al – PAX XL 30.



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX 18 (9.1%Al)PAX 14 (7.36%Al)PAX 16 (7.9% Al)

Do za (mg Al3+/l)




0 4 8 12 16 20 24 28 32 36

4 8 12 16 20 24 28 320

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36

Sulfat de Al

PAX 18

PAX 14

PAX 16

Figura 4-7. Rezultate comparative – uzina de apa Pitesti.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

0 0.5 1 1.5 2 2.5

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX XL 1 (5%Al)PAX XL 30 (4.6%Al)PAX XL 32 (4.9%Al)

Do za (mg Al3+/l)




0 4 8 12 16 20 24 28

4 8 12 16 20 24 28 320

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48 52

36 40 44 48

Sulfat de Al

PAX XL 1

PAX XL 30

PAX XL 32


Reactivii care au indicat cea mai favorabila comportare in cazul uzinei de apa Pitesti (figura 4.9) au fost reactivii tip polisulfatul de aluminiu UPAS (3.9% Al). S-au obtinut turbiditati de 0.5 NTU la doze de Al de 0.5 – 1 mg Al/l. Se reamarca faptul ca turbiditatile reziduale obtinute cu reactivul UPAS 1220 se inscriu pe un palier practic constant. Din punct de vedere al reducerii concentratiei de substante organice rezultatele au fost comparabile cu sulfatul de aluminiu.



Este de remarcat faptul ca reactivii tip polisulfat de aluminiu (UPAS) au condus la rezultate bune si in cazul coagularii apei raului Arges in sectiunea Rosu.

0

1

2

3

4

5

6

7

0 0.5 1 1.5 2 2.5

Turb

idita

te re

zaid

uala

(NTU

)

Sulfat de Al 18 H O (8.1%Al)UPAS 1620 (3.95%Al)UPAS 820 (3.9%Al)UPAS 1220 (3.9%Al)

Do za (mg Al3+/l)





0 4 8 12 16 20 24 28

0 4 8 12 16 20 24 28 32 36 40 44 48

0 4 8 12 16 20 24 28

0 4 8 12 16 20 24 28 32

52

32 36 40 44 48 52

36 40 44 48 52

Sulfat de AlUPAS 1620

UPAS 820

UPAS 1220


Din punct de vedere al limpezirii apei rezultatele cerectarilor experimentale efectuate pe apa lacului Budeasa au condus la rezultate bune; eficienta de reducere a substantelor organice a fost in domeniul 20 – 23% pentru dozele optime de reactivi datorita inexistentei suportului de coagulare.

4.1.4 Uzina de apa Calarasi – sursa fluviul Dunarea in sectiunea Chiciu

Calitatea apei Dunarii in sectiunea Chiciu in perioada efectuarii cercetarilor experimentale este prezentata in tabelul 4.4. Se remarca concentratia ridicata de substante organice si temperaturile scazute.

Tabel 4-4. Calitate apa fluviul Dunarea - sectiunea Chiciu.

Nr. crt. Indicator Valoare 1 Turbiditate (NTU) 20 - 35 2 Temperatura (oC) 4 - 5 3 pH 7.58 – 8.0 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 15.8 – 19.28 5 Alcalinitate (mval/l) 2.9 – 3.7

Rezultatele testelor de coagulare-floculare au pus in evidenta posibilitatea tratarii apei atat cu sulfat de aluminiu cat si cu alti reactivi de coagulare-floculare. In figura 4.10 se prezinta evolutia turbiditatii apei



decantate in functie de doza de aluminiu pentru reactivi de tip PAX comaparatv cu sulfatul de aluminiu. Rezultatele obtinute sunt comparabile pentru cei 3 reactivi utilizati atat din punct de vedere al reducerii turbiditatii cat si al reducerii incarcarii organice. Reducerea incrcarii organice a fost de 38% pentru o doza de 2.2 mg Al/l – PAX 14 fata de 35% pentru 2.1 mg/l Al – sulfat de aluminiu.

0

2

4

6

8

10

12

14

16

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX 18 (9.1%Al)PAX 14 (7.36%Al)

Doza (mg Al3+/l)

Doza (mg sulfat/l)

Doza (mg PAX 18/l)

Doza (mg PAX 14/l)

Sulfat de Al

PAX 14

PAX 18

0

0

0

5 10 15 20 25 30 35 40

5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30 35 40

Figura 4-10. Rezultate comparative – uzina de apa Calarasi.

Testele cu reactivi de tip PAX XL au condus la eficiente mai bune decat sulfatul de aluminiu atat din punct de vedere al turbiditatii (figura 4.11) cat si al incarcarii organice (reducere de 40% pentru o doza de 0.92 mg Al/l PAX XL 30).

In cazul uzinei de apa Calarasi, reactivii cu cea mai buna comportare au fost PAX XL 30 (4.16% Al, raport molar OH/Al = 2.19) si PAX 14 7.36 % Al, raport molar OH/Al = 0.60). Acesti reactivi sunt policloruri bazice de aluminiu si au determinat obtinerea unei turbiditati reziduale apropiate de 1.0 NTU pentru doze in gama de 2.0 – 2.5 mg Al3+/l. Pentru doze similare de sulfat de aluminiu, turbiditatile reziduale obtinute au fost peste 2.5 NTU. Se remarca faptul ca nu exista un raport molar unic sau o concentratie unica de aluminiu care conduce la cele mai favorabile rezultate pentru aceeasi calitate de apa analizata, cei doi reactivi avand caracteristici sensibil diferite.



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5 4

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX XL 30 (4.6%Al)PAX XL 33 (5.7%Al + 0.5% Fe)

PAX XL 30

Sulfat de Al

0

Doza (mg Al3+/l)

Doza (mg sulfat/l)


5 10 15 20 25 30

5

0

10 15 20 25 30 35 40 45 50

PAX XL 33


0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55

Figura 4-11. Rezultate comparative – uzina de apa Calarasi.

4.1.5 Uzina de apa Braila – sursa fluviul Dunarea

Calitatea apei Dunarii in sectiunea Chiciu in perioada efectuarii cercetarilor experimentale este prezentata in tabelul 4.5. Se remarca si in aceasta situatie concentratia ridicata de substante organice si temperaturile scazute.

Tabel 4-5. Calitate apa fluviul Dunarea - Braila.

Nr. crt. Indicator Valoare 1 Turbiditate (NTU) 15 - 18 2 Temperatura (oC) 4 - 6 3 pH 7.7 – 7.9 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 13.9 – 20.54 5 Alcalinitate (mval/l) 3.5

In figura 4.12 sunt prezentate valorile turbiditatii apei decantate in functie de doza de reactiv de coagulare pentru reactivii de tip PAX comparativ cu sulfatul de aluminiu. Ca si in cazul uzinei Calarasi o comportare mai buna decat sulfatul de aluminiu a avut-o reactivul PAX 14 care a condus la turbiditati cu 1 NTU mai mici decat sulfatul de aluminiu la doze de Al similare.



0

1

2

3

4

5

6

7

8

9

10

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de aluminiu (8.1%Al)PAX 18 (9.1%Al)PAX 14 (7.36%Al)

0

0

0

Do za (mg Al3+/l)




5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de AlPAX 18

PAX 14

Figura 4-12. Rezultate comparative – uzina de apa Braila.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4.5

5

5.5

6

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

Sulfat de Al 18 H O (8.1%Al)UPAS 820 (3.9%Al)PAX XL 32 (4.9%Al)

0

Doza (mg Al3+/l)Doza (mg sulfat/l)

5 10 15 20 25 30 35

Sulfat de Al

UPAS 820

PAX XL 32

Doza (mg UPAS 820/l)0 5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60 65 70

0Doza (mg PAX XL 32/l)

5 10 15 20 25 30 35 40 45 50 55 60

Figura 4-13. Rezultate comparative – uzina de apa Braila.

Dintre reactivii de tip PAX XL si reactivii tip UPAS s-au remarcat PAX XL 32 (4.9% Al) si UPAS 820 (polisulfat de aluminiu, 3.9% Al). Acestia au condus la turbiditati reziduale sub 1.0 NTU incepand cu doze de 1.0 mg Al3+/l, cu valori uzuale ale turbiditatii reziduale apropiate de 0.5 NTU pentru doze de 2.0 – 2.5 mg Al3+/l. Pentru aceeasi gama de doze sulfatul de aluminiu a determinat obtinerea unor turbiditati reziduale de 2.5 – 3 ori mai mari. Din punct de vedere al incarcarii organice PAX XL 32 prezentat rezultate favorabile (43% reducere substante organice pentru o doza de



1.22 mg Al/ - PAX XL 32) in timp ce pentru UPAS 820 eficienta de reducere a incarcarii organice a fost de 10%.

4.1.6 Uzina de apa Brasov – lacul Tarlung

Calitatea apei lacului Tarlung in perioada analizata este prezentata in tabelul 4.6. Valorile sunt specifice apelor de lac cu turbiditati scazute si incarcare organica moderata. Tabel 4-6. Calitate apa lac Tarlung - Brasov.

Nr. crt. Indicator Valoare 1 Turbiditate (NTU) 4 - 5 2 Temperatura (oC) 12 - 15 3 pH 8.06 – 8.32 4 Substante organice (mg KMnO4/l) 5.68 – 6.64 5 Alcalinitate (mval/l) 2.8

Pentru uzina de apa Brasov (figura 4.14) cei mai buni reactivi evidentiati au fost tip polisulfat de aluminiu: UPAS 420 (3.9% Al) si UPAS 820 (3.9% Al). Acesti reactivi au determinat scaderea turbiditatii reziduale sub 1.0 NTU, incepand cu doze foarte reduse (sub 0.5 mg Al3+/l), in raport cu sulfatul de aluminiu care a condus la aceleasi performante pentru doze de 3 ori mai mari. Se remarca faptul ca turbiditatile rezultate prin folosirea reactivilor tip UPAS sunt practic constante si apropiate de valoarea 0.5 NTU, pentru doze mai mari de 1.0 mg Al3+/l. De asemenea se evidentiaza concentratiile foarte reduse de aluminiu ale celor doi reactivi cu performante ridicate (3.9%, in raport cu 8.1% pentru sulfatul de aluminiu). Reducerea concentratiei de substante organice a fost similara cu cea obtinuta in cazul coagularii cu sulfat de aluminiu.

Ca si in cazul lacului Budeasa, sursa de alimentare a uzinei de apa Pitesti, o comportare favorabila au avut-o reactivii tip UPAS (polisulfat de aluminiu) care au determinat reducerea turbiditatii pana la valori de 0.5 – 1NTU si o eficienta moderata de reducere a incarcarii organice.

In tabelul 4.7 se prezinta in sinteza eficienta reactivilor testati din punct de vedere al turbiditatii reziduale. Criteriile de stabilire a eficientei au fost turbiditatea reziduala obtinuta la doza optima si cantitatea de aluminiu introdusa de reactiv la doza optima.

In tabelul 4.8 se prezinta eficienta reactivilor testati din punct de vedere al reducerii substantelor organice. Criteriul de eficienta luat in considerare a fost procentul in care s-a redus substanta organica a apei brute analizate prin tratarea cu reactiv. Astfel, cotatiile de eficienta au fost urmatoarele:




0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4.5

5

5.5

6

0 0.5 1 1.5 2 2.5 3

Turb

idita

te r

ezid

uala

(NTU

)

Sulfat de Al 18 H O (8.1%Al)

UPAS 820 (3.9%Al)

UPAS 420 (3.85%Al)

0

0

0

Doza (mg Al3+/l)

Doza (mg sulfat/l)

Doza (mg UPAS 820/l)

Doza (mg UPAS 420/l)

5 10 15 20 25 30 35

5 10 15 20 25 30

5 10 15 20 25 30 35 40

Sulfat de Al

UPAS 820

UPAS 420

35 40

45 0 55 60

45 50 55 60 65 70

65 70

75

75

5

Figura 4-14. Rezultate comparative – uzina de apa Brasov.

Din analiza tabelelor 4.7 si 4.8 rezulta:

• nu exista un reactiv capabil sa asigure eficienta maxima pentru toate complexele de calitate ale apei;

• cele mai bune rezultate (analizand la modul absolut) au fost obtinute cu reactivul UPAS 1220 notat cu 3 calificative A1 care indica ca se pot obtine turbiditati reziduale sub 1.0 NTU, cu doze mai mici de 0.75 mg Al3+/dm3; urmatorul reactiv clasat este PAX 18 care a obtinut conform indicelui de eficienta patru calificative B1.

• in tabelul 4.8 se poate urmari eficienta diferitilor reactivi cu referire la reducerea substantei organice in procesul de coagulare-floculare-decantare; cei mai eficienti reactivi au fost PAX 14 si PAX XL 60 notati cu C1 care arata capacitatea de a reduce substanta organica cu peste 30 % la doza optima.

Conceptul fundamental care se desprinde din aceste cercetari arata importanta complexului de tratabilitate al apei sursei corelata cu natura, tipul si calitatile coagulantului.


Tabel 4-7. Eficienta reactivilor analizati din punct de vedere al turbiditatii reziduale.

Uzina de apa

Rosu Arcuda

Reactiv

Continut de Al3+

[%]

Raport

molar

[OH/Al] etapa I etapa II etapa I etapa II

Calarasi Pitesti Braila Brasov

Observatii

Al2(SO4)3 8.10 B2 B2 B2 B2 B2 B2 B2 B2

PAX 14 7.36 0.60 B2 B1 B2 B1 B2 B2 B2 B1

PAX 16 7.90 - B1 - B1 - - - B1

PAX 18 9.10 0.40 B1 B1 B2 B2 B2 B1 B2 B1

PAX XL 1 5.00 2.45 B3 B2 B2 B2 B3 B1 B1 B1

PAX XL 3 4.90 2.54 B3 B2 - B2 B3 - B2 B1

PAX XL 30 4.60 2.19 B3 B2 - B3 B2 B2 B2 -

PAX XL 31 8.30 B2 - B2 B2 - - - -

PAX XL 32 7.90 2.49 B3 B2 - B2 - A2 B1 -

PAX XL 36 7.90 - B1 - - - - - B1

PAX XL 60 7.00 1.54 B3 B1 B2 B1 B2 B2 B2 B1

PAX XL 33 Al - 5.7

Fe - 0.5

1.55 B3 B1 B2 B2 B2 B2 B3 B1

PIX 111 Fe - 13.7 1.00 B3 B2 - B2 B3 B3 B3 B2

PIX 115 Fe - 11.5 0.44 B3 - - - - B3 B3 -

UPAS 420 3.90 - - B1 - A1 - - - A1

UPAS 820 3.90 - B1 A1 - B1 - A2 B1 B1

UPAS 1220 3.90 - B1 A1 - A1 - A1 B2 B1

UPAS 1620 3.95 - A2 B1 - B2 - A1 B2 B1

Nota: A1 - Turbiditate reziduala la doza optima τ < 1.0 NTU, doza optima < 0.75 mg Al3+/l; B1 - Turbiditate reziduala la doza optima τ < 1.0 NTU, doza optima > 0.75 mg Al3+/l; A2 - Turbiditate reziduala la doza optima 1.0 < τ < 2.0 NTU, doza optima < 0.75 mg Al3+/l; B2 - Turbiditate reziduala la doza optima 1.0 < τ < 2.0 NTU, doza optima > 0.75 mg Al3+/l; A3 - Turbiditate reziduala la doza optima τ > 2.0 NTU; B3 - Turbiditate reziduala la doza optima τ > 2.0 NTU;

U.T.C.B. - Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor -81-


Tabel 4-8. Eficienta reactivilor analizati din punct de vedere al substantelor organice. Uzina de apa

Rosu Arcuda

Reactiv Continut de Al3+

[%]

Raport molar

[OH/Al] etapa I etapa II etapa I etapa II Calarasi Pitesti Braila Brasov

Observatii

Al2(SO4)3 8.10 C2 C2 C2 C1 C1 C1 C2 PAX 14 7.36 0.60 C2 C1 C1 C1 C1 C2 C1 C2 PAX 16 7.90 C2 C1 C2 PAX 18 9.10 0.40 C2 C2 C1 C1 C2 C1 C2 PAX XL 1 5.00 2.45 C1 C2 C1 C2 C1 C2 PAX XL 3 4.90 2.54 C2 C2 C1 C2 PAX XL 30 4.60 2.19 C3 C1 C3 C1 PAX XL 31 8.30 C2 C2 C1 PAX XL 32 7.90 2.49 C1 C2 C1 PAX XL 36 7.90 C1 PAX XL 60 7.00 1.54 C1 C1 C2 C1 C3 C1 C2 PAX XL 33 Al - 5.7

Fe - 0.5 1.55 C2 C2 C1 C2 C1 C3 C2 C3

PIX 111 Fe - 13.7

1.00 C1 C1 C2 C1 C2

PIX 115 Fe - 11.5 0.44 C3 C2 UPAS 420 3.90 C2 C2 C3 UPAS 820 3.90 C1 C2 C2 C3 C1 C2 UPAS 1220 3.90 C2 C2 C2 C3 C3 C2 UPAS 1620 3.95 C1 C2 C2 C2 C2 C2

C1 - Reducerea substantei organice cu mai mult de 30% la doza optima.

Nota: C3 - Reducerea substantei organice cu mai putin de 10% la doza optima;

C2 - Reducerea substantei organice intre 10% ÷ 30% la doza optima;

U.T.C.B. - Catedra de Inginerie Sanitara si Protectia Apelor -82-


4.2 Influenta adjuvantilor de coagulare asupra eficientei proceselor de tratare

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 coagulareutilizati 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.

4.2.1 Tipuri de floculanti utilizati in tratarea apei

4.2.1.1 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).



4.2.1.2 Floculanti sintetici organici

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 4.15.

Reprezentand grafic viteza ascensionala a apei in tub (m/h) in functie de volumul de namol expandat (figura 4.17) se obtine coeficientul de coeziune K.

⎟⎟⎠

⎞⎜⎜⎝

⎛−= 1

VVKv

0

(4-1)



Figura 4-15. Instalatie pentru determinarea coeficientului de coeziune a namolului.

-1

0

1

2

3

0 50 100 150 200 250

V (ml)

v (m

/l)

K

K

Figura 4-16. 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].

Rezultatele cercetarilor sunt prezentate in cele ce urmeaza.

Pentru evidentierea efectului polimerilor asupra procesului de coagulare-floculare s-au adaugat diferite doze de polimeri la doza optima de coagulant (sulfat de aluminiu) dar si la doze de sulfat mai mici decat doza optima. Polimerul s-a injectat in ultimele 10 secunde de agitare rapida astfel incat destabilizarea si microflocularea sa fie deja realizata dar sa existe o perioada de timp in care polimerul sa se disperseze in masa de apa. Dozele de polimer au variat in domeniul 0.05 – 0.2 mg/l. In figura 4.18 sunt prezentate valorile turbiditatii rezidiate dupa 15 minute de sedimentare pentru diferite combinatii de sulfat de aluminiu cu polimer anionic Floerger AN 910 PWG (Potable Water Grade). Doza optima de sulfat de aluminiu a fost de 30 mg/l sulfat de aluminiu; aceasta corespunde unei turbiditati reziduale de 2 NTU. Adaosul unei doze de 0.1 mg/l polimer a condus la o reducere a turbiditatii pana la 0.5 NTU. Reducerea dozei de coagulant la 25 mg/l concomitent cu cresterea dozei de polimer la 0.2 mg/l nu a condus la rezultate favorabile, ceea ce conduce la concluzia ca polimerul actioneaza numai daca microflocularea este deja realizata. Doze de sulfat de aluminiu mai mari decat doza optima combinate cu polimer, de asemenea, conduc la rezultate nefavorabile.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

1 2 3 4 5 6

Numar proba

45 mg/l S .A. +

35 mg/l S .A. + 25 mg/l S .A. +

35 mg/l S .A. + 30 mg/l S .A. +

30 mg/l S .A.0.2 mg/l AN910

0.2 mg/l AN910 0.2 mg/l AN910

0.1 mg/l AN910 0.1 mg/l AN910

Figura 4-17. Turbiditatea reziduala pentru teste de coagulare-floculare cu sulfat de aluminiu si polimer

AN 910 PWG



Determinarea indicelui de coeziune a namolului a pus in evidenta actiunea polimerului asupra calitatii namolului rezultat. In figura urmatoare sunt prezentate determinarile de coeficienti de coeziune pentru o doza de 30 mg/l sulfat de aluminiu si pentru 30 mg/l sulfat + 0.1 mg/l AN 910 PWG.

Se poate observa ca in cazul in care s-a utilizat numai sulfat de aluminiu pentru coagulare coeficientul de coagulare al namolului rezultat a fost de 0.4 m/h in timp ce un adaos de 0.1 mg/l polimer a condus la o coeziune de 1 m/h.

-1.6-1.2-0.8-0.4

00.40.81.21.6

22.42.83.23.6

44.44.85.25.6

66.46.87.27.6

88.48.8

0 200 400 600 800 1000

Volum namol (cm3)

v (m

/h)

30 mg/l S.A. + 0.1 mg/l AN 910 PWG

30 mg/l S.A.

Figura 4-18. Masurarea coeficientului de coeziune a namolului.

S-au efectuat determinari experimentale si cu alti polimeri de tip anionic destinati tratarii apei in scop potabil. Rezultatele au fost similare cu cele inregistrate in testele anterioare:

• doze de polimer de 0.1 mg/l adaugate la doza optima de sulfat de aluminiu conduc la eficiente semnificativ mai mari de reducere a turbiditatii;

• reducerea dozei de sulfat de aluminiu are efecte negative asupra procesului de coagulare-floculare chiar daca doza de polimer se dubleaza datorita microflocularii ineficiente;

• volumul de namol obtinut este sensibil mai redus in cazul in care se utilizeaza polimeri datorita inglobarii unei cantitati mai mici de apa;

• gradul de coeziune a namolului este sensibil imbunatatit ceea ce conduce la eficiente ridicate ale proceselor de decantare si filtrare.


Pe langa polimerii special destinati potabilizarii apei s-au testat o serie de polimeri obtinuti prin iradiere cu electroni accelerati si microunde.

Acestia au fost numerotati de la 1 la 35 si au avut caracteristici diferite (viscozitate intrinseca, grad de conversie care tinde catre 100%, tehnologie de iradiere); Conform producatoilor, toata gama de polimeri utilizati a avut concentratie de monomer rezidual < 0.01%. Carcateristicile acestora sunt prezentate in tabelul 4.9.

0.00

3.00

6.00

9.00

12.00

15.00

18.00

21.00

Turb

idita

te re

zidu

ala

(NTU

)

1 2 3 4 5 6 7 8

Numar proba

30 mg/l S .A.

30 mg/l S .A. +

30 mg/l S .A. +

15 mg/l S .A.

15 mg/l S .A. + 15 mg/l S .A. +

0.1 mg/l AN9340.1 mg/l AN910

0.2 mg/l AN9100.2 mg/l AN934

15 mg/l S .A. +

0.2 mg/l AN945

30 mg/l S .A. +

0.1 mg/l AN945

Figura 4-19. Turbiditatea reziduala pentru teste de coagulare-floculare cu sulfat de aluminiu si diferiti

polimeri.

Tabel 4-9. Caracteristici polimeri preparati prin iradiere cu electroni accelerate si microunde. Nr.

polimer Viscozitate intrinseca

(dl/g) Grad de conversie

(%) 1 4.31 94.3 2 6.24 3 7 4 7.84 96.3 5 9.03 6 7.89 93.4 7 9.08 96.09 8 5.01 9 8.35 94.24 10 9.34 100 11 10.49 96.7 12 10.52 97.67 13 9.76 93.4 14 10.86 15 11.77 95.1 16 12.3 17 5.79 18 6.61 93.63 19 10.02



Nr. polimer

Viscozitate intrinseca (dl/g)

Grad de conversie (%)

20 9.27 96.2 21 14.77 99.1 22 11.45 23 8.12 24 17.76 98.25 25 13.47 96.3 26 11.19 27 14.26 28 10.99 94.3 29 9.75 96.8 30 2.93 97.2 31 12.58 32 10.87 95.6 33 8.67 97.5 34 7.46 35 6.43 98.1

In figurile 4.20 si 4.21 sunt date rezultatele testelor de coagulare cu diferiti polimeri adaugati la doza optima de sulfat de aluminiu.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

1 2 3 4 5 7 8 9 10 11 12 13 14 15 16 17 18 19

Tipul de polimer

Turb

idita

tea

rezi

dual

å (N

TU)

20 mg/l sulfat + 0.1 mg/l polimer20 mg/l sulfat + 0.2 mg/l polimer20 mg/lsulfat + 0.3 mg/l polimer

Turbid. AB = 85 NTU

20 mg/l sulfat aluminiu

0

1

2

3

4

5

6

21 22 23 24 25 26 27 28 29 30 31 32 33 34 35

Nr. tip polimer

Turb

idita

tea

rezi

dual

a (N

TU)

15 mg/l sulfat+0.1 mg/l polimer15 mg/l sulfat+0.2 mg/l polimerTurbiditate AB=187 NTU

15 mg/l sulfat, fårå polimer

Figura 4-20. Influenta adaosului de diferiti polimeri la doza optima de sulfat de aluminiu asupra reducerii

turbiditatii.

In figura 4.21 este prezentata influenta adaosului de diferiti polimeri la

doza optima de sulfat de aluminiu asupra reducerii incarcarii organice. Se poate observa ca in cele mai multe cazuri calitatea supernatantului, din punct de vedere al incarcarii organice este mai slaba decat in cazul utilizarii sulfatului de aluminiu simplu. Aceasta si datorita faptului ca o parte din flocoane floteaza si sunt prinse in proba pentru determinarea substantelor organice.



0

1

2

3

4

5

6

7

1 2 3 4 5 7 8 9 10 11 12 13 15 16 17 18 19

Nr. tip polimer

Subs

tant

e or

gani

ce (m

g KM

nO4/

l)

20 mg/l sulfat+0.1 mg/l polimer20 mg/l sulfat+0.2 mg/l polimer20 mg/l sulfat+0.3 mg/l polimer

Subst.org. AB=11.38 mg

20 mg/l sulfat, fara polimer

0

1

2

3

4

5

6

7

21 22 23 24 25 26 27 29 30 31 32 33 34 35

Nr. tip polimer

Subs

tan¡

e or

gani

ce (m

g KM

nO4/l

)

30 mg/l sulfat+0.1 mg/l polimer30 mg/l sulfat+0.2 mg/l polimer15 mg/l sulfat, fara

polimer

Subs. org. AB =13.9 mg KMnO4/l

Figura 4-21. Influenta adaosului de diferiti polimeri la doza optima de sulfat de aluminiu asupra reducerii

incarcarii organice.

S-a constatat ca un polimer nu conduce simultan la eficiente ridicate si

din punct de vedere al turbiditatii si din punct de vedere al incarcarii organice. Aceasta a condus la experimentele urmatoare care au fost efectuate cu amestecuri de polimeri. Compozitia acestor amestecuri este prezentata in tabelul urmator si a fost aleasa in functie de testele anterioare.

Tabel 4.10. Compozitia solutiilor de polimeri utilizati.

Solutia Compozitie

Sol. 37 polimer 4 + polimer 9 (1:1)




Sol. 41 polimer 37+ polimer 38 + polimer 39 + polimer 40 (1:1:1:1) Testele de coagulare-floculare efectuate la nivel de laborator cu

amestecuri de polimeri au evidentiat faptul ca acestia au condus la eficiente mai ridicate cu 10 -15% in reducerea substantelor organice decat in cazul coagularii numai cu sulfat de aluminiu (figura 4.22). Doza optima de polimer a fost de 0.2 mg/l.

Cea mai buna comportare au avut-o amestecurile 39 si 41 la doze de 0.2 mg/l. Experimentele pe instalatia pilot au fost efectuate atat cu polimeri simpli cat si cu amestecuri de polimeri.

Pentru instalatia pilot s-a adoptat urmatoarea filiera tehnologica:

• coagulare – floculare folosind coagulant sulfat de aluminiu (25 mg/l) in prima etapă, respectiv sulfat de aluminiu (25 mg/l) şi un polimer in celelalte etape;



• decantare in decantor cu viteză ascensională variabilă cu modul lamelar in curent ascendent;

• filtrare rapidă pe strat de nisip cuarţos; viteza de filtrare aparentă vF = 8.0 m/h;

0

5

10

15

20

25

30

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

Doza de polimer

Efic

ient

a re

duce

re s

ubst

ante

or

gani

ce (

%) solutia 37

solutia 38solutia 39solutia 40

solutia 41fara polimer

90

92

94

96

98

100

0 0.1 0.2 0.3 0.4 0.5

Doza de polimer Ef

icie

nta

red

ucer

e tu

rbid

itate

(%)

solutia 37

solutia 38

solutia 39

solutia 40

solutia 41

fara polimer

Figura 4-22. Eficienta de reducere a substantelor organice si turbiditatii in functie de doza de polimer.

REZERVOR APA BRUTA

25 mg/l Al2(SO4)3 Q = 0.1 dm3/s 0.2 mg/l polimer

DECANTOR ih = 4.0 m3/h,m2

Q = 0.1 dm3/s

FILTRU RAPID DE NISIP

Figura 4-23. Descrierea filierei de tratare.




S-a efectuat monitorizarea experimentului prin determinari periodice de turbiditate, substante organice oxidabile cu permanganat de potasiu, carbon organic total si pH.

In figurile următoare este prezentată evoluţia calităţii apei pe filiera de tratare şi in timp comparativ pentru două cazuri:

• coagulare cu sulfat de aluminiu (25 mg/l);

• coagulare cu sulfat de aluminiu (25 mg/l) şi 0,2 mg/l polimer nr. 39.

Din figura 4.24 se poate observa o reducere in timp a turbidităţii pentru apa decantată datorită formării stratului suspensional. După cca. 7 - 8 ore de funcţionare a decantorului se ajunge la o turbiditate de 1 NTU pentru cazul in care s-a utilizat polimerul respectiv 2 – 3 NTU pentru cazu in care nu s-a utilizat pentru coagulare numai sulfatul de aluminiu.

Pentru apa filtrată pe nisip cuarţos turbiditatea a ajuns la 0,2 – 0,4 NTU in ambele cazuri; utilizarea polimerului nr. 39 a condus la turbidităţi pentru apa filtrată cu cca. 0,1 – 0,2 NTU mai mici decat in cazul utilizării sulfatului de aluminiu simplu.

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 11Timp (ore)

Turb

idita

te (N

TU)

AD - sulfatAFRN - sulfatAD - sulfat+ polim. 39AFRN - sulfat+polim. 39

Turb. AB = 27 - 33 NTU

Figura 4-24. Variaţia turbidităţii apei decantate şi filtrate in timp.

In figura 4.25 este prezentată variaţia turbidităţii pe filiera de tratare. Valorile reprezintă media a 20 - 21 determinări.

După treapta de decantare turbiditatea se reduce in cazul utilizării polimerului ca adjuvant de coagulare cu 92% (de la 27.11 NTU pentru apa brută la 2.11 NTU pentru apa decantată). Eficienţa de reducere a turbidităţii ajunge la 98.2% după filtrarea pe nisip cuarţos (turbiditatea apei filtrate fiind sub 0,5 NTU).

Din punct de vedere al concentraţiei de substanţe organice coagularea cu sulfat de aluminiu şi polimer au condus la eficienţe de 69.2 % pentru apa



decantată faţă de 59 % in cazul in care nu s-a folosit polimer. In cazul apei filtrate pe nisip cuarţos efectul polimerului este nesemnificativ, eficienţa de reducere a substanţelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu fiind de cca. 72 % (de la 3,5 – 4 mg/l pentru apa brută la 1 mg KMnO4/l pentru apa filtrată).

Din figura 4.26 se poate observa o diferenţă semnificativă intre cele două cazuri după treapta de decantare. Utilizarea polimerului a condus la eficienţe mai ridicate din punct de vedere al reducerii incărcării organice ceea ce este in concordanţă cu rezultatele obţinute in cazul turbidităţii; rezultă deci, că cea mai mare parte a materiei organice este fixată pe particulele coloidale.

0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0

35.0

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5Flux tehnologic

Turb

idita

te (N

TU)

sulfatsulfat +polim. 39

AB

ADAFRN

Figura 4-25. Variaţia turbidităţii apei pe filiera de tratare (valori medii).

0.0

0.5

1.0

1.5

2.0

2.5

3.0

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 1Timp (ore)

Subs

tanţ

e or

gani

ce (m

g K

MnO

4/l)

1

AD - sulfatAFRN - sulfatAD - sulfat+polim.39AFRN - sulfat+polim.39

SO. AB = 3.5 - 4 mg KMnO4/l

Figura 4-26. Variaţia in timp a concentraţiei de substanţe organice pentru apa brută, decantată şi filtrată.



Figura 4.28 prezintă variaţia concentraţiei de carbon organic total in timp pentru apa decantată şi filtrată in cele două etape.

S-a inregistrat o reducere a concentraţiei de carbon organic total in timp ajungandu-se la valori de cca. 2 mg/l pentru apa fitrată pe strat de nisip cuarţos in cazul in care s-a utilizat polimerul ca adjuvant de coagulare.

Din punct de vedere al carbonului organic total nu se poate afirma că polimerul a condus la rezultate semnificativ mai bune.

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5Flux tehnologic

Subs

tanţ

e or

gani

ce (m

g K

MnO

4/l) sulfat

sulfat+polim. 39AB

AD

AFRN

Figura 4-27. Variaţia concentraţiei de substanţe organice pe filiera de tratare (valori medii).

2.0

2.5

3.0

3.5

4.0

4.5

5.0

0 1 2 3 4 5 6 7 8 9 10 1Timp (ore)

Car

bon

orga

nic

tota

l (m

g C

/l)

1

AD - sulfatAFRN - sulfatAD - sulfat+polim.39AFRN - sulfat+polim.39

TOC AB = 4.8 - 5 mg C/l

Figura 4-28. Variaţia in timp a concentraţiei de carbon organic total pentru apa brută, decantată şi filtrată.



Figura 4.29 prezintă variaţia concentraţiei de carbon organic total pe filiera de tratare. Valurile reprezintă media a 21 determinări.

Se poate observa reducerea concentraţiei TOC la valori de 3.5 mg/l după coagulare-floculare şi decantare, respectiv la valori sub 3 mg/l după filtrare pe nisip cuarţos faţă de 5 mg C/l pentru apa brută.

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

0.5 1 1.5 2 2.5 3Flux tehnologic

Car

bon

orga

nic

tota

l (m

gC/l)

3.5

sulfatsulfat+polim.39

AB

ADAFRN

Figura 4-29. Variaţia concentraţiei de carbon organic total pe filiera de tratare (valori medii).

Experimente similare pe instalaţia pilot au fost efectuate cu diferiţi polimeri adoptaţi pe baza rezultatelor obţinute in testele de coagulare-floculare efectuate in laborator; in acest mod s-au utilizat următoarele soluţii de polimeri:

• polimer nr. 34 ca adjuvant al sulfatului de aluminiu; acesta a condus la turbidităţi mai mici de 1 NTU şi la eficienţe de reducere a substanţelor organice > 65%;

• polimerul nr. 16 a condus la rezultate bune in ceea ce priveşte reducerea substanţelor organice in cadrul jar-testelor efectuate;

• polimerul nr. 41 – amestec polimer 37 + polimer 38 + polimer 39 + polimer 40 in proporţie de 25% fiecare pentru care au fost inregistrate eficienţe mai mari de 25% in reducerea substanţelor organice.

Experimentările efectuate "in situ" pe instalaţia pilot şi in laborator au pus in evidenţă:

• un tip de polimer nu poate conduce la eficienţe maxime pentru toţi indicatorii (turbiditate, substanţe organice, TOC, caracteristici bacteriologice) simultan;


• s-a evidenţiat capacitatea unor amestecuri din polimeri de diferite tipuri de a acţiona simultan asupra mai multor parametrii de calitate ai apei;

0.0

10.0

20.0

30.0

40.0

50.0

60.0

70.0

80.0

90.0

100.0

sulfat sulfat + polim. 34 sulfat + polim.16 sulfat + polim. 39

Efic

ient

a re

duce

re d

upa

deca

ntar

e (%

)

Substante organice TOC

Figura 4-30. Comparaţie eficienţă reducere substanţe organice şi TOC pentru apa decantată.

0.0

10.0

20.0

30.0

40.0

50.0

60.0

70.0

80.0

90.0

100.0

sulfat sulfat + polim. 34 sulfat + polim.16 sulfat + polim. 39 sulfat + polim. 41

Efic

ient

a re

duce

re d

upa

filtr

are

(%) Substante organice TOC

Figura 4-31. Comparaţie eficienţă reducere substanţe organice şi TOC pentru apa filtrată pe nisip

cuarţos.

In figurile 4.30 şi 4.31 este prezentată o comparaţie intre eficienţele de reţinere a substanţelor organice şi carbonului organic total după treapta de decantare, respectiv filtrare pe strat de nisip cuarţos. Se poate observa eficienţa ridicată a polimerului 39 atat in reducerea substanţelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu cat şi in reducerea carbonului organic total.

• experimentările efectuate cu amestecuri de polimeri au pus in evidenţă faptul că eficienţele de reducere a incărcării organice au



fost mai mari cu 10 – 20 % decat in cazul coagulării numai cu sulfat de aluminiu;

• pentru toţi polimerii testaţi dozele optime au fost de 0.1 – 0.2 mg/l; creşterea dozei la 0.4 – 0.6 mg/l a condus la deteriorarea calităţii supernatantului prin adsorbţiei polimerului şi restabilizarea coloizilor;

• obţinerea performanţei in reducerea valorii unuia sau mai multor indicatori depinde in măsură insemnată şi de tipul de tehnologie utilizată in procesul de tratare;

• capacitatea unui tip de polimer de a conduce la eficienţe ridicate in procesul de tratare depinde şi de caracteristicile fizico-chimice ale sursei de apă (amprenta apei);

Dozele de polimer utilizate au fost in gama 0.05 – 0.2 mg/l; s-a constatat in urma numeroaselor experimente ca dozele optime de polimer au fost de 0.05 – 0.1 mg/l adaugate la doza optima de sulfat de aluminiu determinata in prealabil. Doze de polimer peste 0.3 mg/l au condus la inrautatirea calitatii supernatantului.

Deasemenea, s-au efectuat teste de coagulare cu diferite doze de polimeri adaugate la o doza mai mica decat doza optima de sulfat de aluminiu. Calitatea supernatantului obtinut in urma sedimentarii a fost de slaba calitate atat din punct de vedere al turbiditatii cat si al incarcarii cu substante organice.

4.3 Coagularea avansata

S-au efectuat cercetari experimentale privind cresterea eficientei procesului de coagulare prin coagulare avansata.

Acestea sunt prezentate in cele ce urmeaza.

4.3.1 Experimente pe raul Dambovita

Experimentele efectuate pe apa raului Dambovita au pus in evidenta cele ce urmeaza:

• din punct de vedere al turbiditatii, sulfatul de aluminiu are o comportare mai buna in cazul coagularii la pH-ul natural al apei brute in timp ce in cazul clorurii ferice, coagularea avansata a condus la rezultate mai bune;

• in cazul utilizarii clorurii ferice se remarca tendinta de crestere a valorii turbiditatii reziduale la cresterea dozei peste valoarea de 6 mg Fe/dm3.



A B

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

4.5

5

10 15 20 25 30 35 40 45 50Doza coagulant (mg/l)

Turb

idita

tea

(NTU

)

pH natural

pH=6

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

2 3 4 5 6 7 8 9Doza coagulant (mg Fe3+/l)

Turb

idita

tea

(NTU

)

pH natural

pH=6

Figura 4-32. Variatia turbiditatii reziduale la coagulare avansata.

A - cu sulfat de aluminiu; B – cu clorura ferica.

• din punct de vedere al substantelor organice, atat la utilizarea sulfatului de aluminiu cat si la utilizarea clorurii ferice, se constata o eficienta mai ridicata a proceselor de coagulare avansata (figura 4.33); in cazul sulfatului de aluminiu in conditiile coagularii la pH 6 se obtin eficiente de 80% fata de 40 – 50% in cazul coagularii la pH natural obtinandu-se valori pentru apa bruta de 3 mg KMnO4/l.

A B

0

25

50

75

100

10 15 20 25 30 35 40 45 50Doza sulfat (mg/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

sub

sta

n¡e

org

ani

ce (%

)

pH naturalpH=6

40.0

45.0

50.0

55.0

60.0

65.0

70.0

2 3 4 5 6 7 8 9Doza clorurå fericå (mg Fe 3+/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

sub

sta

n¡e

org

ani

ce (%

)

pH naturalpH = 6

Figura 4-33. Eficienta de retinere a substantelor organice la coagulare avansata.


• eficienta de retinere a carbonului organic total este de asemenea mai ridicata in cazul coagularii avansate atat pentru sulfatul de aluminiu cat si pentru clorura ferica. In figura 4.34 se poate observa ca clorura ferica conduce la eficiente mai ridicate decat sulfatul de aluminiu atat la pH-ul natural al apei cat si la pH=6. Aceasta conduce la concluzia ca prin utilizarea clorurii ferice se indeparteaza un procent mai mare de substante organice greu oxidabile asupra carora sulfatul de aluminiu



nu are efect. Acest lucru este confirmat si de valorile CCO – Cr prezentate in tabelul 4.11.

Tabel 4.11. Valorile CCO-Cr (mg O2/l) la coagularea cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei si pH redus la 6 (dozele optime din punct de vedere al turbiditatii)

Sulfat de aluminiu Clorura ferica

pH natural pH = 6 pH natural pH=6

7.83 7.68 4.15 2.88

50

60

70

80

90

100

10 15 20 25 30 35 40 45 50Doza sulfat (mg/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

TOC

(%) pH natural

pH=6

50

60

70

80

90

100


Efic

ien¡

a re

duc

ere

TOC

(%) pH natural

pH = 6

A B Figura 4-34. Eficienta de retinere a concentratiei de carbon organic total la coagulare avansata.


Biostabilitatea apei, apreciata prin intermediul carbonului organic dizolvat biodegradabil (BDOC) este pusa in evidenta in figura 4.35. in testele de coagulare avansata cantitatea de BDOC a fost mai mare; rezulta ca la utilizarea procesului de coagulare avansata, substantele organice existente in apa devin mai usor degradabile si pot fi asimilate ulterior prin procese biologice.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

1 2 3 4

BDO

C (m

g C

/l)

Al2(SO4)3

40 mg/l

pH natural

25 mg/l

pH=6

FeCl3

6mg Fe3+/l

pH natural

6 mg Fe3+/l

pH=6

Figura 4-35. Comparatie BDOC coagulare la pH natural si pH=6.



4.3.2 Experimente pe sursa Arges

Au fost efectuate teste de coagulare-floculare comparative la pH-ul natural al apei si la pH=6, cu sulfat de aluminiu si clorura ferica.

Din punct de vedere al turbiditatii reducerea pH-ului la 6 inainte de adaugarea reactivului de coagulare are efecte benefice pentru doze de sulfat de aluminiu mai mici de 25 mg/l. Valorile turbiditatii sunt mai mici decat 1 inca de la 10 mg/l iar cresterea dozei de coagulant nu conduce la o reducere semnificativa a acesteia, valoarea minima fiind de 0.7 NTU.

Concentratia minima de substante organice a fost de 5 mg KMnO4/l fata de 9.85 mg KMnO4/l pentru apa bruta, la o doza de 20 mg/l sulfat, in timp ce in cazul coagularii la pH-ul natural al apei concentratia minima a fost de 5.3 mg KMnO4/l la o doza de 30 mg/l sulfat de aluminiu.

0

0.5

1

1.5

2

5 10 15 20 25 30 35 40Doza sulfat (mg/l)

Turb

idita

tea

(NTU

)

pH-naturalpH-6

0

0.5

1

1.5

2

2 3 4 5 6 7 8 9Doza clorura fericå (mg Fe3+/l)

Turb

idita

tea

(NTU

)

pH-naturalpH-6

A B

Figura 4-36. Variatia turbiditatii reziduale la coagulare avansata. A - cu sulfat de aluminiu; B – cu clorura ferica.

In figura 4.37 sunt prezentate eficientele de retinere a substantelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu. Se observa ca in cazul coagularii la pH-ul natural al apei se obtin eficiente de 50% pentru doze de 30 – 35 mg/l sulfat de aluminiu respectiv 7 mg Fe/l. Coagularea avansata a condus la eficiente de retinere a substantelor organice de 50% la doze de 20 – 25 mg/l sulfat de aluminiu respectiv 60% la doze de 6 – 7 mg Fe/l.

Din punct de vedere al reducerii concentratiei TOC prin coagularea cu sulfat de aluminiu se obtin reduceri de 60 – 70% in timp ce coagularea cu clorura ferica conduce la eficiente de 70% la pH natural respectiv 80% daca se reduce pH-ul la 6.

Clorura ferica, spre deosebire de sulfat are efect asupra substantelor organice greu oxidabile.



Se poate afirma ca coagularea avansata conduce la o reducere a necesarului de reactiv de coagulare cu cca. 30 – 35%.

Determinarile de biostabilitate au pus in evidenta o crestere a biodegradabilitatii substantelor organice la pH=6. In figura 4.39 sunt prezentate concentratiile de carbon organic dizolvat biodegradabil pentru testele de coagulare cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei si la pH=6.

A B

0

20

40

60

80

5 10 15 20 25 30 35 40Doza sulfat (mg/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

sub

sta

n¡e

org

ani

ce (%

)

pH naturalpH=6

0

20

40

60

80

2 3 4 5 6 7 8 9Doza clorurå fericå (mg Fe3+/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

sub

sta

n¡e

org

ani

ce (%

)pH naturalpH=6

Figura 4-37. Eficienta de retinere a substantelor organice la coagulare avansata.


50

60

70

80

90

5 10 15 20 25 30 35 40Doza sulfat (mg/l)

Efic

ien¡

a re

duc

ere

carb

on o

rga

nic

tota

l(%)

pH naturalpH=6

50

60

70

80

90


Efic

ien¡

a re

duc

ere

carb

on o

rga

nic

tota

l (%

)

pH naturalpH=6

A B

Figura 4-38. Eficienta de retinere a concentratiei de carbon organic total la coagulare avansata.




0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

1 2 3 4

BDO

C (m

g C

/l)

Al2(SO4)3

30 mg/l

pH natural

25 mg/l

pH=6

FeCl3

7 mg Fe3+/l

pH natural

4 mg Fe3+/l

pH=6

Figura 4-39. Comparatie BDOC coagulare la pH natural si pH=6.

Apa tratata, indiferent de reactiv devine coroziva. Pentru reducerea caracterului agresiv este necesar adaos de var. S-au realizat teste de ajustare a pH-ului in jurul pH-ului de echilibru cu apa de var, solutie saturata pentru apa tratata la pH natural. Acestea sunt prezentate in continuare.

La doza optima de sulfat de aluminiu, respectiv clorura ferica s-au adaugat doze diferite de var (sub forma de apa de var solutie saturata – 1,3 g CaO/l la 200C) in ultimul minut de agitare lenta si pentru fiecare proba s-a calculat pH-ul de saturatie. Doza de var la care apa este in echilibru calco-carbonic este doza la care curba pHs=f(doza var) se intersecteaza cu curba pH=f(doza var), pH fiind pH-ul probei de apa.

35 mg/l sulfat de aluminiu

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

9.5

10

0 5 10 15 20 25Doza var (mg CaO/l)

pH

, pH

s

pHpHs

7 mg Fe/l (clorurå fericå)

6

6.5

7

7.5

8

8.5

9

0 5 10 15Doza var (mg CaO/l)

pH

, pH

s

pHpHs

Figura 4-40. Curbe de titrare cu var pentru apa tratata cu sulfat de aluminiu respectiv clorura ferica.

In figura 4.40 este prezentata variatia pH-ului apei si a pH-ului de saturatie cu doza de var pentru doza optima de sulfat de aluminiu respectiv clorura ferica. Se observa o crestere brusca a pH-ului cu cresterea dozei de var in timp ce pH-ul de saturatie prezinta o scadere lenta. Cele doua curbe



se intersecteaza la pH=7.8 - 8 care se incadreaza in limitele prevazute pentru apa potabila conform Legii 458/ 2002 privind calitatea apei potabile, modificata si completata de Legea 311/2004.

Dozele de var necesare pentru obtinerea unei ape in echilibru calco-carbonic au fost de 7.5 – 8 mg CaO/l.

Pentru probele cu diferite doze de var s-au facut determinari de carbon organic total. Acestea au pus in evidenta cresterea concentratiei acestuia in jurul pH-ului de echilibru. Aceasta conduce la concluzia ca ajustarea pH-ului trebuie sa se faca dupa eliminarea substantelor organice din apa.

In figura 4.41 este prezentata variatia concentratiei de carbon organic total in functie de pH pentru coagularea cu 35 mg/l sulfat se aluminiu respectiv cu clorura ferica (7 mg Fe3+/l).

3

4

5

6

7

8

9

6.5 7 7.5 8 8.5 9 9.5

pH

TOC

(m

g C

/l)

35 mg/l sulfat7 mg Fe/l

Figura 4-41. Variatia concentratiei de carbon organic total la titrarea cu var.

4.3.3 Experimentari pe sursa Tarlung – Brasov

Apa lacului Tarlung – Brasov prezinta dificultati de tratare datorita turbiditatii mici (< 10 NTU), concentratii ridicate de substante organice (14 – 15 mg KMnO4/l) si temperaturilor scazute in cea mai mare parte a anului.

S-au efectuat teste de coagulare-floculare cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei si la valori reduse la 6 si 6.5 cu acid sulfuric in cazul coagularii cu sulfat de aluminiu respectiv cu acid clorhidric in cazul coagularii cu clorura ferica.

Rezultatele sunt prezentate in cele ce urmeaza:

• turbiditatea scade cu cresterea dozei de coagulant atat in cazul sulfatului de aluminiu cat si in cazul clorurii ferice;

• valorile cele mai mici ale turbiditatii se obtin prin coagularea cu sulfat de aluminiu la pH-ul natural al apei (0.5 NTU la doze mai mari de 40 mg/l sulfat fata de 3 NTU cu clorura ferica – 5 mg Fe/l – pH natural);



• din punct de vedere al turbiditatii coagularea cu sulfat de aluminiu conduce la eficiente mai mari de reducere a turbiditatii (95% - pH natural) decat clorura ferica (80% - coagulare la pH=6).

In figura 4.43 este prezentata variatia concentratiei de substante organice in functie de doza de coagulant (pentru diferite valori ale pH-ului) in cazul coagularii cu sulfat de aluminiu respectiv clorura ferica.

A B

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

0 10 20 30 40 50 60 70Doza sulfat (mg/l)

Turb

idita

te (N

TU)

Figura 4-42. Variatia turbiditatii reziduale la coagulare avansata.


Este evidenta reducerea mai accentuata a incarcarii organice odata cu reducerea pH-ului. De asemenea se observa faptul ca coagularea cu clorura ferica la pH=6 conduce la valori ale consumului de permanganat cu cca. 3 mg KMnO4/l mai mici decat coagularea la pH natural pentru aceeasi doza de fier (eficienta de retinere este mai mare cu 25% - figura 4.44).

A B Figura 4-43. Variatia concentratiei de substante organice la coagulare avansata.


In cazul sulfatului de aluminiu reducerea pH-ului de la 6.5 la 6 nu are efect semnificativ asupra retinerii substantelor organice.

pH naturalpH = 6.50pH = 6.00

0.0

1.0

2.0

3.0

4.0

5.0

6.0

7.0

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5za (mg Fe3+/l)

Turb

idita

te (N

TU)


Do

3.5

5.5

7.5

9.5

11.5

13.5

15.5

0 10 20 30 40 50 60 70

Doza sulfat (mg/l)

Sub

sta

n¡e

org

ani

ce (m

g K

MnO

4/l) pH natural

pH = 6.50pH = 6.00

5.5

6.5

7.5

8.5

9.5

10.5

11.5

12.5

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.

Doza (mg Fe3+/l)

Sub

sta

n¡e

org

ani

ce (m

g K

MnO

4/l)

5




In concluzie, coagularea cu sulfat de aluminiu la pH=6.5 poate fi varianta optima pentru conditiile de calitate ale apei lacului Tarlung.

A B

0

10

20

30

40

50

0 10 20 30 40 50 60 70Doza sulfat (mg/l)

Efic

ien¡

a re

¡iner

ii S.

O. (

%)


0

10

20

30

40

50

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5Doza (mg Fe3+/l)

Efic

ien¡

a re

¡iner

ii S.

O. (

%)


Figura 4-44. Eficienta de reducere a concentratiei de substante organice la coagulare avansata.


4.3.4 Experimentari pe sursa Prut – Iasi

Apa raului Prut are dificultati de tratabilitate datorita faptului ca prezinta valori variabile ale turbiditatii in timp (cuprinse intre 10 si 500 NTU) si valori variabile ale concentratiei de substante organice. Acestea variaza in limitele 10 – 30 mg KMnO4/l respectiv 10 – 15 mg O2/l – substante organice greu oxidabile.

S-au efectuat teste de coagulare-floculare cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei. Din punct de vedere al turbiditatii clorura ferica a condus la valori de 1 NTU la 5 mg Fe3+/l fata de 3 NTU la doze mai mari de 35 mg/l sulfat – figura 4.45.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

0 2 4 6 8

Doza metal (mg/l)

Turb

idita

te re

zid

ualå

(NTU

)

Clorura fericå

Sulfat de aluminiu

Doza FeCl3 (mg/l)0 5 10 15 20

Caracteristici AB:Turbiditate:29 NTUOxidabilitate:15.48 mg KMnO4/lpH:8.04

Doza Al2(SO4)3 (mg/l)10 50403020 600

Figura 4-45. Variatia turbiditatii in functie de doza de reactiv de coagulare.



Dat fiind faptul ca clorura ferica a condus la rezultate mai bune la pH-ul natural al apei, s-au efectuat teste de coagulare avansata numai cu aceasta. Rezultatele sunt prezentate in continuare:

• din punct de vedere al turbiditatii se obtin rezultate mai bune prin reducerea pH-ului la 6.5 la doze de fier mai mari de 5.5 mg/l; In figura 4.47 este prezentata eficienta de reducere a turbiditatii in functie de doza de fier pentru coagularea la pH natural si coagulare avansata. La doze mai mici de 5 mg Fe/l eficientele de reducere sunt cu cca. 30% mai mari in cazul coagularii fara reducere a pH-ului. La doze mai mari de 6 mg Fe/l coagularea avansata devine mai eficienta ajungandu-se la eficiente de retinere a turbiditatii de 90%.

0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0

16.0

18.0

20.0

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5 7.5Doza (mg metal/l)

Turb

idita

te (N

TU)

fara reducere pHpH redus = 6.50

Figura 4-46. Variatia turbiditatii in functie de doza de clorura ferica.

0

10

20

30

40

50

60

70

80

90

100

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5 7.5Doza (mg metal/l)

Efic

ien¡

a în

dep

årtå

rii tu

rbid

itå¡ii

(%)


Figura 4-47. Eficienta de retinere a turbiditatii la coagulare standard si coagulare avansata.



• din punct de vedere al substantelor organice coagularea avansata conduce la eficiente cu cca. 25% mai mari decat coagularea la pH natural. Prin reducerea pH-ului inaintea adaugarii coagulantului se obtin eficiente de reducere a turbiditatii mai mari de 30% la doze mai mari de 3 mg/l in timp ce in cazul coagularii standard se obtin eficiente mai mari de 20% la doze mai mari de 6.5 mg Fe/l.

3.5

5.5

7.5

9.5

11.5

13.5

15.5

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5 7.5

Doza (mg Fe/l)

Sub

sta

n¡e

org

ani

ce (m

g/l

) fara reducere pHpH redus = 6.50

Figura 4-48. Variatia concentratiei de substante organice in functie de doza de clorura ferica.

0

10

20

30

40

1.5 2.5 3.5 4.5 5.5 6.5 7.5

Doza (mg Fe/l)

Efic

ien¡

a re

¡iner

ii S.

O. (

%)


Figura 4-49. Eficienta de retinere a substantelor organice la coagulare standard si coagulare avansata.

Testele efectuate pe diferite surse de apa cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei cat si la pH = 6 – 6.5 au pus in evidenta cele ce urmeaza:

• coagularea cu sulfat de aluminiu conduce la rezultate bune in ceea ce priveste reducerea turbiditatii si in unele cazuri a substantelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu;



• utilizarea clorurii ferice permite reducerea mai eficienta a incarcarii organice si in special a substantelor organice greu oxidabile; prin urmare testele de coagulare-floculare nu trebuie sa se limiteze la determinari de turbiditate si eventual de CCO-Mn mai ales in conditiile in care incarcarea organica a surselor de apa reprezinta o problema in procesul de tratare;

• coagularea avansata (cu reducerea pH-ului la valori de 6.0 – 6.5) a condus la rezultate mai bune in raport cu coagularea la pH natural atat din punct de vedere al turbiditatii, cat si din punct de vedere al reducerii substantelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu si al carbonului organic total pentru ambii reactivi de coagulare; rezultate mai bune s-au obtinut atat la nivel de laborator cat si la scara pilot;

• testele de coagulare-floculare au pus in evidenta cresterea agresivitatii apei prin tratare; corectiile efectuate prin adaos de apa de var, conduc la eliminarea efectului agresiv al apei tratate, dar si la cresterea cantitatii de carbon organic total cu 30 – 40%; apare ca necesar ca procesul de corectie a pH-ului sa fie aplicat dupa indepartarea substantelor organice; pentru obtinerea unei ape in echilibru calco - carbonic sunt necesare doze de var cuprinse intre 8 si 10 mg CaO/l.


CAPITOLUL 5. APLICAREA PRACTICA A REZULTATELOR EXPERIMENTALE

5 APLICAREA PRACTICA A REZULTATELOR EXPERIMENTALE

Rezultatele cercetarilor experimentale s-au concretizat in propunerile de retehnologizare a unor uzine de apa din tara. Se va prezenta in continuare aplicarea rezultatelor la uzinele de apa din oresele Targu Mures si Iasi precum si incercari de coagulare a sulfului coloidal rezultat din oxidarea hidrogenului sulfurat.

5.1 Uzina de apa Targu Mures

Retehnologizarea uzinei de apa Targu Mures a avut la baza pe langa un studiu de evaluare a calitatii apei brute si un studiu de tratabilitate [57] efectuat in vederea identificarii tehnologiei optime care sa conduca la o calitate a apei potabile care sa se incadreze in Legea privind calitatea apei potabile 458/2002 [50] si Directiva 98/83/EC [49].

5.1.1 Calitatea apei brute

Sursa de apa pentru uzina de apa Targu Mures este raul Mures. Calitatea apei raului Mures a fost evaluata pe de o parte pe baza datelor din laboratorul statiei dar si prin analize punctuale efectuate de catre autorul lucrarii.

Analizele efectuate au pus in evidenta urmatoarele aspecte generale:

• apa prezinta variatii mari de turbiditate (de la 8 NTU la 3000 NTU) si este slab colorata; apar situatii, la viiturila care turbiditatea atinge 5000 – 7000 NTU;

• pH-ul este in domeniul bazic (7.6 - 8.3 unitati de pH), iar alcalinitatea totala este scazuta: 1-1.5 mechiv/l;

• indicatorii de mineralizare (reziduul fix si conductivitatea) au valori corespunzatoare apelor slab mineralizate, aceasta fiind data in principal de bicarbonatii de calciu;

• concentratia de substante organice usor oxidabile (CCO –Mn) a fost de 14 – 30 mg/l KMnO4. Concentratia de substante organice determinate prin metoda cu bicromat de potasiu se incadreaza in domeniul 11 - 24 mg O2/l;

• concentratiile de metale grele (Fe, Mn, Pb, Cd) prezinta valori depasite fata de cerintele Legii 458/2002;

• apare semnificativa cresterea concentratiilor de pesticide in perioadele de primavara si toamna dupa perioade de viituri; aceasta datorita acumularilor remanente din namolurile existente in



albia raului care sunt puse in miscare la viituri; se remarca existenta unor compusi interzisi (aldrin, dieldrin,) acumulati in sedimentele raului. Rezultatele analizelor de pesticide sunt date in tabelul 5.2.

In tabelul 5.1 sunt prezentate rezultatele analizelor punctuale.

Tabel 5-1 Analiza apei brute.

Indicator U.M Prelevare 1

Prelevare 2

Prelevare 3

Turbiditate NTU 8.3 19.6 25

pH unitati de pH 8.3 7.76 7.61

Temperatura 0C 21 19.7 2 Suspensii mg/l - 19.2 39 Culoare Grd. Pt-Co - 16 54

Conductivitate μS - 258.7 236.1

Reziduu fix mg/l 150 152.17 138.8

Alcalinitate mechiv/l 1.53 1.56 1.36

Duritate totala grade

germane 5.6 4.54 4.42

Duritate temporara grade

germane 4.28 4.37 3.8

Duritate permanenta grade

germane 1.32 0.17 0.62

Calciu mg/l 24 23.25 20.04

Magneziu mg/l 9.72 5.6 7.05

Bicarbonati mg/l 93.33 95.16 82.96

Cloruri mg/l 25 27.6 21.27

Sulfati mg/l 16 13 20

Azotati mg/l 4.2 5.3 7.5

Azotiti mg/l 0.175 0.113 0.041

Amoniu mg/l 0.34 0.07 0.89

Aluminiu mg/l - 0.01 0.2186

Cianuri mg/l - abs. 0.004

Fenoli mg/l - 0.02 0.003

Detergenti mg/l - 0.025 0.71

CCO-Mn mg/l KMnO4 14.85 17.7 29.64

CCO-Cr mg/l O2 10.25 13.04 24

Cadmiu mg/l 0.017 0.015 0.018

Cupru mg/l 0 0.0424 0.0495

Fier mg/l - 0.8314 0.6339

Mangan mg/l 0.007 0.0974 0.0857

Nichel mg/l - 0.0168 0.0227 Plumb mg/l - 0.015 0.021 Zinc mg/l 0.009 0.0426 0.0257



Tabel 5-2 Determinari de pesticide in apa bruta.

Apa bruta Compus analizat U.M

23.09.1999 29.09.1999 26.11.1999

Legea 458/2002 completata si modificata de

Legea 311/2004 Total pesticide α - HCH β - HCH γ - HCH δ - HCH Heptaclor Aldrin Heptaclor epoxid Endosulfan I p p' DDE Dieldrin Endrin Endosulfan II pp' DDD Endrin aldehidå Endosulfan sulfat pp' DDT

μg/l

0.124 0.109

0 0

0.008 0

0.001 0 0 0

0.002 0 0

0.004 0 0 0

0.056 0.011

0 0

00.006 0

0.03 0 0 0 0 0 0

0.01 0 0 0

0.917 0.03

0 0.01 0.001

0 0.01

0 0 0

0.124 0.04

0 0.702

0 0 0

0.5 - - - -

0.03 0.03 0.03

- -

0.03 - - - - - -

Studiul de tratabilitate a fost efectuat pe instalatia pilot cu apa adusa cu cisterna din sursa iar filiera tehnologica (figura 5.1). a cuprins urmatoarele procese:

• preoxidare cu dioxid de clor (0.3 mg/dm3)

• coagulare – floculare cu sulfat de aluminiu (la doza optima) + polimer anionic (0.1 mg/l AN 910);

• limpezire in decantor cu strat dinamic concentrat (12.000 – 15.000 mg/l) la incarcari hidraulice ih = 4.0 m3/h,m2;

• filtrare rapida pe strat de nisip cuartos; viteza de filtrare aparenta vF = 6.0 m/h;

• post-oxidare cu ozon (1.0 mg O3/l) dupa filtrarea rapida pe nisip;

• filtrare pe carbune activ granular: viteza de filtrare aparenta vF = 5 m/h, tc = 8 min.;

• dezinfectare finala cu hipoclorit de sodiu (doze clor 0.1 mg/l).

Alegerea reactivilor de coagulare-floculare si a dozelor optime s-a efectuat in urma testelor de coagulare efectuate la nivel de laborator.

Monitorizarea procesului de tratare s-a efectuat prin recoltarea si analiza probelor de apa dupa fiecare treapta de tratare la interval de 1 ora.

In tabelul 5.3 se prezinta analiza chimica generala comparativa pentru trei calitati de apa: apa bruta, apa filtrata pe filtrul de nisip de cuart si dezinfectata, respectiv apa postozonata filtrata pe CAG proaspat si dezinfectata. Rezultatele reprezinta media a minim 10 determinari.



Apa bruta

REZERVOR APA BRUTA

0.3 mg/dm3 ClO2 27 mg/l Al2(SO4)3 Q = 0.8 dm3/s 0.1 mg/l AN 910 PWG

BAZIN CONTACT

DECANTOR ih = 4.0 m3/h,m2

Q = 0.8 dm3/s


1.0 mg/l O3 Tc = 8 min.

POST-OZONARE

FILTRU CAG 1 vF=5.0 m/h, Tc=8

0.1 mg/l Cl2

BAZIN CONTACT CLOR

Figura 5-1. Descrierea filierei de tratare apa sursa raul Mures.



Tabel 5-3. Variatia parametrilor de calitate apa. Tipul de apa Nr.

crt. Indicator U.M.

Apa bruta AFRN AFCAG-Cl2 Legea

458/2002 1 pH 7.76 7.43 6.86 6.5 – 8.5

(9.5) 2 Turbiditate NTU 19.6 0.93 0.74 1 3 Culoare Pt-Co 16 3 2 acceptabila

consumatorilor si nici o schimbare anormala

4 Conductivitate μS/cm 258.7 318 288.8 2500 5 Reziduu fix mg/l 151.8 182.9 169.9 - 6 Alcalinitate mechiv/l 1.56 1.44 1.5 - 7 Duritate totala oG 4.54 6.27 6.05 min. 5 8 Duritate temporara oG 4.37 4.03 4.2 - 9 Duritate permanenta oG 0.17 2.24 1.35 - 10 Calciu mg/l 23.25 33.26 32.06 - 11 Magneziu mg/l 5.6 7.05 6.8 - 12 Bicarbonati mg/l 95.16 87.84 91.5 - 13 Cloruri mg/l 27.6 31.2 33.32 250 14 Sulfati mg/l 13 60 46 250 15 Azotati mg/l 5.3 11.1 9.6 50 16 Azotiti mg/l 0.113 0.013 0.013 0.5 17 Amoniu mg/l 0.07 0.008 0.006 0.5 18 Aluminiu mg/l 0.01 0.07 0.004 0.2 19 Fier mg/l 0.83 0.04 0.08 0.2 20 Cianuri mg/l abs. abs. abs. 0.01 21 Fenoli mg/l 0.02 0.004 0.003 - 22 Detergenti mg/l 0.025 0.008 0.006 - 23 CCO-Mn mg

KMnO4/l 17.7 7.9 2.52 20

24 CCO-Cr mg O2/l 13.04 2.79 0 - 25 Carbon organic total mg C/l 26 13 2 26 Cadmiu mg/l 0.015 0.006 0.003 0.005 27 Cupru mg/l 0.0424 0.039 0.0274 0.1 28 Mangan mg/l 0.0974 0.0623 0.0288 0.05 29 Nichel mg/l 0.0168 0.015 0.0063 0.02 30 Plumb mg/l 0.015 0.013 0.009 0.01 31 Zinc mg/l 0.0426 0.0401 0.028 5

NOTA: AFRN– Apa filtrata pe strat de nisip cuartos; AFCAG-Cl2 – Apa filtrata pe strat de carbune activ granular si dezinfectata cu hipoclorit de sodiu.

Analiza variatiei valorilor medii ale turbiditatii pe filiera de tratare (figura 5.2. ) a indicat o scadere in raport cu apa bruta (13NTU) pana la valori de 0.8 NTU la apa filtrata pe strat de nisip, respectiv 0.6 NTU pe apa filtrata pe carbine active granular.

Analiza continutului in suspensii pentru apa bruta, apa decantata si apa filtrata a indicat urmatoarele valori:

• suspensii apa bruta: 19.2 mg/l;

• suspensii apa decantata: 6.3 mg/l;

• suspensii apa filtrata: 0.25 mg/l.



0.1

1

10

100

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00Treapta de tratare

Turb

idita

te-v

al.

med

ii (lo

g N

TU)

AB AD AFRN APO3 AFCAG

Figura 5-2. Variatia turbiditatii (valori medii) pe filiera de tratare

AB – apa bruta; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular.

Se observa ca apa filtrata pe nisip cuartos, atat la indicatorul turbiditate cat si la indicatorul suspensii prezinta valori performante compatibile cu cerintele actuale pe plan mondial.

In figura 5.3 se prezinta variatia concentratiei in substante organice (metoda cu permanganat de potasiu) pe filiera de tratare.

Se constata:

• reducerea concentratiei in substante organice pe filiera clasica de tratare (decantare-filtrare pe nisip-dezinfectare) de la 17 mg KMnO4/l in apa bruta la 6.5 mg KMnO4/l in apa filtrata pe nisip cuartos;

• scaderea concentratiei in substante organice prin ozonizare si filtrare pe carbune activ granular la valori de 2 – 3 mg KMnO4/l.

In figura 5.4 este prezentata variatia substantelor organice determinate prin metoda cu bicromat de potasiu (CCO-Cr) pe filiera de tratare.

Se observa reducerea substantelor organice greu oxidabile prin tratarea apei pe filiera clasica de la 13 mg O2/l pentru apa bruta la 3 mg O2/l pentru apa filtrata pe nisip.

Filtrarea pe carbune activ determina adsorbtia substantelor organice greu oxidabile, obtinandu-se valoarea 0.2 mg O2/l pentru efluentul filtrelor de carbune activ.



2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0

16.0

18.0

20.0

0.00 1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00 7.00 8.00Treapta de tratare

CC

O-M

n (m

g K

MnO

4/l)

AB

AD

AFRN

APO3

AFCAG DEZ

Apreox.

Figura 5-3. Variatia oxidabilitatii (valori medii) pe filiera de tratare

AB – apa bruta; Apreox. – apa preoxidata cu dioxid de clor; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular; DEZ – apa dezinfectata cu hipoclorit dupa FCAG;

0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0


CC

O-C

r (m

g O 2

/l)

AB

ADAFRN

APO3

AFCAGDEZ

Apreox.

Figura 5-4. Variatia CCO - Cr (valori medii) pe filiera de tratare AB – apa bruta; Apreox. – apa preoxidata cu dioxid de clor; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa

postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular; DEZ – apa dezinfectata cu hipoclorit dupa FCAG;

Variatia concentratiei de carbon organic total pe filiera de tratare a pus in evidenta reducerea incarcarii organice prin tratare conventionala de la 26 mg C/l pentru apa bruta la 13 mg C/l pentru apa filtrata pe nisip cuartos (eficienta de reducere de 50%). Pentru a obtine o apa biostabila se impune tratarea apei filtrate cu ozon si adsorbtie pe carbune activ granular. Rezultatele au condus la concluzia ca prin aceste procese se obtin concentratii ale carbonului organic total de 2 mg/l.

De asemenea post-oxidarea cu ozon si adsorbtia pe carbune activ granular sunt procese impuse si de existenta pesticidelor in apa raului Mures



care prin filiera conventionala nu ating concentratii care sa incadreze apa in limitele impuse de Legea 458/2002 privind calitatea apei potabile. Rezultatele determinarilor de pesticide efectuate pe filiera de tratare sunt prezentate in tabelul urmator.

0.0

5.0

10.0

15.0

20.0

25.0

30.0


TOC

(mg

C/l)

AB

AD

AFRN

APO3

AFCAG

Apreox.

DEZ

Figura 5-5. Variatia concentratiei de carbon organic total (valori medii) pe filiera de tratare

AB – apa bruta; Apreox. – apa preoxidata cu dioxid de clor; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular; DEZ – apa dezinfectata cu hipoclorit dupa FCAG;

Tabel 5-4 Determinari de pesticide pe filiera de tratare.

Apa bruta Compus analizat U.M

AB AFRN AFCAG

Legea 458/2002 completata si modificata de

Legea 311/2004 Total pesticide α - HCH β - HCH γ - HCH δ - HCH Heptaclor Aldrin Heptaclor epoxid Endosulfan I p p' DDE Dieldrin Endrin Endosulfan II pp' DDD Endrin aldehida Endosulfan sulfat pp' DDT

μg/l

0.917 0.03

0 0.01

0.001 0

0.01 0 0 0

0.124 0.04

0 0.702

0 0 0

0.5703 0.03

0 0.005

0 0 0 0 0 0

0.0863 0.026

0 0.423

0 0 0

0.092 0.01

0 0.001

0 0 0 0 0 0

0.032 0.013

0 0.036

0 0 0

0.5 - - - -

0.03 0.03 0.03

- -

0.03 - - - - - -

Studiile si cercetarile efectuate pe sursa de apa care alimenteaza uzina de apa Tg. Mures au pus in evidenta:



• indicatorii complexului de calitate care prezinta dificultati in asigurarea tratabilitatii apei sunt: turbiditatea (in perioadele de viitura), substantele organice (consumul de permanganat de potasiu) substantele organice greu oxidabile (CCO-Cr);

• cercetarile intreprinse in analiza reactivilor de coagulare - floculare cu o comportare optima complexului de calitate al apei sursei au indicat sulfatul de aluminiu. Ca adjuvant de coagulare a rezultat ca optim polielectrolitul AN 910 PWG in doze de 0.05 – 0.1 mg/l.

• intr-o filiera formata din decantare cu strat dinamic, filtrare pe nisip cuartos si dezinfectare nu se pot asigura toti parametrii de calitate cf. Legii 458/2002 modificata si completata de Legea 311/2004 chiar respectand conditii de: coagulant adecvat, respectarea fazelor de reactie rapida si floculare si filtrare performanta;

• experimentele au indicat necesitatea adoptarii unei solutii in care schema tehnologica care sa cuprinda:

o pre-decantare – folosind doze partiale de coagulant pentru reducerea varfului de turbiditate la valori sub 1500 NTU;

o utilizarea carbunelui activ pudra pentru adsorbtia poluantilor accidentali;

o utilizarea dioxidului de clor pentru protectia bacteriologica a influentului uzinei; alegerea ClO2 este impusa de eliminarea efectelor reactiei secundare cu compusii amoniacului (in concentratii relativ ridicate) si timpul de reactie mai redus (maxim 10 min.);;

o limpezirea apei prin decantare si filtrare rapida;

o post-oxidare cu ozon si adsorbtie pe CAG.

5.2 Uzina de apa Chirita Iasi

Analiza datelor privind calitatea apei sursei - raul Prut in sectiunea Tutora au pus in evidenta urmatoarele:

• apa prezinta variatii mari de turbiditate si este slab colorata; concentratiile de suspensii, de asemenea sunt variabile;

• pH-ul este in domeniul bazic (8.06-8.16 unitati de pH), iar alcalinitatea totala 3-3.5 mechiv/l;

• indicatorii de mineralizare (reziduul fix si conductivitatea) au valori corespunzatoare apelor mediu mineralizate, mineralizarea fiind data in principal de bicarbonatii si sulfatii de calciu;

• concentratia de substante organice determinate prin metoda cu permanganat de potasiu a fost cuprinsa in intervalul 10 – 26 mg/l KMnO4 iar concentratia de substante organice determinate prin



metoda cu bicromat de potasiu a fost de 12 - 15 mg/lO2 – valori foarte ridicate care pot conduce la dificultati in tratarea apei;

Concentratia de pesticide din apa sursei a depasit de cca. 5 -10 ori concentratia admisa pentru apa potabila (tabel 5.6)

Urmare a testelor de coagulare efectuate la nivel de laborator prezentate in capitolul 4 si luand in considerare calitatea apei sursei s-a adoptat o filiera de tratare (figura 5.6) cu urmatoarele procese:

• pre-oxidare cu dioxid de clor;

• coagulare avansata in prezenta clorurii ferice (14.5 mg/l) + acidulare apa bruta cu solutie 2.5% HCl (18.5 mg/l);

• limpezire in decantor cu strat dinamic concentrat la incarcari hidraulice ih = 4.0 m3/h,m2;

• corectie pH cu apa de var (doza de 28 mg/l);

• filtrare rapida pe strat de nisip cuartos; viteza de filtrare aparenta vF = 6.0 m/h;

• post-oxidare cu ozon (1.0 mg O3/l) dupa filtrarea rapida pe nisip;

• filtrare pe carbune activ granular; viteza de filtrare aparenta vF = 5 m/h, tc = 8 min.;

• dezinfectare finala cu hipoclorit de sodiu (doze clor 1.0 mg/l).

Tabelul 5.5 indica rezultatele analizelor chimice generale comparativ pentru trei calitati de apa: apa bruta, apa filtrata rapid si dezinfectata, respectiv apa filtrata pe CAG proaspat si dezinfectata.

Analiza continutului in suspensii pentru apa bruta si apa decantata a indicat urmatoarele valori:

• suspensii apa bruta: 7 mg/l;

• suspensii apa decantata: 3.4 mg/l;

• suspensii apa filtrata: 0.3 mg/l.

Analiza variatiei valorilor medii ale turbiditatii pe filiera de tratare (figura 5.7) a indicat o scadere in raport cu apa bruta (11.5 NTU) pana la valori de 0.7 NTU la apa filtrata pe strat de nisip, respectiv 0.5 NTU pe apa filtrata pe CAG. Turbiditatea apei postoxidate cu ozon prezinta o usoara crestere datorita transformarii, prin oxidare a unor compusi solubili in compusi insolubili.



Apa bruta

0.3 mg/l ClO2 BAZIN CONTACT ClO2

REZERVOR APA BRUTA

18.5 mg/l HCl 14.5 mg/l FeCl3

DECANTOR ih = 4.0

3 2

Q = 0.8 dm3/s 28 mg/l Ca(OH)2


1.0 mg/l O3

POST-OZONARE Tc = 8 min.

FILTRU CAG vF=5.0 m/h, Tc=8 min.

1.0 mg/l Cl2 BAZIN CONTACT CLOR Tc = 30 min.

Figura 5-6. Filiera de tratare apa sursa Prut



Tabel 5-5. Variatia parametrilor de calitate apa. Tipul de apa Indicator U.M.

Apa bruta AFRN AFCAG-Cl2 pH 8.08 7.16 7.23 Turbiditate NTU 11.52 0.7 0.5 Culoare Pt-Co 19 3 3 Conductivitate μ 536 524 475 Reziduu fix mg/l 315 308 279 Alcalinitate mechiv/l 3.2 2.84 2.84 Duritate totala oG 10.9 11.42 11.42 Duritate temporara

oG 8.96 7.95 7.95

Duritate permanenta

oG 1.94 3.46 3.46

Calciu mg/l 53.71 70.14 72.14 Magneziu mg/l 20.9 19.25 18.94 Fier mg/l 0.035 0.01 0.008 Bicarbonati mg/l 195.2 112.24 173.24 Cloruri mg/l 24.8 83.3 61.68 Sulfati mg/l 90 92 88 Azotati mg/l 6.7 6.5 6.5 Azotiti mg/l 0.057 0.009 0.009 Amoniu mg/l 0.34 0.05 0.05 Aluminiu mg/l abs abs abs Cianuri mg/l 0.001 abs abs Fenoli mg/l abs abs abs Detergenti mg/l 0.003 abs abs CCO-Mn mg

KMnO4/l 18.19 11.42 5.74

CCO-Cr mg O2/l 13.90 7.90 1.90 Carbon organic total

mg C/l 13.5 6.76 1.58

NOTA: AFRN– Apa filtrata pe strat de nisip cuartos;

0.1

1

10

100

1.00 2.00 3.00 4.00 5.00 6.00Treapta de tratare

Turb

idita

te-v

al. m

edii

(log

NTU

)

AB AD AFRN APO3 AFCAGApreox.

AFCAG-Cl2 – Apa filtrata pe strat de carbune activ granular si dezinfectata cu hipoclorit de sodiu.

Figura 5-7. Variatia turbiditatii (valori medii). AB – apa bruta; Apreox.. – apa preoxidata cu ClO2; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata;

AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular .




In figura 5.8 se prezinta variatia concentratiei in substante organice (metoda cu permanganat de potasiu) pe filiera de tratare.

0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0

16.0


CC

O-M

n (m

g K

MnO

4/l)

AB

ADAFRN

APO3

AFCAG

DEZ

Apreox.

Figura 5-8. Variatia concentratiei substante organice AB – apa bruta; Apreox.. – apa preoxidata cu ClO2; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata;

AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular .

Se constata:

• reducerea concentratiei in substante organice pe filiera clasica de tratare (decantare-filtrare pe nisip) de la 14.44 mg KMnO4/l in apa bruta la 7.57 mg KMnO4/l in apa filtrata pe nisip de cuart (eficienta de reducere de 47.6%)

• cresterea usoara a continutului de substante organice prin postozonare datorita transformarii prin oxidare a unor substante greu oxidabile in conditiile metodei de determinare a CCO-Mn in substante organice oxidabile;

• scaderea concentratiei in substante organice dupa adsorbtie pe carbune activ granular la valori de 1.7 mg KMnO4/l in apa dezinfectata (valori ale concentratiei de carbon organic total sub 2 mg/l in concordanta cu conceptul de apa biostabila);

S-au determinat concentratiile de substante organice greu oxidabile (metoda CCO-Cr) respectiv carbon organic total (TOC) pe filiera de tratare analizata.



0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0


CC

O-C

r (m

g O 2

/l)

AB

AD

Apreox.

APO3

AFCAG DEZ

AFRN

Figura 5-9. Variatia concentratiei substantelor organice greu oxidabile

AB – apa bruta; Apreox.. – apa preoxidata cu ClO2; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular .

Rezultatele prezentate in figurile 5.9, respectiv 5.10 indica urmatoarele:

• comportari similare pentru toti indicatorii analizati: CCO-Mn, CCO-Cr, TOC;

• reducerea CCO-Cr pana la valori de 8 mg O2/l in apa filtrata rapid pe strat de nisip si dezinfectata, respectiv 0.5 mg O2/l in apa filtrata pe CAG si dezinfectata;

• reducerea TOC pana la valori de 8.06 mg C/l in apa filtrata rapid pe strat de nisip (eficienta de reducere de 55.7%), respectiv 2.16 mg C/l in apa filtrata pe (eficienta de retinere de 88%).

0.0

2.0

4.0

6.0

8.0

10.0

12.0

14.0

16.0

18.0

20.0


TOC

(mg

C/l)

AB

AD

AFRNAPO3

AFCAG

DEZ

Apreox.

Figura 5-10. Variatia concentratiei carbonului organic total (TOC)

AB – apa bruta; Apreox.. – apa preoxidata cu ClO2; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata pe nisip; APO3 – apa postozonizata; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular .


Rezultatele obtinute indica o eficienta ridicata a filierei adoptate (coagulare avansata – decantare – corectie pH - filtrare rapida pe nisip – postozonare - filtrare CAG – dezinfectare).

Determinarile de pesticide pe filiera de tratare au aratat ca prin coagulare avansata, decantare si filtrare rapida pe nisip apa produsa nu se incadreaza in limitele Legii privind calitatea apei potabile fiind necesar procesul de afinare (post-oxidare cu ozon si adsorbtie pe carbune activ granular). In apa filtrata pe carbune activ granular concentratia totala de pesticide a fost de 0.488 μg/l fata de 0.5 μg/l conform Legii 458/2002.

Tabel 5-6. Determinari de pesticide pe filiera de tratare.

Concentratie (μg/l)

Compus AB AFRN AFCAG

Legea 458/2002 si

Legea 311/2004

a HCH - - -

b HCH 0.025 0.019 0.011 g HCH 0.031 - - d HCH 0.133 0.196 0.196 Heptaclor - 0.004 - 0.03 Aldrin 0.167 0.294 0.154 0.03 Heptaclor epoxid - - - 0.03 Endosulfan I 0.006 - - 4,4' DDE - - - Dieldrin 0.015 - - 0.03 Endrin 0.014 - - Endosulfan II - - - 4,4' DDD 1.799 0.935 - Endrin aldehida 0.177 0.102 0.103 Endosulfan sulfat - - - 4,4' DDT 0.022 0.053 0.011 Total pesticide organoclorurate 2.416 1.603 0.488 0.5

Au fost recoltate 2 probe de apa: filtrata pe nisip cuartos si filtrata pe carbune activ granular in scopul determinarii potentialului de formare a trihalometanilor, data finnd concentratia relativ ridicata de carbon organic total. Probele au fost mentinute 48 ore in contact cu o doza de 1.mg Cl2/l pentru a simula conditiile din reteaua de distributie si apoi s-a determinat concentratia de trihalometani.

Rezultatele analizelor (tabel 5.7) au pus in evidenta faptul ca potentialul de formare a trihalometanilor este scazut pentru apa filtrata pe carbune activ granular, apa produsa incadrandu-se in Legea privind calitatea apei potabile (Legea 458/2002 modificata si completata de Legea 311/2004). Prin tratare pe filiera: coagulare avansata – decantare – filtrare



pe strat de nisip se obtin concentratii de trihalometani de 2.32 μg/l fata de 0.1μg/l, concentratia maxim admisa pentru apa potabila.

Tabel 5-7. Determinari trihalometani pe probe de apa dezinfectata.

Concentratie THM (μg/l) Compus analizat

AFRN – Cl2 AFCAG –Cl2

CMA conform Legii

458/2002 TOTAL THM 2.32 0.104 0.1 Cloroform (mg/l) 1.35 0.084 - Diclorobromoform 0.52 0.02 - Dibromcloroform 0.13 - - Bromoform 0.32 - -

Studiul de tratabilitate efectuat pe sursa de apa care alimenteaza uzina de apa Chirita Iasi au pus in evidenta urmatoarele:

• apa sursei prezinta dificultati de tratare datorate concentratiei ridicate de substante organice (concentratii de carbon organic total de 10 – 18 mg C/l);

• determinarile efectuate pentru stabilirea conditiilor optime de coagulare au condus la concluzia ca eficientele cele mai ridicate de indepartare a incarcarii organice prin coagulare se pot obtine cu clorura ferica (5 – 7 mg Fe3+/l) in conditii reduse de pH (6 – 6.5) – coagulare avansata; pentru securitatea filierei de tratare la poluari accidentale si pentru adsorbtia pesticidelor este necesar sa se dozeze carbune activ pudra; acesta va conduce si la o desfasurare optima a procesului de coagulare-floculare.

• postozonarea apei urmata de adsorbtie pe carbune activ granular sunt procesele care pot conduce la incadrarea apei in limitele impuse de normele in vigoare cu referire la continutul de pesticide si asigurarea concentratiei de TOC pentru o apa biostabila.

Pe baza cercetarilor privind tratabilitatea apei raului Prut s-a elaborat proiectul ISPA nr. 2000/RO/16/P/PE/006 privind retehnologizarea statiei de tratare Chirita Iasi.

5.3 Aplicarea procesului de coagulare pentru tratarea apei cu hidrogen sulfurat

Tratarea apelor cu continut de hidrogen sulfurat presupune un proces de oxidare pentru transformarea acestuia in sulf coloidal si indepartarea sulfului printr-un proces de limpezire.

Experimentele au fost efectuate pe apa subterana cu continut de amoniu si hidrogen sulfurat. Calitatea apei brute este prezentata in tabelul urmator [60] [65].



Tabel 5-8. Calitatea apei brute.

Valori obtinute Nr. crt

Indicator U.M. Recoltare

1 Recoltare

2 Recoltare

3 Recoltare

4 Recoltare

5

Legea 458/2002

modificata si completata de Legea 311/2004

1 pH unităţi 7.45 7.40 7.45 7.45 7.42 6.5 – 9.5 2 Temperatura 0C 14.8 14.5 14.2 15 15 - 3 Turbiditate NTU 114 19.7 6.2 3.04 7.9 5 4 Conductivitat

e µS/cm 1339 1315 1396 1285 1044 2500

5 Săruri total dizolvate

mg/l (ca NaCl)

748 751 746 742 737 -

6 Alcalinitate mechiv/l 5 5.1 5.2 4.8 4.7 - 7 Duritate

totala grade de duritate

19.074 17.95 19.07 17.92 17.92 min.5

8 Duritate permanenta

grade de duritate

5.074 3.67 4.51 4.48 4.76 -

9 Duritate temporară

grade de duritate

14 14.28 14.56 13.44 13.16 -

10 Calciu mg/l 64.12 64.12 72.14 56 56 - 11 Magneziu mg/l 43.74 38.88 38.88 43.74 43.74 - 12 Amoniu mg/l 2 2.5 2.96 1.2 2.4 0.5 13 Azotiti mg/l <0.001 <0.001 <0.001 <0.001 <0.001 0.5 14 Azotaţi mg/l 3.6 5.1 6.2 4.3 5.2 50 15 Bicarbonati mg/l 305 311.1 317.2 292.8 286.7 - 16 Cloruri mg/l 262.7 252 276.9 266.25 259.15 250 17 Sulfati mg/l 44 46 39 44 42 250 18 CCO - Cr mg O2/l 10.56 10.56 28.8 7.68 10.56 - 19 Carbon

organic total mg/l 4.29 5.12 6.52 - - nici o

schimbare anormala si acceptabila

consumatorilor 20 Oxidabilitate mg

KMnO4/l 29.68 29.21 30.05 23.2 26.22 20

21 Fier mg/l 0.01 0.01 0.02 0.02 0.01 0.2 22 Sulfuri si

hidrogen sulfurat

mg/l 2.52 2.5 4.32 0.52 2.1 0.1

23 Sodiu si potasiu

mg/l 148.5 152 185 - - 200

S-au adoptat 5 filiere de tratare comparative. Acestea sunt prezentate in figura 5.11. In toate situatiile oxidarea s-a efectuat cu hipoclorit de sodiu in doza stabilita in prealabil prin efectuarea unei curbe de clorare (figura 5.12). S-a optat pentru clor dat fiind faptul ca este singurul oxidant care reactioneaza cu azotul amoniacal. In prima faza s-a analizat posibilitatea indepartarii sulfurilor si a hidrogenului sulfurat prin oxidare si filtrare pe nisip cuartos respectiv ultrafiltrare. In cea de-a doua faza s-a incercat posibilitatea imbunatatirii procesului de limpezire a apei oxidate prin aplicarea coagularii deoarece:



• filtrarea pe nisip a apei oxidate a condus la o limpezire ineficienta;

• ultrafiltrarea apei cu sulf amorf poate sa conduca in timp la colmatarea membranei.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

3.5

4

0 4 8 12 16

Doza clor (mg/l)

N -

NH

4 (m

g/l)

20

N - amoniacalClor

Figura 5-11. Curba de clorare



Apa bruta

REZERVOR APA BRUTA

FILTRU RAPID DE NISIP vF = 6.0 m/h

BAZIN CONTACT Cl2Tc=28 min.

FILTRU CAG 1vF = 6.0 m/h

FILTRU RAPID DE NISIPvF = 6.0 m/h

POST-OXIDARE CU OZON

COAGULARE-FLOCULARE

ULTRAFILTRARE

ULTRAFILTRARE

FILTRU CAG 2vF = 6.0 m/h

30 mg/l sulfat de aluminiu + 0.1 mg/lAN 910 PWG

DECANTARE

COAGULARE-FLOCULARE

FILTRU RAPID DE NISIPvF = 6.0 m/h

DECANTARE

FILTRU CAGvF = 6.0 m/h

30 mg/l sulfat de aluminiu + 0.1 mg/lAN 910 PWG

Hipoclorit de sodiu – 18 mg Cl2/l

Q =38 dm3/h

Figura 5-12. Descrierea filierelor de tratare.



In figura 5.13 este prezentata variatia concentratiei de sulfuri si hidrogen sulfurat pe filiera de tratare (a) respectiv variatia turbiditatii pe filiera de tratare (b) in situatia in care nu s-a aplicat procesul de coagulare. Se observa reducerea concentratiei de sulfuri si hidrogen sulfurat la concentratii de 0.02 mg/l pentru apa filtrata pe nisip de cuart fata de 0.1 mg/l conform Legii 458/2002 privind calitatea apei potabile. Oxidarea hidrogenului sulfurat este pusa in evidenta si prin cresterea turbiditatii apei preoxidate cu clor datorita formatii sulfului coloidal. Datorita marimii de ordin coloidal a particulelor de sulf turbiditatea apei filtrate pe nisip este de 30 NTU. Aceasta ajunge la valori de 4 – 7 NTU dupa cca. 8 ore de filtrare, perioada in care se formeaza la suprafata stratului filtrant o pelicula de sulf (figura 5.14).

0.001

0.01

0.1

1

10

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Treapta de tratare

Sulfu

ri s

i hid

roge

n su

lfura

t (m

g/l)

AB

AFCAG1AFRN

AFCAG2

O3

0

10

20

30

40

50

60

70

0.5 1.5 2.5 3.5 4.5Treapta de tratare

Turb

idita

te (N

TU)

Apreox.

AFRNAB AFCAG

a. b.

Figura 5-13. Variatia concentratiei de sulfuri si hidrogen sulfurat (a) si a turbiditatii (b) pe filiera de tratare. AB – apa bruta; Apreox – apa preoxidata cu clor; AFRN – apa filtrata rapid pe nisip; AFCAG 1 – apa filtrata pe

carbune activ granular; AFCAG 2 – apa filtrata pe carbune activ dupa oxidare cu ozon.

a. b.

Figura 5-14. Imagini la microscop ale particulelor de nisip inainte de filtrare (a) si dupa filtrare (b).




In figura 5.15 este prezentata variatia concentratiei de azot amoniacal pe filiera de tratare (a) si variatia incarcarii organice (b).

Concentratia de azot amoniacal a scazut prin clorare la break-point si filtrare pe nisip cuartos de la 2.4 mg NH4

+/l pentru apa bruta la 0.25 mg/l pentru apa filtrata pe nisip cuartos. In apa filtrata pe carbune activ concentratia de amoniu a fost de 0.17 mg/l pentru varianta fara post-oxidare respectiv 0.01 mg/l pentru varianta cu ozon in post-oxidare.

Concentratia de clor liber in apa filtrata pe nisip a fost de 3.5 mg/l iar concentratia de clor total 4.3 mg/l. Prin filtrare pe carbune activ s-a eliminat total clorul din apa.

Concentratia de substante organice determinata prin metoda cu permanganat de potasiu a scazut de la 26.2 mg KMnO4/l (6.55 mg O2/l) la 8.13 mg KMnO4/l pentru apa filtrata pe nisip respectiv 3.81 mg KMnO4/l pentru apa filtrata pe carbune activ granular. Dupa postoxidare cu ozon si filtrare pe carbune activ granular concentratia a fost 0.4 mg KMnO4/l.

O reducere semnificativa a inregistrat-o si consumul chimic de oxigen (CCO-Cr) – de la 10.56 mg O2/l pentru apa bruta la 2 mg O2/l pentru apa filtrata pe nisip respectiv 1 mg O2/l pentru apa filtrata pe carbune activ granular. Apa post-oxidata si filtrata pe CAG a avut consum chimic de oxigen practic 0.

0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Treapta de tratare

Am

oniu

(mg/

l)

A

0

2

4

6

8

10

12

0.5 1 1.5 2 2.5 3 3.5

Treapta de tratare

Sub

stan

te o

rgan

ice

(mg

O2/

l)B

AFCAG1AFRN

AFCAG2

O3

CCO-MnCCO-Cr

AB

AFRN AFCAG1O3 AFCAG2

a. b.

Figura 5-15. Variatia concentratiei de azot amoniacal (a) si a concentratiei de substante organice (b) pe filiera de tratare

AB – apa bruta; AFRN – apa filtrata rapid pe nisip; AFCAG 1 – apa filtrata pe carbune activ granular; AFCAG 2 – apa filtrata pe carbune activ dupa oxidare cu ozon.

In tabelul 5.9 se prezinta concentratiile de trihalometani pentru apa

filtrata pe nisip cuartos si apa filtrata pe carbune activ granular.


Tabel 5-9. Concentratie trihalometani in apa filtrata pe nisip si apa filtrata pe carbune activ granular.

Valoarea

Nr.crt. Compus UM AFRN AFCAG1

Legea 458/2002 modificata si

completata de Legea 311/2004

1 Cloroform µg/l 10 1.83 - 2 Bromdiclormetan µg/l 15.44 15.45 - 3 Clordibrommetan µg/l urme urme - 4 Bromoform µg/l absent absent -

TOTAL THM µg/l 25.44 17.28 100

In cazul preoxidarii cu clor la break-point urmata de ultrafiltrare

rezultatele analizelor efectuate au pus in evidenta urmatoarele:

• eficiente de reducere a sulfurilor si hidrogenului sulfurat peste 99%; concentratiile au fost sub limita de detectie a aparatului;

• eficiente de reducere a azotului amoniacal de peste 99%; concentratia de amoniu in efluent a fost de 0.01 mg/l fata de 2.4 mg/l pentru apa bruta;

• concentratia de clor liber in apa filtrata a fost de 0.4 – 0.5 mg/l iar concentratia de clor total 0.8 – 0.9 mg/l; aceasta pune in evidenta faptul ca toata cantitatea de clor introdusa in apa a reactionat cu hidrogenul sulfurat si cu azotul amoniacal;

• eficientele de reducere a incarcarii organice au fost de peste 90% atat pentru CCO-Mn cat si pentru CCO-Cr;

• calitatea efluentului a fost foarte buna chiar de la inceputul procesului de filtrare si s-a mentinut constanta in timp;

• comparativ cu ciclurile experimentale anterioare calitatea apei a fost superioara si constanta in timp.

Au fost recoltate probe la intervale de 30 min. iar rezultatele sunt prezentate in tabelul 5.10.

Tabel 5-10. Calitatea apei ultrafiltrate. Nr.cr

t. Indicator U.M. Rec.

1 Rec.

2 Rec.

3 Rec.

4 Rec.

5 Rec.

6 1 Turbiditate NTU 0.08 0.07 0.07 0.05 0.05 0.05

2 Sulfuri si hidrogen sulfurat

mg/l < 0.001

< 0.001

< 0.001

< 0.001

< 0.001

< 0.001

3 Amoniu mg/l 0.01 0.01 0.01 0.01 0.01 0.01 4 Clor liber mg/l 1.82 1.4 0.51 0.50 0.42 0.40 5 Clor total mg/l 3.2 2.03 0.96 0.85 0.82 0.85 6 Substante

organice mg

KMnO4/l 2.84 2.53 2.53 1.96 1.96 1.96

7 CCO - Cr mg O2/l 0.96 1.01 0.96 0.96 0.92 0.9




Rezultatele obtinute au pus in evidenta posibilitatea tratarii apei cu eficiente ridicate a apelor cu hidrogen sulfurat, azot amoniacal si substante organice cu dificultati din punct de vedere al limpezirii apei pre-oxidate. S-a analizat imbunatatirea procesului de limpezire prin coagularea apei si decantarea acesteia intr-un decantor cu recircularea namolului. In figurile urmatoare sunt prezentate comparativ rezultatele obtinute pe filiera de tratare in cele doua situatii: cu coagulare si fara coagulare.

In figura 5.16 se poate observa ca procesele de coagulare-floculare si decantare conduc la o turbiditate a apei decantate de 15 NTU (valoare medie) fata de 65 NTU pentru apa pre-oxidata. Prin filtrare turbiditatea scade la 9.06 NTU fata de 29.3, turbiditatea apei filtrate fara coagulare si decantare. Prin filtrarea pe carbune activ granular turbiditatea apei scade la valori de 4.95 NTU pentru varianta cu coagulare si decantare, respectiv 8.2 NTU pentru varianta fara coagulare.

Cercetarile experimentale privind coagularea sulfului coloidal rezultat din oxidarea sulfurilor si a hidrogenului sulfurat au pus in evidenta faptul ca procesul este dificil de realizat dar poate conduce la imbunatatirea calitatii apei tratate si marirea ciclului de filtrare.

Din punct de vedere al celorlalti paramatrii urmariti se poate afirma ca procesul de coagulare nu a avut influenta semnificativa.

0

10

20

30

40

50

60

70

0.5 1.5 2.5 3.5 4.5 5.5

Turb

idita

te (N

TU)

cu coagularefara coagulare

AB AFCAGAFRNApreox. AD0.01

0.1

1

10

0.5 1.5 2.5 3.5 4.5

Sulfu

ri si

hid

roge

n su

lfura

t (m

g/l)


AB AFCAGAFRNAD

a. b.

Figura 5-16. Variatia concentratiei de sulfuri si hidrogen sulfurat (a) si a turbiditatii (b) pe filiera de tratare. AB – apa bruta; Apreox. – apa pre-oxidata ci hipoclorit de sodiu; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata rapid pe

nisip; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular.

In cazul introducerii apei decantate in unitatea de ultrafiltrare nu s-au inredistrat diferente semnificative privind calitatea filtratului fata de varianta fara coagulare si decantare dar se considera ca aplicarea acestor procese in amonte de unitatea de filtrare conduce la prelungirea duratei de viata a membranei deoarece particulele sunt sub forma de microflocoane.



0

0.5

1

1.5

2

2.5

3

0.5 1.5 2.5 3.5 4.5

Am

oniu

(mg/

l)


0

2

4

6

8

10

12

0.5 1.5 2.5 3.5 4.5

Subs

tant

e or

gani

ce (m

g O

2/l) CCO-Mn, cu coagulare

AB AFCAGAFRNAD

CCO-Cr, cu coagulareCCO-Mn, fara coagulareCCO-Cr, fara coagulare

AB AD AFRN AFCAG

Figura 5-17. Variatia concentratiei de azot amoniacal (a) si a concentratiei de substante organice (b) pe filiera de tratare

AB – apa bruta; AD – apa decantata; AFRN – apa filtrata rapid pe nisip; AFCAG – apa filtrata pe carbune activ granular.

In concluzie, rezultatele cercetarilor experimentele pentru tratarea apelor cu continut de hidrogen sulfurat si amoniu au pus in evidenta urmatoarele:

• hidrogenul sulfurat se poate indeparta cu eficienta ridicata (≅ 100%) prin oxidare cu clor si filtrare;

• procesul de filtrare pe nisip nu conduce la eficiente ridicate de reducere a turbiditatii dat fiind faptul ca sulful este sub forma coloidala; apa filtrata pe nisip nu se incadreaza in limitele Legii 458/2002 privind calitatea apei potabile modificata si completata de Legea 311/2004 la indicatorul turbiditate; se impune o treapta de decantare avand in amonte un process de coagulare - floculare a sulfului coloidal; sunt recomandate decantoarele tip recirculator care asigura incarcari de 4 – 5 m3/h.m2 cu timp de sedimentare de 1 h; prin aceasta se reduc incarcarile in treapta de filtrare rapida;

• azotul amoniacal poate fi indepartat prin clorare la break-point astfel incat sa se evite obtinerea unui efluent care sa contina cloramine; doza de clor necesara este identica cu cantitatea stoechiometrica necesara reactiilor cu hidrogenul sulfurat si amoniul;

• concentratia de substante organice s-a redus semnificativ: eficiente de 70% – 80% dupa filtrarea pe nisip, respectiv 98 – 100% dupa post-oxidare cu ozon si filtrare pe CAG.

• filtrarea pe membrane (ultrafiltrarea) a apei preoxidate cu clor a condus la o calitate foarte buna si stabila in timp a efluentului; apa filtrata pe membrane se incadreaza in limitele impuse de Legea 458/2002 privind calitatea apei potabile completata si modificata de Legea 311/2004.

Se apreciaza ca schema tehnologica cu module UF este de reţinut având in vedere urmatoarele:


• prezinta cele mai bune performante in asigurarea apei filtrate;

• beneficiaza de automatizare totala si simplifica mult procesele de operare;

• din punct de vedere economic, odata cu reducerea costurilor membranelor, costurile de investitie sunt in avantajul acestora, astfel:

o pentru statii de mica capacitate (sub 8500 m3/zi), valoarea de investitie nu depaseste 7500 €/1 dm3/s pentru tehnologia cu membrane in timp ce tehnologiile conventionale ating 12000 €/1 dm3/s;

o costurile de operare in etapa actuala sunt mai mari pentru tehnologiile care utilizeaza membrane (0.11 – 0.12 €/m3 apa fata de 0.075 – 0.08 €/m3 apa pentru tehnologiile conventionale).


CAPITOLUL 6. CONCLUZII

6 CONCLUZII 6.1 Continutul lucrarii

Lucrarea cuprinde 144 pagini, 109 figuri, un numar de 29 tabele si o bibliografie cu 93 titluri.

In capitolul 1 se prezinta obiectivele studiilor si cercetarilor analizate prin prisma conformarii calitatii apei destinata consumului uman la Directiva 98/83/EC si Legea apei potabile 458/2002 completata cu Legea 311/2004.

Sunt puse in evidenta principalele cerinte:

• asigurarea apei potabile fara riscuri asupra sanatatii umane;

• necesitatea optimizarii filierelor tehnologice pentru asigurarea continua aparametrilor impusi.

Sunt prezentate concluziilerapoartelor nationale privind monitorizarea calitatii apei in sistemele de alimentare cu apa.

Se enunta obiectivele cercetarilor in directiile elaborarii bazelor tehnico-stiintifice pentru proiectarea si operarea filierelor de tratare, in particular a celor de coagulare – floculare ca procese prioritare si stabilirea criteriilor pentru alegerea obiectiva a celor mai performanti produsi in fabricarea apei destinate consumului uman.

Stadiul actual al proceselor de coagulare – floculare se prezinta in capitolul 2. Sunt prezentate:

• stabilitatea electrostatica a sistemelor coloidale apoase si teoria stratului dublu electric;

• stabilitatea sterica.

Se trateaza mecanismele de destabilizare a particulelor coloidale, compresia stratului dublu electric, neutralizarea sarcinii electrice de suprafata, adsorbtia si puntile interparticule.

In paragraful 2.2.2. lucrarea abordeaza fenomenele si teoria destabilizarii sistemelor coloidale apoase cu saruri metalice hidrolizabile. Sunt prezentate elementele de baza privind chimia reactiilor de hidroliza ale aluminiului si fierului si diagramele de solubilitate (figurile 2.9, 2.10).

In subcapitolul 2.2.2.1 sunt prezentate elementele privind actiunea coagulantilor metalici hidrolizabili prin cele 4 mecanisme: adsorbtie, precipitare – destabilizare, precipitare si solubilizare (figura 2.11).

Definirea dozelor de reactiv este analizata in diagramele de coagulare pentru reducerea turbiditatii, culorii, filtrare directa si conditiile impuse amestecului rapid.

O analiza clara este data pentru folosirea diagramelor de coagulare punand in evidenta zonele caracteristice.



Lucrarea abordeaza coagularea MON (§ 2.2.3.3.) prin prisma problemelor pe care acestea le pot crea in filierele de tratare (formare trihalometani, culoare, epuizare CAG). Se pune in evidenta si se formuleaza necesitatea obiectiva a procesului de coagulare avansata. In lucrare se prezinta avantajele coagularii avansate si efectele secundare ale procesului analizand o serie de compusi din apa si urmarind asigurarea indicatorului COT sub valoarea 2 – 2.5 mg C/l pentru asigurarea biostabilitatii apei. In schema din figura 2.32 sunt indicate etapele conformarii la cerintele coagularii avansate.

Capitolul 3 din lucrare analizeaza obiectivele cercetarii experimentale definite prin activitatea autorului in cadrul colectivului care a alaborat studiile si proiectele pentru 8 uzine de apa din punct de vedere al:

• compatibilitatii matricei de calitate a sursei cu reactivii de coagulare – floculare utilizati:

• cercetari "in situ" pentru alegerea reactivilor care conduc la cele mai bune eficiente;

In lucrare se prezinta:

• analiza calitatii apei pentru 7 surse de apa;

• elementele a 18 reactivi de coagulare utilizati;

• configuratia instalatiilor pilot si parametrii tehnologici folositi;

• schemele tehnologice analizate si urmarite;

• programul experimental si criterii de eficienta.

Rezultatele cercetarilor experimentale sunt prezentate in capitolul 4.

Pentru 6 uzine de apa (Rosu – Bucuresti, Arcuda – Bucuresti, Pitesti – Budeasa, Calarasi – Chiciu, Braila – Dunare, Brasov – Tarlung) se prezinta rezultatele incetcarilor "in situ" pentru coagularea apei sursei. Se elaboreaza tabelele 4.7 si 4.8 privind analiza eficientei diferitilor reactivi de coagulare pentru turbiditate si substante organice. Concluziile indica:

• nu exista un reactiv capabil sa asigure eficienta maxima pentru toate complexele de calitate ale apei; aceasta se poate urmari si in graficele din fig. 4.1 – 4.15 unde sunt date elementele de eficienta pentru o serie de reactivi la diferite uzine de apa (calitati de apa diferite);

• cele mai bune rezultate (analizand la modul absolut) au fost obtinute cu reactivul UPAS 1220 notat cu 3 calificative A1 care indica ca se pot obtine turbiditati reziduale sub 1.0 NTU, cu doze mai mici de 0.75 mg Al3+/dm3; urmatorul reactiv clasat este PAX 18 care a obtinut conform indicelui de eficienta patru calificative B1.

• in tabelul 4.2 se poate urmari eficienta diferitilor reactivi cu referire la reducerea substantei organice in procesul de coagulare-floculare-decantare; cei mai eficienti reactivi au fost PAX 14 si PAX XL 60 notati cu C1 care arata capacitatea de a reduce substanta organica cu peste 30 % la doza optima.



Conceptul fundamental care se desprinde din aceste cercetari arata importanta complexului de tratabilitate al apei sursei corelata cu natura, tipul si calitatile coagulantului.

Paragraful 4.2 analizeaza influenta adjuvantilor de coagulare asupra eficientei proceselor de tratare; sunt prezentate tipurile de floculanti utilizati, se analizeaza influenta adaosului de polimeri asupra dozei optime de coagulant si a reducerii incarcarii organice.

Lucrarea analizeaza efectele amestecului de polimeri asupra eficientei in reducerea turbiditatii si substantelor organice. Sunt puse in evidenta:

• experimentările efectuate cu amestecuri de polimeri au pus in evidenţă faptul că eficienţele de reducere a incărcării organice au fost mai mari cu 10 – 20 % decat in cazul coagulării numai cu sulfat de aluminiu;

• pentru toţi polimerii testaţi dozele optime au fost de 0.1 – 0.2 mg/l. creşterea dozei la 0.4 – 0.6 mg/l a condus la deteriorarea calităţii supernatantului prin adsorbţiei polimerului şi restabilizarea coloizilor;

• obţinerea performanţei in reducerea valorii unuia sau mai multor indicatori depinde şi de tipul de tehnologie utilizată in procesul de tratare;

• capacitatea unui tip de polimer de a conduce la eficienţe ridicate in procesul de tratare depinde şi de caracteristicile fizico-chimice ale sursei de apă (amprenta apei);

Dozele de polimer utilizate au fost in gama 0.05 – 0.2 mg/l; s-a constatat in urma numeroaselor experimente ca dozele optime de polimer au fost de 0.05 – 0.1 mg/l adaugate la doza optima de sulfat de aluminiu determinata in prealabil. Doze de polimer peste 0.3 mg/l au condus la inrautatirea calitatii supernatantului.

In § 4.3 se prezinta rezultatele cercetarilor experimentale privind procesul de coagulare avansata pentru sursele Raul Dambovita (Arcuda), Raul Arges (Rosu), Tarlung (Brasov) si Prut (Chirita – Iasi).

Testele efectuate pe diferite surse de apa cu sulfat de aluminiu si clorura ferica la pH-ul natural al apei cat si la pH = 6 – 6.5 au pus in evidenta cele ce urmeaza:

• coagularea cu sulfat de aluminiu conduce la rezultate bune in ceea ce priveste reducerea turbiditatii si in unele cazuri a substantelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu;

• utilizarea clorurii ferice permite reducerea mai eficienta a incarcarii organice si in special a substantelor organice greu oxidabile; prin urmare testele de coagulare-floculare nu trebuie sa se limiteze la determinari de turbiditate si eventual de CCO-Mn mai ales in conditiile in care incarcarea organica a surselor de apa reprezinta o problema in procesul de tratare;



• coagularea avansata (cu reducerea pH-ului la valori de 6.0 – 6.5) a condus la rezultate mai bune in raport cu coagularea la pH natural atat din punct de vedere al turbiditatii, cat si din punct de vedere al reducerii substantelor organice oxidabile cu permanganat de potasiu si al carbonului organic total pentru ambii reactivi de coagulare; rezultate mai bune s-au obtinut atat la nivel de laborator cat si la scara pilot;

• testele de coagulare-floculare au pus in evidenta cresterea agresivitatii apei prin tratare; corectiile efectuate prin adaos de apa de var, conduc la eliminarea efectului agresiv al apei tratate, dar si la cresterea cantitatii de carbon organic total cu 30 – 40%; apare ca necesar ca procesul de corectie a pH-ului sa fie aplicat dupa indepartarea substantelor organice; pentru obtinerea unei ape in echilibru calco - carbonic sunt necesare doze de var cuprinse intre 8 si 10 mg CaO/l.

Capitolul 5 din lucrare cuprinde aplicarea practica a rezultatelor: studii de caz pentru uzina de apa Tg. Mures, uzina de apa Chirita – Iasi si sursa subterana de profunzime (Calarasi) cu hidrogen sulfurat.

Pentru fiecare caz se prezinta:

• analiza calitatii apei sursei;

• descrierea filierei de tratare analizate si propuse;

• rezultatele si interpretarea analizelor si determinarilor efectuate pe filiera;

• concluziile cercetarilor cu referire la eficientele probabile din punct de vedere al indicatorilor conform cu Directiva 98/83/EC si Legea 458/2002.

Filierele adoptate in proiectele (unele executate) propuse spre executie sunt conforme cu rezultatele studiilor intreprinse.

6.2 Elemente originale si contributiile autorului

In lucrare se prezinta pe baza unei ample bibliografii cele mai noi elemente teoretice si practice care intervin in procesele de coagulare-floculare utilizate in tratarea apei in vederea potabilizarii. In ultimii 20 ani, in lume, procesul de coagulare-floculare a devenit un proces independent in filiera statiilor de tratare si este considerat prioritar din punct de vedere al realizarii eficientei finale a filierelor.

Bazele lucrarii sunt constituite din cercetari efectuate "in situ" pe instalatii pilot sau la scara naturala. Analiza unui numar de peste doua mii de probe si interpretarea rezultatelor in acord cu cele mai noi realizari in domeniu se constituie in originalitate a lucrarii.

In lucrare se propune, in premiera in tara noastra, criterii de eficienta a reactivilor de coagulare-floculare pentru indepartarea turbiditatii si



substantelor organice. Se pune in acest mod la dispozitia operatorilor metodologia pentru alegerea celor mai eficienti reactivi pentru un tip de apa determinat de bazin hidrografic, sectiune, anotimp.

In lucrare se propune, pentru prima oara, un procedeu care prin amestecul mai multor reactivi de floculare sa se obtina eficiente sporite pentru diferiti indicatori ai calitatii apei.

Cercetarile teoretice si experimentale din lucrare deschid calea adoptarii unor solutii tehnologice capabile sa realizeze optimizarea filierelor tehnologice adaptate la amprenta sursei in vederea obtinerii apei biostabile.

6.3 Perspectiva dezvoltarii subiectului

Necesitatea dezvoltarii prin retehnologizare/ dezvoltare a unui numar foarte mare de uzine de apa impune ca necesitati obiective:

• elaborarea unor studii de tratabilitate complete pe bazine hidrografice, tip de sursa, sectiuni; aceste studii se impune a fi eleborate in comun de catre administratorii apelor si operatorii sistemelor;

• implementarea conceptului de statie pilot de comanda si control la toate instalatiile peste 10.000 m3/zi productie; operarea acestor instalatii pilot va face posibila adaptarea tehnologica la modificarile de calitate ale surselor si impactuluiprogresului tehnologic;

• dezvoltarea unor laboratoare de analiza regionale in administrarea operatorilor capabile sa analizeze permanent evolutia calitatii apei surselor si a apei produse destinate consumului uman.

Se impun eforturi si cercetari suplimentare pentru utilizarea in mai mare masura a adjuvantilor de natura minerala.

Perfectionarea tehnologiilor, dezvoltarea metodelor de studiu si analiza si cresterea pregatirii personalului de operare sunt elemente obiective care trebuie permanent avute in vedere pentru asigurarea calitatii apei destinata consumului uman.


BIBLIOGRAFIE

BIBLIOGRAFIE 1. W. Stumm and J.J. Morgan, - “Aquatic Chemistry”, 2nd edition, John Wiley

&Sons, New York, 1981;

2. Owen, D.M., et al, - "NOM Caracterization and Treatability", Journal AWWA, 87:1:46, 1995;

3. J. Lyklema, - “Surface Chemistry of colloids in Connection with Stability, The scientific basis of flocculation”, Sijthoff and Noordhoff, the Netherlands, 1978.

4. J. Gregory, - “Effects of polymers on colloid stability”, in K.J. Ives The scientific basis of flocculation, Sijthoff and Noordhoff, the Netherlands, 1978.

5. Water Quality and Treatment – a handbook of community water supplies – fifth edition;

6. O'Melia, C.R., "From algae to aquifers: Solid – liquid separation in aquatic systems." In ACS Advances in Chemistry Series No. 244, Aquatic Chemistry: Interfacial and Interspecies Processes, C.P. Huang, C.R. O'Melia and J.J. Morgan, eds. Washington, D.C., American Chemical Soc., 1995.

7. V.K. La Mer and T.W. Healy, - “Adsorption-Flocculation Reactions of Macromolecules at the Solid – Liquid Interface”, Reviews Pure Applied Chemistry, vol.13,1963, p 112.

8. Letterman, R.D. - "Filtration Strategies to Meet the Surface Water Treatment Rule". - Denver, CO: America Water Works Association, 1991.

9. Kodama, H. and M. Schnitzer – "Effect of fulvic acid on the crystallization of aluminium hydroxides" – Geoderma, 24.1980: 195.

10. Bertsch, P.M., D.R. Parker – "Aqueous Polynuclear Aluminium Species". The Environmental Chemistry of Aluminium, 2nd ed., ch4, p 117, G. Sposito, ed. Boca Raton, FL:CRC Press, 1996.

11. VanBenschoten, J.E., J.K. Edzwald – "Chemical aspects of coagulation using aluminium salts – I. Hydrolytic reactions of alum and polyaluminum chloride" – Wat. Research, 24(12), 1990, 1519 – 1526.

12. Letterman, R.D., C.T. Discoll – "Control of residual Aluminum in Filtered Water" – Final report to American Water Works Association Research Fundation, Denver, CO, 135pp, 1993.

13. Hayden, P.L., and A.J. Rubin – "Systematic investigation of the hydrolysis and precipitation of aluminium (III). In aqueous – Environmental Chemistry of Metals, A.J. Rubin", ed. ANN Arbor. MI Ann Arbor Science, 1974.

14. Dempsey, B.A. – "Reactions between fulvic acid and aluminium: Effects on the coagulation process" in Aquatic Humic Substances: Influence on Fate and Treatment of Polluants, ch. 25, pp 409 – 424, eds. Washington D.C., Am Chem. SOC., 1989.

15. Bottero, J.Y., and J.L. Bersillon – "Aluminum and iron (III) chemistry: Some implications for organic substance removal" in Aquatic Humic Substances: Influence on Fate and Treatment of Polluants, ch. 26, pp 425 - 442, eds. Washington D.C., Am Chem. SOC., 1989.

U.T.C.B. – Catedra de Inginerie sanitara si Protectia Apelor -139-

BIBLIOGRAFIE

16. Clark, M.M. and R.M. Srivastava – "Mixing and aluminium precipitation" – Environ. Sci. Technol., 27 (10), 1993, 2181 – 2189.

17. Dempsey, B.A. – "Chemistry of coagulants" - AWWA Seminar Proceedings, Influence of coagulation on the Selection, Operation, and Performance of Water Treatment Facilities.. AWWA Annual Conference, June 14, 1987, Kansas City, MO 1987.

18. Edzwald J.K. – "Coagulation in drinking water treatment: Particles, organics and coagulants" – Water Science Technology, 27 (11), 1993: 21 – 35.

19. Edwards, M. – "Predicting DOC removal during enhanced coagulation". Jour AWWA, 85(5), 1997: 78 – 89.

20. Letterman, R.D., R. Chappell, and B. Mates – "Effect of pH and alkalinity on the removal of NOM with Al and Fe salt coagulants – Proceedings of the AWWA Water Quality Technology Conference, November 17 – 21, Boston, M.A., 1996.

21. Jalba, R. – "Contributii privind optimizarea proceselor de tratare a apei în vederea reducerii concentratiei de aluminiu rezidual, Teza de doctorat, U.T.C.B., Bucuresti, 1994.

22. Racoviteanu, G. - "Optimizarea schemelor tehnologice ale statiilor de potabilizare a apei – Contributii la elaborarea solutiilor pentru asigurarea biostabilitatii apei", Teza de doctorat, U.T.C.B., Bucuresti, 1999.

23. Amirtharajah, A., and Mills, K.M. – "Rapid –mix design for mechanisms of alum coagulation" – Jour. AWWA, 74(4), 1982: 210 – 216.

24. Chapra S.C., R.P. Canale, and G.L. Amy – "Empirical models for disinfection by-products in lakes and reservoirs" – Journal of Environ Engineering, ASCE, 123 (7), 1997:714 – 715.

25. United States Environmental Protection Agency – "Enhanced Coagulation and Enhanced Precipitative Softening Guidance Manual – EPA 815 – R-99-012, 1999.

26. United States Environmental Protection Agency – "Desinfectants and Desinfection By-product. Final Rule, Fed Reg., 63:241:69390, 1998.

27. P. N. Johnson and A. Amirtharajah - “Feric chloride and Alum as single and dual coagulants” Journal AWWA, vol. 75 nr.5, 1983, p. 232.

28. G.A. Edwars and A. Amirtharajah, - “Removing color caused by humic acids”, Journal AWWA, vol 77, nr.3, 1985, p. 50

29. B. A. Dempsey et al., - “Polyaluminum chloride and alum coagulation of clay-fulvic acid suspensions”, Journal AWWA, vol. 77, no. 3, 1985, p. 74.

30. B. A. Dempsey et al., - “The coagulation of humic substances by means of aluminum salts”, Journal AWWA, vol. 76, no. 4, 1984, p. 141.

31. E.S. Hall and R. F. Packham, - “Coagulation of organic color with hydrolyzing coagulants”Journal AWWA, vol. 57, no. 9, 1965, p. 1149.

32. A. P. Black and D. G. Willems, - “Electrophoretic Studies of Coagulation for the Removal of Organic Color”, Journal AWWA, vol. 53, 1961, p.589.

33. A. P. Black and R. F. Christman, - “Characteristics of Colored Surface Waters”, Journal AWWA, vol. 55, no. 6, 1963, p. 753.


BIBLIOGRAFIE

34. N. Narkis and M. Rebhun, - “Stoichiometric relationships between humic and fulvic acids and flocculants” Journal AWWA, vol. 69, no.6, 1977, p. 325.

35. J. K. Edzwald et. al., - “Polymer coagulation of humic acid water”ASCE Journal Environ. Engineering Division, vol. 103, no. EE6, 1977, p. 989.

36. J.K. Edzwald et al., - “Organics, polymers, and performance in direct filtration”ASCE Journal Environ. Engineering Division, vol. 113, no.1, 1987, p. 167.

37. M. J. Semmens and T. K. Field, - “Coagulation: Experiences in organics removal” Journal AWWA, vol. 72, no. 8, 1980, p. 476.

38. T. R. Hundt and C. R. O’Melia, - “Aluminum-fulvic acid interactions: Mechanism and applications”, Journal AWWA, vol. 80 nr. 4, 1987, p.167.

39. R. E. Hubel and J. K. Edzwald, - “Removing Trihalomethane Precursors by Coagulation”, Journal AWWA, vol. 79, nr. 7, 1987, p. 98.

40. Stevens, A.A., et al., - "Chlorination of organics in drinking water", Journal AWWA, nov. 1976.

41. Edzwald, J.K., Becker, W.C., Wattier, K.L. - "Surrogate parameters for monitoring organic matter and THM precursors", Journal AWWA, Apr. 1985.

42. White M.C., J.D., Thompson, G.W.,Harrington A., Singer,P.C. - "Evaluating criteria for enhanced coagulation compliance", Journal AWWA, mai 1997.

43. George Kastl, Arumugam Sathasivan, Ian Fisher, John van Leeuwen – "Modeling DOC removal by enhanced coagulation" – Journal AWWA, vol 96, nr. 2, 2004, p79.

44. Carlson, K.H., Gregory, S. MacMillan – "The Efficacy of preozonation and Enhanced Coagulation for Treating Low Alkalinity, High Color Water", Proc. 1996, AWWA Annual Conference, Research Division, Toronto, Ontario.

45. Degremont - Memento technique de l′eau, Lavoisier, Paris, Ninth edition, 1989.

46. Manaila, E., Martin. D., Craciun, G., Ighigeanu, D., Matei, C., Oproiu, C., Iacob, N., Iovu, H., Sandu, M., Vulpasu, E., Racoviteanu, G. - "Application of Polyelectrolytes Obtained by Radiation Processing to Potable and Waste Water Treatment", IEEE Transactions on Industry Applications, May/June 2005, Volume 41, Number 3, ITIACR, ISSN 0093-9994 (8 pagini).

47. Vulpasu, E., Racoviteanu G., Dinet, E. – Researches Concerning the Reduction of the Total Organic Carbon, Turbidity and Organic Substances Using Polymer Mixtures – Poster, 4-th IWA World Water Congress and Exhibition, 2004, Marrakech

48. Vulpasu, E., Sandu, M., – “Imbunatatirea performantelor filierelor tehnologice de tratarea apei prin utilizarea amestecului de polimeri” SIMI 2007, organizat de catre INCD-ECOIND, Societatea de Chimie din Romania si Asociatia Balcanica de Mediu, Filiala RO-B.E.N.A., 25 – 27 Octombrie 2007, Bucuresti.

49. Directiva 98/83/EC - Calitatea apei destinate consumului uman.

50. Legea 458/2002 M.O. Nr. 552/29 iulie 2002 - Legea privind calitatea apei potabile.


BIBLIOGRAFIE

51. HG 100/2002 M.O. nr. 130/19 februarie 2002 - Norme de calitate pe care trebuie sa le indeplineasca apele de suprafata utilizate pentru potabilizare.

52. Van der Kooij, D., Slaats, P.G. – Chemical and biological stability of drinking water: preconditions to maintain water quality in the distribution system, Conferinţa Internaţională: Calitatea apei potabile în reţelele de distribuţie, EXPO APA 2000, Bucureşti, 5 – 7 Septembrie 2000.

53. M. Sandu, G. Racoviteanu – Manual pentru inspectia sanitara si monitorizarea calitatii apei in sistemele de alimentare cu apa – Editura Conspress Bucuresti, 2006, ISBN 973-7797-78-7.

54. Ministerul Mediului si Gospodaririi Apelor – Plan Operational Sectorial De Mediu, Bucuresti 2006.

55. Mănescu A., Sandu M., Ianculescu O. - Alimentări cu apă, 1994, Editura Didactică şi Pedagogică, Bucureşti.

56. Christian Volk, & colab. – Impact of enhanced and optimized coagulation on removal of organic matter and its biodegradable fraction in drinking water – Wat res. Vol 34. No 12, pp 3247 – 3257, 2000.

57. U.T.C.B. – Modernizare flux tehnologic de tratare la uzina de apa Tg. Mures, Etapa 1 – Studiu preliminar de tratabilitate – Contract 113 A/1999

58. U.T.C.B. – Studii de compatibilitate pentru reactivii de coagulare-floculare utilizati in tratarea apei – Contract 188/1997

59. U.T.C.B. – Cercetari privind optimizarea tehnologica a proceselor din uzinele de productie a apei potabile – Contract 151/1998.

60. U.T.C.B. – Studiu de tratabilitate apa de foraj 412.0 m Municipiul Calarasi – Contract nr. 22/2007.

61. Taylor, J.S., Wiesner, M. – Membranes, In Water Treatment Membrane Process, Mallevialle, J., Odendaal, P.E., Wiesner, M.R. (ed) McGraw-Hill, New York,. pg.11.1 – 11.70 (1996).

62. Taylor, J.S., Wiesner, M. Mallevialle, J., Odendaal, P.E., Wiesner, M.R. – Water Treatment Membrane Process, McGraw-Hill, New York, USA, 1996.

63. Desjardins, R. – Le traitement des eaux - Editions de l′Ecole Polytechnique de Montreal, 1990.

64. E.D.H. – Guideliness for Canadian Drinking Water Quality, 1993.

65. Racoviteanu, G., Sandu, M., Vulpasu, E., Dinet, E. – “Tehnologii de tratare a apelor cu hidrogen sulfurat si amoniu. Comparatie tehnico-economica”, Simpozionul International “Mediu si Industria” SIMI 2007, organizat de catre INCD-ECOIND, Societatea de Chimie din Romania si Asociatia Balcanica de Mediu, Filiala RO-B.E.N.A., 25 – 27 Octombrie 2007, Bucuresti.

66. L. Ichim, E. Vulpasu - Modern methods for chemical dosage controlling in water treatment plant – Conference for young professionals EXPO APA 2005, iunie 2005, pag 12 – 23, ISBN 973-0-03972-0.

67. Racoviteanu, G.Stefanescu, C., Megelea, E. – Perfectionarea proceselor de coagulare- floculare; Incercari efectuate in uzinele de apa din tara noastra – Sesiunea Stiintifica U.T.C.B. – C.N.P.D.A.R., (oct.1997).


BIBLIOGRAFIE

68. E.N. Mănăilă, D.I. Martin, G.D. Craciun, D. Ighigeanu, H.M. Iovu, C. I. Matei, C.V. Oproiu, N.I. Iacob, M.I. Sandu, E.D. Vulpasu, G.I. Racoviteanu – Application of Polyelectrolytes Obtained by Radiation Processing to potable and Waste Water Treatment – Conferinţa internaţională OPTIM – 2004 – Optimization of electrical and electronical equipment., Brasov , 20 – 21 mai 2004, pag. 103 - 110.

69. Sandu, M., Racoviţeanu, G., Sandu, R.A., Vulpaşu, E. – Studies regarding achievement of biological stability in Romania's WTP", 1st World Congress of the International Water Association (IWA), 3-7 iulie 2000, Paris, Franţa (5 pagini). ISBN: 2-9515416-0-0, EAN: 9782951541603.

70. Degremont - Water treatment handbook – Seventh edition, ISBN 978-2-7430-0970-0, France, 2007

71. Liang, S. – Bench-scale study for trihalomethane precursor removal, Metropolitan water districtof Suthern California, L.A., 1992.

72. Edzwald, J.K., Becker, W.C., Wattier, K.L. - Surrogate parameteres for monitoring organic matter and THM precusors, Journal AWWA, Apr. 1985.

73. Krasner, S.W. et al. - Three approaches for characterizing NOM, Journal AWWA, Iunie 1996.

74. Carlson, M., - Disinfection Byproducts precursor removal – AWWA Conference, Philadelphia, 1991.

75. Vrijenhoek, E.M., A.E. Childress, M. Elimelech, T.S. Tanaka and M.D. Beuhler – Removing Perticles and THM Precursors by Enhanced Coagulation – Journal AWWA 90:4:139, 1998.

76. Weber, W.J. Jr. and A.M. Jodellah – Removing Humic Substances by Chemical Treatment and Adsorption – Journal AWWA, 77:4:132, 1985.

77. Chilarescu, I., Sandu, M., Berevoianu, C., Racoviteanu, G. – Automatic determination of coagulation-flocculation reagents dose, 8th Gothenburg Symposium, Praga, Rep. Ceha, Sept. 1998.

78. Chilarescu, I., Racoviteanu, G. – Un nou concept pentru determinarea automata a dozei optime de reactivi de coagulare-floculare folositi la potabilizarea apei, ROMAQUA, nr. 3-4/1998.

79. Sandu, M., Bucur, A., Racoviteanu, G. – Progrese în procesele de coagulare-floculare, Simpozion national CNPDAR "Reducerea pierderilor energetice si a consumurilor de apa în sistemele de alimentare cu apa, Bucuresti, Apr. 1997.

80. Semmens, M.J., Staples A.B.. – Nature of organics removed during treatment of Mississippi river water, Journal AWWA, Feb. 1986.

81. Semmens, M.J., Field, T.K. - Coagulation: experiences in organics removal, Journal AWWA, Aug. 1980.

82. UTCB – Studiu de solutii de retehnologizare a statiei de tratare Târlung – Brasov în vederea asigurarii necesarului de apa potabila - Contract nr. 89/1999.


BIBLIOGRAFIE

83. UTCB – Introducerea experimentala a polielectrolitilor în filiera de tratare a uzinei de apa Budeasa-Pitesti - Contract nr. 152a/1997.

84. UTCB - Polielectroliţi biocompatibili pentru tratarea apelor potabile, obţinuţi prin iradiere combinată cu electroni acceleraţi şi microunde – Contract 302/2002.

85. UTCB - Studii şi cercetări pentru conformarea uzinelor de apă din România la Directiva Comunităţii Europene 98/83/EC privind calitatea apei destinata consumului uman – Contract 180/2001 (1B04 AMTRANS).

86. Vulpasu E. – Stadiul actual privind procesele chimice in coagularea-flocularea suspensiilor din apa, Referat de doctorat nr. 1, Bucuresti 2001.

87. Vulpasu E.- Elemente fundamentale ale procesului de coagulare-floculare, reactivi utilizati in coagularea – flocularea apei – Referat de doctorat nr. 2, Bucuresti 2002.

88. Vulpasu E. – Cercetari privind corelatia calitate apa – tipuri de reactivi pentru coagulare – floculare – Referat de doctorat nr. 3, Bucuresti 2002.

89. Ministerul Mediului si Gospodaririi Apelor – Plan operational sectorial de mediu 2007 - 2013, Bucuresti 2007.

90. ASRO - Colectia de standarde privind calitatea apei.

91. Escobar, C.I., Randall, A.A. – Influence of NF on distribution system biostability, Journal AWWA, Iunie 1999.

92. Krasner, S.W. et al. - Three approaches for characterizing NOM, Journal AWWA, Iunie 1996.

93. Young, J.S., Singer, P.C. – Chloroform formation in public water supplies: a case study, Journal AWWA, Feb. 1997.


Documents

OPTIMIZAREA CHIMICA A PROCESULUI DE COAGULARE …digilib.utcb.ro/repository/ccn/pdf/megelea.pdf · (azbociment si otel neprotejat), nu exista sisteme moderne de curatire si spalare